du territoire H H Québec - mamh.gouv.qc.ca

Ministère des Affaires municipales et de l'Occupation du territoire H H

Québec ua Bureau de !a secrétaire génera:c

Québec, Je 1er décembre 2016

Monsieur,

Nous donnons suite à votre demande d'accès, reçue le 11 novembre 20 16 par courrier électronique, afin d'obtenir le ou les documents suivants :

« nous désirons obtenir l 'intégralité d 'un rapport préparé au cours de l 'année 2016 par un groupe de recherche dénommé CTEA U qui concerne les problèmes de rejet de phosphore par les installations de traitement des eaux usées municipales d'une technologie appelée <<

Roseau épurateur ». Nous désirons obtenir la copie complète de ce rapport, tant en version préliminaire qu 'en version finale, le cas échéant, incluant tous les documents qui y sont annexés. ». (Votre référence 411906-37)

Après analyse, nous accédons en partie à votre demande. Vous trouverez, en pièce jointe, la version finale du rapport demandé. En ce qui concerne les versions préliminaires, nous ne pouvons vous les communiquer suivant l'article 9 de la Loi sur l'accès aux documents des organismes publics et sur la protection des renseignements personnels (RLRQ, chapitre A-2.1).

Conformément à i'article Si de la Loi, nous vous informons que vous pouvez demander la révision de cette décision auprès de la Commission d'accès à l'information. Vous trouverez ci-joint une note explicative à ce sujet.

Nous vous prions d'agréer, Monsieur, l'expression de nos sentiments les meilleurs.

ORIGINAL SIGNÉ

Dominique Jodoin Secrétaire générale Responsable de l'accès aux documents

20 16-006386/2016-180

Québec Aile Chauveau, 4' étage 10, me Pierre-Oiivier-Chauveau Québec (Québec) G î R 4J3 Téléphone : 41 8 691-2040 :étécopieur: 418 644·9863 www.mamot.gouv.qc.ca

chapitre A-2.1

LOI SUR L'ACCÈS AUX DOCUMENTS DES ORGANISMES PUBLICS ET SUR LA PROTECTION DES RENSEIGNEMENTS PERSONNELS

Droit d'accès aux documents 9. Toute personne qui en fait la demande a droit d'accès aux documents d'un organisme public.

Restrictions Ce droit ne s'étend pas aux notes personnelles inscrites sur un document, ni aux esquisses, ébauches, brouillons, notes préparatoires ou autres documents de même nature.

1982, c. 30, a. 9.

Avis de recours

À la suite d'une décision rendue en vertu de la Loi sur l'accès aux documents des organismes publics et sur la protection des renseignements personnels.

Révision par la Commission d'accès à l'information

a) Pouvoir:

L'article 135 de la Loi prévoit qu'une personne dont la demande écrite a été refusée en tout ou en partie par le responsable de l'accès aux documents pu de la protection des renseignements personnels peut demander à fa Commission d'accès à l'information de réviser cette décision. La demande de révision doit être faite par écrit; elle peut exposer brièvement les raisons pour lesquelles la décision devrait être révisée (art. 137).

L'adresse de la Commission d'accès à l'information est la suivante:

Québec 975, rue St-Amable 1 Tél. : 418 528-7741 Téléc. : 418 529-3102 Bureau 1.1 0 !

· Numéro sans frais Québec (Québec) G1 R 2G4 1

: ! 1 888 -528-7741 ' ............. ............. ............... l ...................................................... ______________ , ... _ .. __________ t _______ .... _____________________ ...................................... T----·--·· .. ··----........ _ ......................... _____ ___________ ________ _

Montréal 500, boul. René Lévesque l Tél. : 514 873-4196 j Téléc. : 514 844-6170 Ouest N , f . i umero sans ra1s : Bureau 18.200 l Montréal (Québec) H2Z 1W7 1 888-528-7741 1

b) Motifs:

Les motifs relatifs à la révision peuvent porter sur la décision , sur le délai de traitement de la demande, sur le mode d'accès à un document ou à un renseignement, sur les frais exigibles ou sur l'application de l'article 9 (notes personnelles inscrites sur un document, esquisses, ébauches, brouillons, notes préparatoires ou autres documents de même nature qui ne sont pas considérés comme des documents d'un organisme public).

c) Délais:

Les demandes de révision doivent être adressées à la Commission d'accès à l'information dans les 30 jours suivant la date de la décision ou de l'expiration du délai accordé au responsable pour répondre-.à une demande (art. 135).

La Loi prévoit ·spécifiquement que la Commission d'accès à l'information peut, pour motif raisonnable, relever le requérant du défaut de respecter le délai de 30 jours (art. 135).

Étude de la problématique des marais filtrants dans

l’assainissement des eaux au Québec

Rapport final # 2014-28-RF-01

Présenté à :

Ministère des Affaires Municipales et de l'Occupation du Territoire

Auteurs : Stéphanie Hamelin, Ph.D. Chercheure chargée de projet, Centre des Technologies de l’eau Enseignante Cégep de Saint-Laurent Lyne Duhaime, M.Sc. Chercheure chargée de projet, Centre des Technologies de l’eau Enseignante Cégep de Saint-Laurent Frédéric Monette Professeur, École de technologie supérieure Date : Juin 2016 Révision : Novembre 2016

Signat

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: 21 juin 2016

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ii

TABLE DES MATIÈRES

Signatures : ..................................................................................................................................................... i

1. Introduction ........................................................................................................................................... 1

2. Matériel et méthodes ............................................................................................................................ 3

2.1 Sites d’étude .................................................................................................................................. 4

2.1.1 Saint‐Valentin ........................................................................................................................ 4

2.1.2 Frelighsburg ........................................................................................................................... 6

2.1.3 Sainte‐Ursule ......................................................................................................................... 7

2.2.4 Chartierville ........................................................................................................................... 9

2.2 Caractérisation des plantes ......................................................................................................... 10

2.3 Caractérisation du substrat ......................................................................................................... 11

2.4 Analyses microbiologiques .......................................................................................................... 11

2.5 Analyses physico‐chimiques ........................................................................................................ 12

2.5.1 Matières en suspension (MES) ............................................................................................ 12

2.5.2 Demande biologique en oxygène (DBO5 carbonée) ............................................................ 12

2.5.3 Mesure de l’oxygène dissous .............................................................................................. 12

2.5.4 Demande chimique en oxygène (DCO) .............................................................................. 13

2.5.5 Phosphore ........................................................................................................................... 13

2.5.6 Azote .................................................................................................................................... 13

2.5.7 pH ........................................................................................................................................ 14

2.6 Analyses statistiques ................................................................................................................... 14

3. Résultats et discussion ........................................................................................................................ 15

3.1 État des installations ................................................................................................................... 15

3.2 Débits ........................................................................................................................................... 18

3.3 Porosité du substrat .................................................................................................................... 20

3.4 Évaluation de l’état général des plantes ..................................................................................... 22

3.5 Niveaux d’eau .............................................................................................................................. 35

3.6 Coliformes fécaux ........................................................................................................................ 48

3.7 Matières en suspension .............................................................................................................. 50

iii

3.8 Oxygénation ................................................................................................................................ 56

3.9 Déphosphatation ......................................................................................................................... 58

3.10 Chaulage ...................................................................................................................................... 64

3.11 DBO5C et DCO .............................................................................................................................. 69

3.12 Azote ............................................................................................................................................ 77

4. Conclusion et recommandations......................................................................................................... 80

5. Références ........................................................................................................................................... 83

6. Propriété intellectuelle ........................................................................................................................ 85

7. Annexes ............................................................................................................................................... 86

ANNEXE 1 ‐ Rapport d’étape présenté au MAMOT le 22 juillet 2015. ................................................ 86

ANNEXE 2 ‐ Hauteur d’eau moyenne dans les regards (cm) des marais de Typha latifolia à

Chartierville (marais 1, marais 2, marais 3, marais 4 et marais 5) selon l’emplacement du regard (A,

B, C, D, E, F, G et H), lors des trois campagnes d’échantillonnage. ................................................... 100

ANNEXE 3 ‐ Hauteur d’eau moyenne dans les regards (cm) des marais de Typha latifolia à

Frelighsburg (marais 1a, marais 1b, marais 2a, marais 2b, marais 3a, marais 3b et marais 4a) selon

l’emplacement du regard (A, B, C, D, E, F et G), lors des trois campagnes d’échantillonnage. ........ 101

ANNEXE 4 ‐ Hauteur d’eau moyenne dans les regards (cm) des marais de Phragmites australis à

Saint‐Valentin (marais 1, marais 2, marais 3 et marais 4) selon l’emplacement du regard (A, B, C, D et

E), lors des trois campagnes d’échantillonnage. ............................................................................... 102

ANNEXE 5 ‐ Hauteur d’eau moyenne dans les regards (cm) des marais de Phragmites australis à Ste‐

Ursule (marais 1 et marais 2) selon l’emplacement du regard (A, B, C et D), lors des trois campagnes

d’échantillonnage. ............................................................................................................................. 103

ANNEXE 6 ‐ Concentration en oxygène dissous (mg/L) mesurées dans les différents regards du

marais de Chartierville pour les 3 campagnes d’échantillonnage. .................................................... 104


marais de Frelighsburg pour les 3 campagnes d’échantillonnage. ................................................... 107


marais de St‐Valentin pour les 3 campagnes d’échantillonnage. ...................................................... 112


marais de Ste‐Ursule pour les 3 campagnes d’échantillonnage. ....................................................... 115

ANNEXE 10 ‐ Types de chaux utilisée par les 4 municipalités à l’étude ............................................ 117

1

1. Introduction

Au Québec, plusieurs municipalités n’ont pas de système municipal de traitement d’eaux usées

d’origine domestique. Afin de proposer une solution de remplacement aux systèmes

conventionnels qui représentent un coût élevé pour les petites agglomérations, la Société

québécoise d’assainissement des eaux et le ministère de l’Environnement ont documenté et

coordonné depuis le début des années 90, le développement des technologies des marais

filtrants artificiels pour le traitement des eaux usées domestiques (Les Consultants RSA, 1993;

MDDELCC, 2001). L’assainissement des eaux usées par marais filtrant est basé sur des

processus physiques, chimiques et biologiques (sédimentation, précipitation, adsorption,

assimilation par les plantes, transformations biologiques par les microorganismes, etc.).

Depuis le début des années 2000, le Ministère des Affaires municipales et de l’Occupation du

Territoire (MAMOT) a accordé une aide financière à des projets municipaux pour la construction

de systèmes de traitement d’eaux usées employant la technologie de marais filtrants à

écoulement horizontal sous la surface (HSS), la majorité ayant un débit de moins de 100 m3/d.

Ce type de marais artificiel (Phyto-filtre) est un lit de substrat poreux planté d’une espèce de

macrophyte émergente (Typha latifolia ou Phragmites australis, MDDELCC fiches BF-7S et BF-

22) à travers lequel l’affluent s’écoule. Ces installations s’ajoutent à d’autres marais artificiels

mis en place depuis 1993, portant à 17 le nombre total de marais artificiels au Québec (MAMOT,

2014). Le choix de cette technologie repose en partie sur sa capacité à rencontrer des normes

de rejet établies pour la DBO5C, les MES, le Pt et les coliformes fécaux (Les Consultants RSA,

1993; MDDELCC, 2001). Depuis la mise en service de ces unités de traitement, des

dépassements d’exigences de rejet en phosphore ont été observés pour certaines stations. Les

constats suivants ont été observés :

bien que les stations qui reçoivent un débit dépassant le débit de conception soient plus

susceptibles d’éprouver des problèmes, certaines stations recevant un faible débit par

rapport au débit de conception ne respectent pas leur norme de rejet en phosphore. Les

installations problématiques reçoivent un débit variable de 30 % à 130 % du débit de

conception (SOMAE, 2015);

2

le type de plante utilisé dans les marais semble avoir un impact, du moins pour ce qui

est de la quenouille. Dans quatre des six installations utilisant la quenouille (Typha

latifolia), la croissance des plantes est problématique : on rapporte que 5 % des plants

de quenouille ont poussé, ou encore que les plantes sont mortes (MAMOT,

communication personnelle).

L’objectif général du projet est d’identifier les pistes de solutions les plus simples et les plus

efficaces pour permettre aux installations de traitement non conformes d’atteindre, sur une base

régulière, les performances attendues en déphosphatation. Pour ce faire, il a été proposé de :

1) établir l’état de la situation à travers la collecte d’informations au printemps 2015 soit

l’historique de conception, de construction, d’opération et d’entretien et des données de

suivi des variables analysées depuis la mise en marche du marais;

2) planifier et effectuer un suivi physico-chimique et biologique des installations à l’été 2015;

3) proposer des solutions pour favoriser le taux de survie et la croissance des plantes,

notamment de Typha latifolia et de limiter, voire régler, les problèmes de performance en

déphosphatation.

Ces étapes permettront au Centre de technologie des eaux (CTE) d’identifier l’origine de la

mortalité et de la faible croissance des plantes et du dépassement des exigences de rejet en

phosphore. Les installations visées sont celles des municipalités de Chartierville, Frelighsburg

utilisant la plante Typha latifolia et Saint-Valentin, Saint-Ursule utilisant la plante phragmites

australis.

Les données ainsi récoltées ont permis de produire un rapport d’étape préliminaire (juillet 2015)

qui présentait un constat préliminaire des faits, basé sur les données récoltées jusqu’à cette

date. Le présent rapport présente la totalité des données recueillies à l’été 2015 :

les résultats de la collecte d’informations sur l’état des installations comparés avec les

directives du ministère et du constructeur (guide de conception du MDELCC, et du

manuel d’exploitation fourni par HG Environnement);

l’analyse des données récoltées lors de la campagne d’échantillonnage du CTE à l’été

2015 et leur comparaison avec les données de suivi inscrite dans le SOMAE et les

exigences de rejet du MDDELCC;

3

les recommandations du CTE pour assurer la survie et la croissance des plantes lors du

démarrage du marais et, à long terme, corriger les problèmes de performances du

marais dans le traitement des eaux usées.

2. Matériel et méthodes

Au début du projet, une rencontre de travail a été organisée avec les intervenants impliqués à

ce projet (MAMOT & CTE). L’objectif était de permettre de clarifier, le mandat, les rôles et

responsabilités, l’échéancier, et ainsi, faciliter les liens de communications durant la durée du

présent mandat.

Une collecte d’informations a ensuite été effectuée afin de colliger les données disponibles

jusqu’à présent sur l’historique de conception, de construction, d’opération et d’entretien; les

données de suivi des variables analysées depuis la mise en marche du marais (SOMAE)

concernant les installations des quatre municipalités concernées, soit Chartierville, Frelighsburg,

St-Valentin et Ste-Ursule.

Au début du mois de mai 2015, des visites ont été organisées dans chacune des municipalités

afin de rencontrer les responsables de la mise en place de l’opération de ces marais afin de

discuter de l’historique du marais, du suivi des paramètres mesurés, des manipulations

effectuées pour l’opération du marais, ainsi que des problèmes rencontrés. Par la suite, les

informations récoltées ont permis de planifier les visites d’échantillonnage à raison d’un

échantillonnage par mois par municipalité pendant trois mois (de mai à août 2015) au cours

desquelles l’équipe du CTE a effectué les mesures physico-chimiques et biologiques de l’eau

(affluent et effluent), de la biomasse des plantes, des dimensions des installations, du débit, de

l’oxygénation, des niveaux d’eau, et de la caractérisation du substrat telles que décrites un peu

plus bas. Toutes les analyses ont été faites avec trois réplicats de terrain, et minimalement deux

à trois réplicats d’analyse. Certaines analyses (ex. : coliformes fécaux) ont nécessité d’effectuer

des dilutions afin de respecter les contraintes de la méthode. Toutes les analyses ont été faites

aux laboratoires du CTE du département d’assainissement de l’eau et de microbiologie du

Cégep de Saint-Laurent en accord avec les méthodes normalisées utilisées par le MDDELCC

et ce, en ayant pris soin de respecter les modes de conservation pour l’échantillonnage des

rejets liquides d’eaux usées (CEAEQ, 2012b; APHA, 2015).

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2.1.2 Frelighsburg

Frelighsburg est une ville située dans la municipalité régionale de comté de Brome-Missisquoi

dans la région administrative de la Montérégie qui compte 1 098 habitants, dont 252 seraient

connectés pour le traitement des eaux usées à un marais filtrant (Genivar, 2013, Documents de

conception). Notons qu’un nouveau développement domiciliaire d’une trentaine d’habitations est

prévu pour l’été 2016 et que la municipalité s’interroge sur la possibilité de les raccorder aussi

au marais filtrant. Les eaux usées domestiques sont acheminées par le réseau d’égouts au site

de traitement constitué d’une fosse septique, de 6 préfiltres, puis de 7 bassins doubles (14

cellules) de type Phyto-filtre T (Typha latifolia, mis en service en mars 2012, figure 3) munis de

soufflantes et diffuseurs d’air (possibilité d’un bassin supplémentaire, non-utilisé jusqu’à

présent). L’eau traitée se déverse ensuite dans la rivière aux Brochets. Le débit de conception

est de 176 m3/d et les exigences de rejet sont indiquées au tableau 2.

Tableau 2 : Exigences de rejet pour la municipalité de Frelighsburg

EXIGENCES de rejet Date d’approbation : Date de l’avis de conformité

Paramètre Période Type d’exigence* Moyenne sur kg/d mg/l R%

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Source: Somae 2015

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2.2.4 Chartierville

Chartierville est une ville située dans la municipalité régionale de comté du Haut-Saint-François

en Estrie et compte 304 habitants, dont 183 seraient connectés pour le traitement des eaux

usées à un marais filtrant (WSP Group, 2014, documents de conception). Les eaux usées

domestiques sont acheminées par le réseau d’égouts au site de traitement constitué d’une fosse

septique, de 3 préfiltres, puis de 5 bassins doubles (10 cellules) de type Phyto-filtre T (Typha

latifolia, mis en service en juin 2012, figure 5) disposés sur des paliers en escalier et munis de

soufflantes et diffuseurs d’air. L’eau traitée se déverse ensuite dans la rivière Ditton ouest. Le

débit de conception est de 79,2 m3/d et les exigences de rejet sont indiquées dans le tableau 4 :

Tableau 4 : Exigences de rejet pour la municipalité de Chartierville

EXIGENCES de rejet Date d’approbation : Date de l’avis de conformité

Paramètre Période Type d’exigence* Moyenne sur kg/d mg/l R%

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* Les exigences pour la période indiquée sont du type E1 ou E2 (voir l’aide)

Source: Somae 2015

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2.3 Caractérisation du substrat

La porosité du substrat a été mesurée selon la méthode de l’évaluation du volume relatif des

vides contenus dans le sol (Beaudry, 1984; Champoux & Toutant, 1988), en introduisant un

certain volume de sol préalablement asséché (105oC dans une étuve Fisher Scientific Isotemp

Oven jusqu’à poids constant, les pesées ayant été faites sur une balance analytique Sartorius

Quintix 224-1S) dans un cylindre gradué. La première pesée étant faite, un volume d’eau

suffisant pour remplir les interstices entre les grains de sable est ensuite ajouté et une nouvelle

pesée est effectuée. La différence de poids permet de trouver le volume d’eau ajouté

correspondant au volume de vide entre les grains de sable. La porosité est calculée comme

étant le rapport entre le volume des pores (vides) et le volume total du substrat. Les échantillons

pour la porosité ont été prélevés à différents endroits dans le marais (près de la tranchée de

distribution, au centre du marais et près de la collecte) avec un carottier d’une longueur 65 cm,

puis homogénéisés préalablement au séchage.

2.4 Analyses microbiologiques

Le dénombrement des coliformes fécaux a été effectué par la méthode « Fecal Coliform

Membrane Filter Procedure » (APHA, 2005;CEAEQ, 2014a). La filtration a été faite sur des

membranes filtrantes stériles quadrillées de nitrate de cellulose (47 mm de diamètre et 0,45 µm

de porosité). Le matériel utilisé pour la décontamination et stérilisation de la verrerie est un

autoclave Market Force Sterilmatic. Les géloses ont été coulées dans une hotte à flux luminaire

Labconco Class Type A2. L’incubation a été faite dans un incubateur Thelco Precision Scientific

Model 2 à 44,5 0,2oC durant 24 heures. Le milieu de culture (m-Fc) a été chauffé sur une

plaque agitatrice chauffante Corning PC-420D. Le dénombrement a été fait à l’aide d’une loupe

binoculaire Motic SMZ-140 Series. Quatre dilutions à l’aide d’eau tamponnée stérile ont été

faites par réplicat de terrain afin de s’assurer d’être dans l’intervalle valide pour le

dénombrement des coliformes fécaux sur gélose soit entre 20 et 60 colonies sur le pétri. Un

témoin négatif par erlenmeyer de 300 mL d’eau tamponnée a été utilisé pour le contrôle de

qualité.

12

2.5 Analyses physico-chimiques

Pour toutes les analyses chimiques effectuées, des blancs et témoins de contamination ont été

analysés simultanément aux échantillons, conformément aux spécifications du CEAEQ pour

l’échantillonnage et l’analyse des échantillons. Les échantillons composés ont été prélevés à

l’aide d’un échantillonneur automatique (sauf lorsque le débit trop faible obligeait

l’échantillonnage instantané à la bouteille).

Les données ainsi récoltées ont permis de produire un rapport d’étape qui a été présenté sous

forme de diaporama lors d’une rencontre MAMOT-CTE le 22 juillet 2015 (ANNEXE 1). Ce

rapport présentait alors un constat préliminaire des faits, basé sur des mesures ponctuelles de

la première campagne d’échantillonnage (en lien avec les données de suivi), qui ont été

approfondies lors des 2 autres échantillonnages subséquents.

2.5.1 Matières en suspension (MES)

Les MES ont été mesurées suivant la méthode « Total Suspended Solids Dried at 103-105oC »

(APHA, 2005; CEAEQ, 2012a). La filtration a été effectuée avec des filtres Whatman 934-AH en

fibre de verre avec une ouverture de pore de 1,2 à 1,5 μm, l’assèchement à 105oC dans une

étuve Fisher Scientific Isotemp Oven jusqu’à poids constant, les pesées ayant été faites sur une

balance analytique Sartorius Quintix 224-1S.

2.5.2 Demande biologique en oxygène (DBO5 carbonée)

La détermination de la DBO5C a été effectuée par la méthode « 5-day BOD Test » (APHA, 2005)

avec ajout de 2-chloro-6 (trichlorométhyl) pyridine (TCMP) comme inhibiteur de nitrification. Des

volumes d’échantillons différents ont été utilisés selon la DBO5C anticipée pour un échantillon

donné et afin de respecter les limites de la méthode. L’oxygène dissous initial et final a été

mesuré avec un oxymètre à électroluminescence Hach HQ10. Les flacons à DBO ont été

incubés dans un incubateur Medilow-s Pselecta à 20oC. Un blanc constitué d’eau de dilution

par lot de 3 L d’eau de dilution a été utilisé pour le contrôle de qualité.

2.5.3 Mesure de l’oxygène dissous

Sur le terrain, les mesures d’oxygène dissous dans les regards, l’affluent et l’effluent ont été

prises à l’aide d’un oxymètre YSI modèle 58 préalablement calibré.

13

2.5.4 Demande chimique en oxygène (DCO)

La détermination de la DCO a été effectuée par la méthode Hach 8000 (Hach, 2014a). Aucune

dilution n’a été nécessaire afin d’arriver à l’intérieur de la gamme de détection. Les réactifs pour

la gamme basse 3-150 mg/L ont été utilisés pour l’effluent et les réactifs à gamme haute 20-

1500 mg/L ont été utilisés pour l’affluent. La lecture colorimétrique a été faite sur un

spectrophotomètre Hach DR2400 (Hach méthode 8000). Des étalons de 50 mg/L et 100 mg/L

de biphtalate de potassium ont été analysés pour le programme gamme basse afin de valider la

courbe d’étalonnage mémorisé du spectrophomètre. De façon similaire, des étalons de 100

mg/L et 400 mg/L de biphtalate de potassium ont été analysés pour le programme gamme

haute. Un blanc par gamme a été utilisé pour le contrôle de qualité.

2.5.5 Phosphore

Phosphore total

Le phosphore total a été déterminé par la méthode « Acid Ascorbic Acid Method » (APHA,

2005). La digestion préalable des échantillons a été faite sur des unités Digesdahl Hach à

440oC suivant la méthode « Sulfuric Acid-Nitric Digestion » (APHA, 2005). Des volumes de 10,0

mL d’échantillon ont été utilisés pour la digestion. Un blanc et 3 étalons de 0,5 mg/L, 5,0 mg/L et

10 mg/L de KH2PO4 ont été utilisés pour tracer la courbe d’étalonnage. La lecture colorimétrique

a été effectuée sur un spectrophotomètre Hach DR2400.

Phosphore dissous

La détermination du phosphore dissous a suivi les mêmes étapes que pour le phosphore total à

l’exception que l’échantillon a été filtré au préalable avec un filtre Whatman 934-AH en

microfibre de verre avec une ouverture de pore de 1,2 à 1,5 μm.

2.5.6 Azote

Azote ammoniacal

La détermination de l’azote ammoniacal a été effectuée avec la méthode « 4500-NH3 D.

Ammonia-Selective Electrode Method » (American Public Hearth Association et al., 2005). Une

électrode spécifique N-NH3 Orion 9512 a été utilisée pour la lecture de la différence de potentiel.

L’électrode a été étalonnée avec 3 étalons de 0,5 mg/L, 1,0 mg/L et 10,0 mg/L de NH4Cl.

14

Des dilutions 1 : 2 et 1 : 4 ont parfois été nécessaire afin d’obtenir des mesures expérimentales

à l’intérieur de l’intervalle des valeurs d’étalons.

Azote NKT

La détermination de l’azote total Kjehdahl a été faite suivant la méthode colorimétrique

automatisée (méthode MA. 300 – NTPT 2.0; CEAEQ, 2014b). La première étape est une

digestion en milieu acide chauffé à 380oC (K2SO4 et H2SO4) qui transforme tous les composés

organiques azotés en azote ammoniacal. Dans la seconde étape, les ions ammonium

réagissent avec du salicylate, du nitroferricyanure et de l’hypochlorite de sodium pour former en

milieu alcalin un complexe salicylate ammoniacal, dont l’absorbance à 660 nm est

proportionnelle à la concentration d’azote ammoniacal. Les ions ammonium sont ensuite dosés

à l’aide d’un analyseur colorimétrique automatisé.

Nitrates

Les nitrates ont été analysés avec la méthode « Cadmium Reduction Method Hach 8171 »

(Hach, 2014b). La gamme de détection se situe entre 0,1 et 10,0 mg/L de NO3--N. Aucune

dilution n’a été nécessaire pour entrer dans la gamme de détection. Un spectrophotomètre Hach

DR2400 a été utilisé pour la lecture colorimétrique.

Nitrites

Les nitrites ont été analysés avec la méthode « USEPA Diazotization Method Hach 8507 »

(Hach, 2015). La gamme de détection se situant de 0,002 mg/L à 0,300 mg/L de NO2-N, des

dilutions 1 : 2 et 1 : 5 ont parfois été nécessaire. Un spectrophotomètre Hach DR2400 a été

utilisé pour la lecture colorimétrique.

2.5.7 pH

Sur le terrain, les mesures de pH à l’affluent et l’effluent ont été prises à l’aide d’un pH-mètre

Sartorius PB-11 muni d’une sonde Accumet 13-620-299A, préalablement calibré.

2.6 Analyses statistiques

Les résultats des différentes analyses ont été comparés en utilisant l’analyse de variance à un

ou deux critères de classification (one-way ou two-way ANOVA), l’analyse de variance à

mesures répétées ainsi que le t-test de Student.

15

Les données ont subi une transformation en Log10 lorsque nécessaire pour remplir les

conditions de normalité, tel que vérifié par le test de Shapiro-Wilk. Dans le cas où une analyse

non-paramétrique s’est avérée nécessaire, les tests de Kruskal-Wallis et de Mann-Whitney ont

été privilégiés. Lorsque des différences significatives ont été détectées, le test de Tuckey-

Kramer HSD ou de Dunn’s ont été réalisés afin de comparer les moyennes entre elles (ces

différences sont illustrées au moyen de lettres au-dessus des histobarres). Les analyses

statistiques ont été effectuées à l’aide du Logiciel JMP® version 12 (SAS Institute Inc.,

http://www.jmp.com/en_us/home.html) et de SigmaPlot 12.0 (Systat Software Inc.).

3. Résultats et discussion

3.1 État des installations

Lors de la première visite des marais dans les quatre municipalités à l’étude, une des premières

tâches à accomplir a été d’établir un constat de l’état des installations. L’objectif de ce projet

étant plutôt de trouver des solutions au problème de déphosphatation, et non pas de faire une

analyse critique de la conception des ouvrages. Cependant, quelques problématiques ont été

relevées qui nécessiteraient des ajustements des installations afin de faciliter la tâche

d’échantillonnage servant au suivi des performances de traitement, ainsi qu’à assurer la sécurité

de la personne qui sera en charge de le faire.

Problèmes de corrosion et production de H2S

Lors la visite du marais de St-Valentin, il a été observé que les murs de béton et les pièces

métalliques du puits présentent des signes importants de corrosion et d’effritement, ainsi que la

boîte de jonction, tels que mentionnés précédemment par J. Bourdon dans deux rapports

présentés au MAMOT en juin 2013 et septembre 2014 (Bourdon, 2013, 2014).

Lors des échantillonnages à St-Valentin, de fortes concentrations de H2S ont été mesurées au

puits de pompage, allant parfois jusqu’à 25 ppm. À titre comparatif, les valeurs de H2S ont été

non détectables au puits de pompage pour les 3 campagnes d’échantillonnage réalisées dans

les trois autres municipalités, sauf à Chartierville au mois d’août, où des concentrations de 8

ppm ont été mesurées. Ces plus fortes concentrations proviendraient d’effets en amont dans le

réseau d’égout existant. Les populations bactériennes actives en anaérobie sont les bactéries

fermentatives et les bactéries sulfato-réductrices. Elles utilisent les sulfates comme source

d’énergie pour dégrader la matière organique et produire ainsi des sulfures dissous et de l’H2S.

16

Les populations bactériennes actives en anaérobie sont les bactéries fermentatives et les

bactéries sulfato-réductrices. Elles utilisent les sulfates comme source d’énergie pour dégrader

la matière organique et produire ainsi des sulfures dissous et de l’H2S. Rappelons que le H2S

présent à concentrations élevées dans la fosse septique ou dans un poste de pompage peut

entrainer une paralysie respiratoire et la perte de conscience pouvant mener à la mort d’un

individu en quelques minutes. Les limites admissibles selon la CSST sont de 10 ppm pour un

quart de travail de 8 h et de 15 ppm pour une exposition de 15 minutes (CSST, 2016). C’est

pourquoi ces travaux d’échantillonnage et d’entretien doivent être effectués par une personne

ayant des connaissances sur le risque que représente l’exposition au H2S et possédant les

éléments de protection nécessaire pour gérer ce type de situation. Il devient donc impératif que

les employés qui doivent travailler à proximité de ces installations utilisent un système de

ventilateur pour pousser l’air en direction opposée de l’utilisateur ainsi, qu’un détecteur de gaz

afin d’évaluer le niveau de risque. À l’été 2015, il n’y avait toujours pas de détecteur de gaz

présent dans la bâtisse de la municipalité de St-Valentin; il faudrait donc s’assurer d’y en

installer un.

Problème d’accessibilité pour l’échantillonnage

Au moment de réaliser les premiers échantillonnages, l’équipe du CTE a été confrontée à un

problème de taille. Pour certaines des installations municipales, l’accès aux points

d’échantillonnage est difficile, tant à l’affluent qu’à l’effluent. Ce sont des détails qui n’interfèrent

aucunement avec le traitement, mais ils peuvent induire une surestimation ou une sous-

estimation des concentrations des paramètres suivis pour évaluer les performances des

installations. Les problèmes observés sont les suivants :

difficulté d’échantillonner avec un échantillonneur automatique parce que l’effluent ne

constitue qu’un mince filet d’eau coulant sur le fond du regard en ciment (figure 2C). Si

l’échantillonnage est réalisé avec une bouteille au bout d’une perche, le préposé se

trouve à racler le fond du regard, ce qui risque d’entraîner dans la bouteille les particules

amassées au fond qui ne faisaient pas partie de l’échantillon à prélever;

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18

Afin d’assurer un meilleur suivi des performances de traitement, il serait souhaitable de modifier

l’installation au sein du regard en ciment de manière à pouvoir procéder à un échantillonnage

conforme aux règles de l’art, et ce, de manière simple et sécuritaire.

3.2 Débits

Les débits à l’affluent des quatre municipalités ont varié au cours de l’été de 20,3 à 49,3 m3/d

pour Chartierville, de 50,3 à 65,1 m3/d pour Frelighsburg, de 36,9 à 57,3 m3/d pour St-Valentin et

de 21,6 à 164 m3/d pour Ste-Ursule, les valeurs les plus élevées ayant été observées surtout

lors de la 3e campagne d’échantillonnage au mois d’août 2015 (figure 7). Les municipalités de

Chartierville, Frelighsburg et St-Valentin ont toujours présenté des débits à l’affluent largement

en-dessous des débits de conception. Par contre, dans le cas de Ste-Ursule, il est arrivé à

quelques reprises durant l’été que le débit mesuré par les pompes à l’entrée du marais dépasse

le débit de conception (allant jusqu’à 164,4 m3/d, comparativement au débit de conception est

de 35,1 m3/d), et/ou ne concorde pas avec le débit ayant réellement circulé dans les marais, tel

que montré à la figure 7. Monsieur Gagnon, inspecteur municipal de Ste-Ursule, a finalement

solutionné le problème en enlevant complètement le disque de la vanne à rochet, car la vanne

n’effectuait plus sa rotation. Depuis début décembre 2015, les débits réels se situent plutôt

entre 31 et 39,2 m3/d, ce qui est beaucoup plus près du débit de conception de 35

m3/d. L’écoulement en aval du traitement est maintenant continuel et similaire dans les deux

conduites, tel que décrit par D. Lafontaine de la firme Techni-consultant, qui assiste M. Gagnon.

Lorsque les débits de l’effluent et de l’affluent sont comparés pour chaque municipalité à la

première campagne, les débits sont semblables pour les marais de Ste-Ursule et St-Valentin.

Par contre, pour les marais de Chartierville et de Frelighsburg, les débits à l’effluent sont

beaucoup plus faibles que les débits à l’affluent, ce qui signifierait un temps de rétention

hydraulique plus long de l’eau dans ces deux marais ou par une évaporation plus grande par

rapport à la quantité d’eau entrante. Cette tendance semble cependant changer au cours du

temps, comme le démontrent les résultats des campagnes 2 et 3, où il a été observé par

exemple un débit plus faible à l’effluent qu’à l’affluent au marais de St-Valentin et Ste-Ursule,

raisonnement pouvant être faussé par le problème vécu avec la vanne à rochet pour Ste-Ursule.

19

1ère campagne

Chartierville

Déb

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3 /J)

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10

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40

50

60

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176 m3/J

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60

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SOMAE (26/05/15)

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SOMAE (03/06/15)

Ste-UrsuleCTE (17/06/15)

SOMAE (17/06/15)

2e campagne

Chartierville

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0

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AFFLUENT EFFLUENT


79,2 m3/J

176 m3/J83,3 m3/J

35,1 m3/J


SOMAE (08/07/15)

Déb

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SOMAE (30/06/15)


SOMAE (25/06/15)


SOMAE (15/07/15)

20

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100

120

140

160

AFFLUENT EFFLUENT


*Impossibilité de mesurer le débit de l'effluent à Chartierville et St-Valentin car débit trop faible

* *

79,2 m3/J

176 m3/J

83,3 m3/J

35,1 m3/J


SOMAE (01/09/2015)

Déb

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0

20

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80

100

120

140

160

180

CTESOMAE


SOMAE (27/07/15)


SOMAE (23/07/15)


SOMAE (06/08/15)

Figure 7 : Mesure de débits (m3/d) à l’affluent et à l’effluent des marais des municipalités de Chartierville, Frelighsburg, St-Valentin, et Ste-Ursule lors des 3 campagnes d’échantillonnage effectuées à l’été 2015. Les débits inscrits au-dessus des histobarres correspondent au débit de conception.

3.3 Porosité du substrat

La porosité moyenne mesurée dans les marais est significativement plus faible dans les marais

de St-Valentin (moyenne de 0,29) et plus élevée dans le marais de Frelighsburg (moyenne de

0,39), mais ne varie pas entre les différentes positions au sein d’un même marais, que le

prélèvement ait été fait à l’extérieur près du canal de distribution, au centre, ou près de la

goulotte de collecte (test two-way Anova, = 0,05, p < 0,0001 pour le facteur municipalité et p =

0,2911 pour la position au sein du marais, R2 = 0,74) comme l’illustre la figure 8.

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Distribution Centre Goulotte

Chartierville

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Ste-Ursule

Figure 8 : Porosité du substrat filtrant dans les marais de Chartierville, Frelighsburg, St-Valentin et Ste-Ursule selon la position du prélèvement dans le marais (extérieur, centre ou goulotte).

Selon la fiche technique des marais, il était attendu de trouver deux couches distinctes de

substrat filtrant, soit une couche de sable en surface, et du mélange Phragmix ou substrat en

profondeur (figure 9). Ces deux couches ont en effet bien été identifiées sur le terrain lors du

creusage des pédons dans les marais de St-Valentin et Ste-Ursule. Par contre pour les marais

de Chartierville et Frelighsburg, tous deux des marais à Typha sp., une seule couche de

substrat homogène sablonneuse a été retrouvée jusqu’au fond du marais, et ce, peu importe si

le carottage avait été effectué près de la distribution, du centre ou de la goulotte de collecte. Il

est possible qu’avec le passage de l’eau, et le fait que les racines de Typha sp. retiennent peut-

être moins bien le substrat que les racines de Phragmites sp. qui, comme il sera vu plus loin,

sont beaucoup plus profondes, entrainant possiblement un mélange des deux couches dans les

marais de Typha sp., lorsqu’il n’y a pas de racines suffisamment profondes pour maintenir le

substrat en place.

Figure 9

3.4

Densité

Pour une

figures de

2-3-4 et

d’échanti

de plante

(test one-

densité d

et 2 (4,79

témoigne

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même m

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figures 16

9 : Coupe t

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6 et 17).

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= 5,186; p =

16,6 plants/

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Phragmites

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les marais

2015 lors d

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010), docume

1

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ré sur la figu

Typha latifo

5). En effet, l

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est visible à

de la trois

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marais, que

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est one-way

n = 6; t = 0

ents de conce

es présentés

iqués aux fig

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1 (5,58 plant

à l’œil comm

ième camp

les marais

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0,697; figur

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0,828, p = 0

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0,454;

Figure 1marais d15; F =significa

10 : Densitde la muni 5,186; p atives entr

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0,05). Les

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AB

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tifolia des ay ANOVAes différe

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Figure 1Chartier

Figure 1marais d= 3,852,

11 : Photogrville prise

12 : Densitde la muni p = 0,697)

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de spécimburg le 26 m

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A M 3B M 4A

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sept 21; H

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13 : Photogsburg prise

graphies des le 29 jui

es marais illet 2015.

25

de Typha latifolia de

e la municiipalité de

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14 : Densitatre marais2,501, p = 0

15 : Photogt-Valentin

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s p

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120

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17 : PhotogUrsule pris

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27

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Marais 2

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ralis de la

tes australiest, n = 6; t

municipal

is t =

ité

28

Lorsque les municipalités sont comparées entre elles, il apparaît que la densité de plantes lors

de la première campagne d’échantillonnage est significativement plus élevée dans le marais de

la municipalité de Saint-Valentin, plantés avec Phragmites australis (101 plants/m2),

comparativement à ceux semés de Typha latifolia de Chartierville (9,85 plants/m2) et de

Frelighsburg (2,28 plants/m2) (figure 18 ; Kruskal-Wallis; n = 54; H = 44,198; p < 0,001; Dunn’s =

p < 0,05). Ce même test révèle que le marais filtrant de Saint-Ursule présente une densité de

Phragmites sp. (52,48 plants/m2) plus élevée que la densité de Typha sp. à Frelighsburg.

De

nsité

des

pla

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cim

en/

m²)

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120

140

ChartiervilleFrelighsburgSt-ValentinSte-Ursule

Chartierville Frelighsburg Ste-UrsuleSt-Valentin

Figure 18 : Densité moyenne de plants (nombre de spécimen/m2) dans les marais de quatre municipalités plantés de Phragmites australis (Chartierville et Frelighsburg) et Typha latifolia (Saint-Valentin et Ste-Ursule) lors de la première campagne d’échantillonnage du 26 mai au 17 juin 2015 (Kruskal-Wallis; n= 54; H = 44,198; p < 0,001; Dunn’s = p < 0,05).

Bien que cette analyse ne démontre pas de différence significative entre le marais filtrant à

Phragmites sp. de la municipalité de Ste-Ursule et celui à Typha sp. de Chartierville, la

comparaison des densités de plantes des marais selon l’espèce plantée montre que la densité

des deux marais plantés de Phragmites sp. (85,15 plants/m2) est grandement supérieure à ceux

plantés de Typha sp., dont la densité moyenne est de 5,43 plants/m2 (figure 18 ; Mann-Whitney;

n = 54; T = 819,0; p <0,001). Les figures 11, 13, 15 et 17 illustrent très bien ces résultats. En

effet, on remarque que la densité de Typha sp. est particulièrement faible à Frelighsburg durant

toute la saison de croissance comme en témoignent les photos prises lors de l’échantillonnage à

la fin juillet (figure 13) alors que la densité de cette espèce à Chartierville était très faible en

début de saison lors de la première campagne mais semble avoir augmenté au fil de la saison

(figure 11).

A B

C

AC

29

Biomasse sèche – Campagne 2

Lors de la deuxième campagne d’échantillonnage, la biomasse sèche (g) moyenne pour un

plant dans chaque marais a été évaluée. La biomasse sèche des plants de Phragmites sp. de la

municipalité de Saint-Valentin est en moyenne significativement plus faible (14,7 g) que celle du

marais de Ste-Ursule, ainsi que des marais à Typha sp. de Chartierville (39,3 g) et de

Frelighsburg (40,8 g) (figure 19; ANOVA; n = 12; F = 5,698; p = 0,022; Tukey α < 0,05). Cela

implique que les plantes ont une moins forte croissance dans le marais de St-Valentin que dans

les marais des trois autres municipalités. Lors des visites pré-échantillonnage au printemps,

l’équipe du CTE a remarqué que les plants de l’année précédente étaient couchés (écrasés par

la neige), et ce de façon plus importante à St-Valentin que dans les quatre autres municipalités.

Il a été constaté que les jeunes plants de l’année ont eu plus de mal à croître sous le couvert

des plantes écrasées, impliquant une biomasse plus faible.

L’impact d’une biomasse par plant plus faible est une moins grande absorption des nutriments

(ex. : phosphore) durant l’été. De plus, il a été noté que les plantes de la saison précédente

n’ont pas été fauchées dans aucun des marais des quatre municipalités à l’étude, ce qui peut

permettre aux nutriments séquestrés dans la plante de retourner dans le système du marais,

nuisant ainsi aux performances de traitement du phosphore. Notons que les marais construits

au Québec sont souvent basés sur les modèles de marais conçus en France, là où les hivers

sont plus doux, et conséquemment où les plantes peuvent survivre à l’année (malgré une courte

période de dormance).

Cela suggère d’adapter les pratiques d’entretien au climat québécois avec ses hivers plus

rigoureux. Il a été démontré qu’un fauchage à l’automne des plants de Typha sp. et de

Phragmites sp. pouvait permettre le retrait de phosphore de marais traitant des eaux usées

(Toet et al., 2005). Il serait donc suggéré, tant pour faciliter la croissance des nouvelles plantes

au printemps, que pour retirer du système le phosphore absorbé dans les plantes, de faucher

les plantes à l’automne et de détruire (ex : en les brûlant) les résidus récoltés.

30

Chartierville

Bio

ma

sse

sèch

e (

g)

0

10

20

30

40

50

60


Figure 19 : Biomasse sèche moyenne (g) de plants dans les marais de quatre municipalités plantés de Phragmites australis (Chartierville et Frelishburg) et Typha latifolia (Saint-Valentin et Ste-Ursule) lors de la deuxième campagne d’échantillonnage du 25 juin au 15 juillet 2015 (ANOVA, n = 12; F = 5,698; p = 0,022; Tukey α < 0,05).

Hauteur plants – Campagne 1

En ce qui concerne la hauteur des plants (cm) en fonction de leur emplacement dans le sous-

marais (distribution, centre ou goulotte) lors de la première campagne d’échantillonnage, la

hauteur des Typha sp. ne varie pas de façon significative selon l’emplacement pour les sous-

marais de Chartierville (ANOVA; n = 9; F = 2,728; p = 0,144) alors que ces données n’ont pas

été mesurées pour la municipalité de Frelighsburg, étant donné la rareté des plants. Pour les

marais à Phragmites sp., la hauteur des plants situés près des goulottes est plus grande (166

cm) comparativement et ceux situés au centre du sous-marais (152 cm) dans la municipalité de

Saint-Valentin (figure 20 ; ANOVA; n = 36; F = 4,399; p = 0,020; Tukey α < 0,05) alors qu’il n’y a

pas de différence de hauteur selon l’emplacement à Ste-Ursule (ANOVA; n = 9; F = 3,000; p =

0,125), ni lorsque la hauteur des plants en fonction de l’emplacement est comparée et ce, toutes

municipalités confondues (Kruskal-Wallis; n = 54; H = 1,078; p = 0,583).

A

A

B

A

31

Figure 20 : Hauteur moyenne de plants (cm) dans les marais de Saint-Valentin (Phragmites australis) selon l’emplacement (distribution, centre ou goulotte), lors de la première campagne d’échantillonnage le 11 juin 2015 (ANOVA; n = 36; F = 4,399; p = 0,020; Tukey α < 0,05).

La comparaison de la hauteur des plantes entre les municipalités, sans tenir compte de

l’emplacement du plant dans le sous-marais, révèle des valeurs plus élevées pour les marais à

Phragmites sp. (169,02 cm) comparativement aux marais à Typha sp. (92,62 cm) (figure 21;

Mann-Whitney; n = 62; T = 154,000; p < 0,001). De plus, il n’y a pas de différence entre les

marais de municipalités d’une même espèce plantée (figure 22; Kruskal-Wallis; H = 40,536;

p < 0,001; Dunn p < 0,05). En effet, ce dernier test révèle que les plants mesurés à Saint-

Valentin (160 cm) et à Ste-Ursule (206 cm) sont significativement plus hauts que ceux de

Chartierville (96,1 cm) et Frelighsburg (88,7 cm) et qu’il n’y a pas de différence entre marais de

même espèce plantée.

Figure 21 : Hauteur moyenne de plants (cm) dans les marais de quatre municipalités (Chartierville, Frelishburgh, Saint-Valentin et Saint-Ursule), selon l’espèce plantée (Phragmites australis et Typha latifolia), lors de la première campagne d’échantillonnage du 26 mai au 17 juin 2015 (Mann-Whitney; n = 62; T = 154,000; p < 0,001).

0

50

100

150

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Hauteur plant (cm

)Emplacement dans les sous‐marais de Saint‐Valentin

Extérieur

Central

Intérieur

Distribution

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0

50

100

150

200

250

Hauteur plants (cm

)

Espèce plantée

Typha latifolia

Phragmitesaustralis

A AB B

32

Figure 22 : Hauteur moyenne de plants (cm) dans les marais de quatre municipalités (Chartierville, Frelighsburg, Saint-Valentin et Saint-Ursule) lors de la première campagne d’échantillonnage du 26 mai au 17 juin 2015 (Kruskal-Wallis; H = 40,536; p < 0,001; Dunn p < 0,05).

Hauteur plantes – Campagne 2

Lors de la deuxième campagne d’échantillonnage, une différence significative est observée

entre la hauteur des plants pour toutes les comparaisons des municipalités entre elles,

exception de Chartierville (207 cm) et Saint-Valentin (208 cm) qui ont la même hauteur de plants

même si c’est marais n’ont pas la même espèce plantée (figure 23 ; ANOVA; n = 12; F =

164,720; P < 0,001; Tukey α < 0,05). Les plants de Ste-Ursule sont ceux qui sont les plus

hauts (273 cm) alors que ceux de Frelighsburg sont les plus petits (75,7 cm). La différence entre

les municipalités est particulièrement marquée entre les deux marais plantés de Typha sp. avec

une hauteur moyenne plus élevée à Chartierville comparativement à Frelighsburg.

0

50

100

150

200

250

300

Hauteur plants (cm

)

Municipalité

Chartierville

Frelishburgh

Saint‐Valentin

Saint‐Ursule

A A

B

B

Frelighsburg

33

Figure 23 : Hauteur moyenne de plants (cm) dans les marais de quatre municipalités (Chartierville, Frelighsburg, Saint-Valentin et Saint-Ursule) lors de la deuxième campagne d’échantillonnage du 25 juin au 15 juillet 2015 (ANOVA; n= 12; F = 164,720; p < 0,001; Tukey p < 0,05).

Lorsque la hauteur des plants est comparée selon l’espèce plantée, les plants de Phragmites

sp. (241 cm) sont plus hauts que les plants de Typha qui ont une hauteur de 141 cm en

moyenne (Mann-Whitney; n = 12; T = 26,000; p = 0,041).

Profondeur des racines – Campagne 1

Les racines des Phragmites sp. sont profondes. De par leur morphologie les faisant s’entremêler

et leur structure cassante, elles n’ont pas pu être mesurées avec précision. Cependant, elles

s’enfoncent dans le sol jusqu’au fond du marais, autant à St-Valentin qu’à Ste-Ursule. Pour ce

qui est de la profondeur (cm) des racines de Typha sp., aucune différence significative n’a été

constatée entre les deux municipalités, avec une profondeur moyenne de 22,5 cm à Chartierville

et de 19,3 cm à Frelighsburg (t-test; n = 17; t = 1,321; p = 0,206). Également, aucune différence

significative n’a été constatée en fonction de l’emplacement du plant dans le sous-marais à

Chartierville, pour les plants près de la distribution (26,5 cm) du sous-marais comparativement à

celles au centre (20,67 cm) ou positionnées près de la goulotte (20,33 cm) du sous-marais

(ANOVA; n = 9; F = 3,559; p = 0,096). Il semblerait donc que les Phragmites sp. aient un

meilleur pouvoir stabilisateur du sol par leurs racines qui pénètrent plus profondément que

celles des Typha sp. Les Phragmites sp. ont aussi une plus grande facilité d’adaptation à des

changements de niveau d’eau, comparativement aux Typha sp. qui nécessitent un niveau d’eau

beaucoup plus près de la surface.

0

50

100

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200

250

300

350

Hau

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Saint‐Ursule

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34

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35

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0,05).

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Campagne 3

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36

Figure 26 : Profondeur moyenne de la nappe d’eau (cm) des marais des quatre municipalités (Chartierville, Frelighsburg, St-Valentin et Ste-Ursule selon l’emplacement (distribution, centre ou goulotte), lors de la troisième campagne d’échantillonnage du 23 juillet au 18 août 2015 (ANOVA; n = 36; F = 5,676; p = 0,008; Tukey α< 0,05).

Pour ce qui est du patron de répartition du niveau de l’eau dans les sous-marais de chaque

municipalité, les profondeurs des nappes d’eau dans les pédons creusés suivent la même

tendance dans deux des quatre municipalités à l’étude. En effet, à Chartierville, l’eau dans les

pédons est, en moyenne, à une moins grande profondeur vers près de la distribution (53,3 cm)

du sous-marais comparativement au centre (90,3 cm) ou près de la goulotte de collecte (82,3

cm) du sous-marais (ANOVA; n = 9; F = 12,936; p = 0,007; Tukey α < 0,05; figure 27). Aucune

différence n’a été mesurée à Frelighsburg (ANOVA; n = 9; F = 0,133; p = 0,878; figure 28) ou à

Ste-Ursule (ANOVA; n = 9; F = 1,479; p = 0,300; figure 29) alors que, pour Saint-Valentin, la

profondeur d’eau est aussi moins élevée près de la distribution (53,0 cm) comparativement à

près de la goulotte de collecte (95,3 cm) des sous-marais (ANOVA; n = 9; F = 10,752; p = 0,010;

Tukey α < 0,05; figure 30).

0

20

40

60

80

100

120

Profondeur de la nap

pe d'eau

(cm

)

Emplacement toutes municipalités

Extremite

Centre

Lateral

Distribution

Centre

Goulotte

A

B B

37

Figure 27 : Profondeur moyenne de la nappe d’eau dans les pédons (cm) des marais de Chartierville (Typha latifolia) selon l’emplacement (distribution, centre ou goulotte), lors de la troisième campagne d’échantillonnage le 18 août 2015 (ANOVA; n = 9; F = 12,936; p = 0,007; Tukey α < 0,05).

Distribution

Pro

fond

eur

de la

nap

pe

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u (

cm)

0

10

20

30

40

50

60


Centre Goulotte

Figure 28 : Profondeur moyenne de la nappe d’eau des pédons (cm) des marais de Frelighsburg (Typha latifolia) selon l’emplacement (extérieur, centre ou goulotte), lors de la troisième campagne d’échantillonnage le 29 juillet 2015 (ANOVA; n = 9; F = 0,133; p = 0,878).

0

20

40

60

80

100

120

Profondeur de la nap

pe d'eau

(cm

)

Emplacement dans les sous‐marais de Chartierville

Extérieur

Centre

Latéral

Distribution

Centre

Goulotte

A

B B

38

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cm)

0

20

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100

120

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Centre Goulotte

Figure 29 : Profondeur moyenne de la nappe d’eau des pédons (cm) des marais de Ste-Ursule (Phragmites autralis) selon l’emplacement (distribution, centre ou goulotte), lors de la troisième campagne d’échantillonnage le 6 août 2015 (ANOVA; n = 9; F = 1,479; p = 0,300).

Distribution

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fond

eur

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cm)

0

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100

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Centre Goulotte

A

B

AB

Figure 30 : Profondeur moyenne de la nappe d’eau des pédons (cm) des marais de Saint-Valentin (Phragmites autralis) selon l’emplacement (extérieur, centre ou goulotte), lors de la troisième campagne d’échantillonnage le 23 juillet 2015 (ANOVA; n = 9; F = 10,752; p = 0,010; Tukey α < 0,05).

39

Lorsque les niveaux d’eau sont comparés aux données de profondeurs de racines des plantes,

il est évident que les racines des plants de Typha latifolia ne se rendent pas à l’eau,

principalement au centre et près de la goulotte des sous-marais, ce qui affecte négativement la

croissance des plantes et donc probablement l’efficacité du marais filtrant. En effet, avec une

profondeur de racines de 22,5 cm à Chartierville et de 19,3 cm à Frelighsburg, lors de la

première campagne d’échantillonnage, les racines de Typha sp. n’atteignent pas le niveau de

l’eau présent dans les marais. Selon les données à Chartierville, la profondeur à laquelle se

trouve la nappe d’eau varie de 55,3 cm près de la distribution du sous-marais, à 90,3 cm au

centre jusqu’à 82,3 cm (figure 27) près de la goulotte alors que les pédons creusés dans les

sous-marais de Frelighsburg sont en moyenne de 44,5 cm (figure 28). Les figures 31, 32 et 33

illustrent bien la problématique des racines des plantes qui ne peuvent atteindre la nappe d’eau

et la figure 34 démontre la variabilité de profondeur de la nappe d’eau au sein d’un même

marais.

En résumé, voici ce qui ressort au sujet de l’état des plants :

1) la densité des plantes en début de saison (Campagne 1) varie entre les marais de Chartierville

est plus importante dans les marais de Phragmites sp. comparativement aux

marais à Typha sp.

est la plus faible à Frelighsburg que Chartierville

est comparable entre Saint-Valentin et Ste-Ursule

2) la biomasse sèche (Campagne 2)

semble plus faible à St-Valentin.

3) la hauteur des plants (Campagne 1)

est plus grande pour les Phragmites sp. comparativement aux Typha sp.

4) la hauteur des plants (Campagne 2)

est plus grande pour les Phragmites sp. comparativement aux Typha sp.

est plus grande à Chartierville comparativement à Frelighsburg

est plus grande à Ste-Ursule comparativement à St-Valentin

5) la profondeur des racines de Typha sp.

est semblable pour Frelighsburg et Chartierville

est plus faible que pour les Phragmites sp.

Ces résultats mesurés au sujet de la croissance des plantes sont cohérents avec les mesures de profondeur de l’eau dans les marais. Il est donc recommandé d’augmenter de niveau d’eau, particulièrement pour les marais plantés de Typha sp.

Figure 3marais Chartier

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43

Tableau 5 : lectures de la profondeur à laquelle se situe la nappe d’eau (par rapport à la surface du sol en cm) dans les regards d’ajustement de niveau à l’effluent de chaque marais lors de la campagne d’échantillonnage 3.

St‐Valentin

Marais Profondeur de la nappe d’eau

(cm)

1 115

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3 100

4 100

Moyenne 101

Frelighsburg


(cm)

1‐A 63,5

1‐B 60,0

2‐A 64,0

2‐B 68,0

3‐A 65,0

3‐B 63,0

4‐A 64,0

Moyenne 63,9

Ste‐Ursule


(cm)

1 77,0

2 74,0

Moyenne 75,5

44

Lorsque les mesure de profondeur de la nappe d’eau prises dans les regards d’ajustement de

niveau d’eau (tableau 5) sont comparées avec celles prises dans les pédons près de la goulotte

dans chaque marais (figures 28, 29 et 30), il s’avère qu’elles sont supérieures dans le cas de St-

Valentin et Frelighsburg, mais inférieures dans le cas de Ste-Ursule. En effet, les valeurs

mesurées à St-Valentin sont de 101 cm dans le regard d’ajustement et de 95,3 cm dans les

pédons. À Frelighsburg elles sont de 63,9 cm dans le regard d’ajustement et de 44,7 cm dans

les pédons, tandis qu’à Ste-Ursule elles sont de 75,5 cm dans le regard d’ajustement et de 88,6

cm dans les pédons. Ceci confirme la possibilité d’ajustement le niveau d’eau à l’aide d’ajout de

tubes de plastique sur la conduite existante dans les regards d’ajutsement de niveau d’eau pour

les municipalités de St-Valentin, Frelighsburg et Ste-Ursule.

Profondeur eau – Regards

Campagne 1

À la municipalité de Chartierville lors de la première d’échantillonnage, la profondeur d’eau

dans les regards de tous les sous-marais est en moyenne de 56,0 cm (ANNEXE 2). Les

mesures dans les regards ne démontrent pas de différence significative entre un même

emplacement de regard (two-way ANOVA; F = 0,871; p = 0,541) alors que le marais 4 présente

une profondeur moyenne plus grande (67,7 cm) que dans les marais 1 (51,1 cm) et 2 (50,4 cm)

(two-way ANOVA; F = 4,402; p = 0,07; Tukey α < 0,05). Bien que les marais 3 et 5 aient aussi

de plus grandes valeurs que les marais 1 et 2, aucune différence significative n’a été

remarquée. Il est à noter que la densité moyenne de Typha sp. en juin semble plus grande que

dans les marais 1 et 2 mais cette différence n’est pas significative. C’est plutôt le marais 3 qui

démontre une plus grande densité de plantes comparativement aux marais 1 et 2.

À Frelighsburg, lors de la première d’échantillonnage, la profondeur d’eau de tous les marais

est en moyenne de 25,8 cm (ANNEXE 3). Une grande variabilité entre les regards et les marais

est notée. En effet, il semble y avoir une plus grande profondeur dans les regards positionnés

en G (voir plan dans la section sites d’études, 49,9 cm) comparativement à tous les autres

(profondeurs variant entre 17,1 cm en C et 25,9 cm en D; two-way ANOVA; F = 19,131; p <

0,001; Tukey α < 0,05).

45

Finalement, de nombreuses différences significatives sont observées entre les marais qui

varient de 13,9 cm dans le marais 2-A à 43,2 cm dans le marais 3-A, ce dernier montrant des

différences significatives avec tous les autres marais (two-way ANOVA; F = 14,688; p < 0,001;

Tukey α < 0,05). Aucune différence de densité de Typha sp. n’a été notée entre les marais à la

fin mai.

Dans la municipalité de Saint-Valentin, la profondeur d’eau dans les regards lors de la première

campagne est de 30,1 cm. Aucune différence significative n’est observée entre les profondeurs

d’eau des regards qui varient de 12,7 à 37,2 cm (two-way ANOVA; F = 2,014; p= 0,157) ni entre

les marais qui présentent des valeurs de 27,6 à 32,8 cm (two-way ANOVA; F = 0,106; p =

0,955). Aucune différence de densité de Phragmites sp. n’a été notée entre les marais au début

juin (ANNEXE 4).

À Ste-Ursule, les valeurs de profondeurs des regards révèlent des différences marginalement

significatives entre les regards B et D, tous deux à 52,0 cm de profondeur comparativement aux

regards A et C qui ont respectivement 22,7 et 31,0 cm de profondeur (two-way ANOVA; F =

8,273; p = 0,058). Aucune différence significative n’est notée entre les marais, la profondeur

variant de 38,7 à 40,1 cm (two-way ANOVA; F = 0,0705; p = 0,808). La profondeur d’eau

moyenne dans les regards était de 39,4 cm. Aucune différence de densité de Phragmites sp. n’a

été notée entre les marais au mois de juin (ANNEXE 5).

Campagne 2

À Chartierville, lors de la deuxième campagne d’échantillonnage, des différences significatives

de profondeur d’eau sont mesurées entre les regards (two-way ANOVA; F = 2,573; P = 0,035;

Tukey α < 0,05) avec des valeurs qui semblent plus élevées pour les regards A (62,2 cm en fin

de collecte) et E (62,0 cm début de collecte) comparativement avec les autres regards qui ont

des profondeurs variant de 47,6 cm à 55,5 cm (ANNEXE 2). Il y a aussi une différence

significative entre le marais 4 (66,2 cm) avec tous les autres marais, la moyenne de tous les

marais étant de 53,9 cm (two-way ANOVA; F = 5,900; p = 0,001; Tukey α < 0,05).

À Frelighsburg, lors de la deuxième période d’échantillonnage, la profondeur d’eau dans les

regards est en moyenne de 28,6 cm avec une très grande variabilité entre les regards et les

marais (ANNEXE 3). En effet, il semble y avoir une plus grande profondeur dans les regards

positionnés en G (50,0 cm) comparativement à tous les autres (profondeurs variant entre 19,1

cm en C et 28,4 cm en D), de même qu’entre les C et trois autres regards (D, E et F) (two-way

ANOVA; F = 41,374; p < 0,001; Tukey α < 0,05).

46

Finalement, de nombreuses différences significatives sont observées entre les marais qui

varient de 18,6 cm (marais 2-A) à 41,9 cm dans le marais 3-A (two-way ANOVA; F = 27,333; p <

0,001; Tukey α < 0,05).

À Saint-Valentin, lors de la deuxième campagne d’échantillonnage, la profondeur d’eau

moyenne est de 30,0 cm dans les marais qui ne démontrent pas de différence significative entre

les quatre marais (ANNEXE 4, two-way ANOVA; F = 1,313; p = 0,315). La profondeur d’eau est

moindre, en moyenne, dans le regard C (10,9 cm) en comparaison avec celle des regards A

(34,4 cm), D (41,5 cm) et E (36,5 cm) alors qu’il n’y a pas de différence significative avec le

regard B (26,9 cm), probablement à cause d’une grande variation d’un marais à l’autre (two-way

ANOVA; F = 6,925; p = 0,004; Tukey α < 0,05).

À Ste-Ursule, toujours lors de la deuxième campagne d’échantillonnage, les valeurs de

profondeurs des regards révèlent des différences marginalement significatives entre les regards

avec le A (22,5 cm) qui a une profondeur moindre que les autres (35,7 à 52,7 cm) (ANNEXE 5,

two-way ANOVA; F = 7,515; p = 0,066). Aucune différence significative n’est notée entre les

marais, la profondeur étant de 40,2 cm en moyenne (two-way ANOVA; F = 0,195; p = 0,689).

Campagne 3

Lors de la troisième campagne d’échantillonnage à Chartierville, les profondeurs d’eau dans

les regards (moyenne de 22,1 cm) sont significativement différentes entre les sous-marais

suivants : 1-4, 2-4 et 2-5, les marais 4 (29,3 cm) et 5 (27,1 cm) ayant les plus grandes valeurs

comparativement aux marais 1 (17,5 cm) et 2 (14,2 cm) (ANNEXE 2; two-way ANOVA; F =

5,409; p = 0,002). Aucune différence de profondeur d’eau n’a été mesurée entre les regards

(two-way ANOVA; F = 0,876; p = 0,538).

Lors de la même période, les profondeurs d’eau à Frelighsburg démontrent des valeurs plus

élevées dans les regards G (50,4 cm) comparativement avec tous les autres regards qui varient

en profondeur d’eau entre 20,4 cm en C et 28,9 en F (ANNEXE 3; two-way ANOVA; F = 36,176;

p < 0,001). Les autres regards ne démontrent pas de différence de profondeur d’eau. Aussi, le

marais 3-A montre des profondeurs d’eau significativement plus élevées (41,9 cm) que celles de

tous les autres marais et d’autres différences sont aussi observées entre les marais suivants : 3-

B avec 1-A, 2-A et 2-B de même que 4-A avec 1-A et 2-A (two-way ANOVA; F = 17,071; p <

0,001). La moyenne de tous les marais est de 29,3 cm.

47

Pour la municipalité de Saint-Valentin, l’ANOVA révèle aussi des différences entre les

profondeurs (en moyenne de 28,9 cm) des marais (ANNEXE 4; two-way ANOVA; F = 6,316; p =

0,009), tout comme entre les emplacements de regards (two-way ANOVA; F = 16,762; p <

0,001). En effet, le marais 2 a une profondeur moindre (21,3 cm) que celle du marais 1 (33,3

cm) et du marais 3 (30,9 cm). Aussi, les regards C (12,1 cm), qui sont situés en début de

collecte, ont des profondeurs moins élevées que tous les autres emplacements de regards

(variant de 29,3 cm en E à 37,7 cm en B).

Enfin, pour Ste-Ursule, la profondeur d’eau semble la même entre les regards (ANNEXE 5;

ANOVA à deux facteurs; F = 0,530; p = 0,692) et entre les marais (two-way ANOVA; F = 1,174;

p = 0,358). La profondeur moyenne est de 28,5 cm.

Entre les campagnes

La profondeur moyenne des marais de Chartierville lors de la campagne 3 d’échantillonnage

est de de 22,1 cm, une valeur significativement moins élevée (RM ANOVA on Ranks; n = 120;

Chi-carré = 64,918; p < 0,001) que celles de la première campagne qui est de 56,0 cm

(campagne 1) ou de la campagne 2 qui est de 53,9 cm.

La profondeur moyenne des marais de Frelighsburg ne varie pas de façon significative entre

les périodes d’échantillonnage avec des valeurs de 25,8 cm (campagne 1), 28,6 cm (campagne

2) et 29,3 cm (RM ANOVA on Ranks; n = 147; Chi-carré = 3,232; p = 0,199).

De la même façon, la profondeur moyenne des marais de Saint-Valentin ne varie pas de façon

significative entre les périodes d’échantillonnage avec des valeurs de 30,1 cm (campagne 1),

30,0 cm (campagne 2) et 28,9 cm (campagne 3) (ANOVA à mesures répétées; n = 60; F =

1,008; p = 0,375).

Finalement, la profondeur moyenne des marais de Ste-Ursule ne varie pas de façon

significative entre les périodes d’échantillonnage avec des valeurs de 39,4 cm, 40,3 cm

(campagne 2) et 28,5 cm (campagne 3) (ANOVA à mesures répétées; n = 60; F = 1,008; p =

0,375).

Il a aussi été noté à quelques reprises par les techniciens du CTE que le marais 2 de Ste-Ursule

était inondé près de la distribution. Une évacuation d’un trop-plein de pression a aussi fait sauter

le capuchon d’un piézomètre (figure 36 A). À Chartierville, le marais 4 a aussi été inondé au

début de l’été (figure 36 B).

Un suivi

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49

Les résultats de coliformes fécaux mesurés ont aussi été comparés avec ceux enregistrés sur le

site du SOMAE, et il semble qu’ils soient du même ordre de grandeur (malheureusement

aucune analyse statistique ne peut être effectuée avec les chiffres du SOMAE puisqu’il n’y a pas

eu de réplicat d’analyse effectué).

Pour ce qui est de la deuxième campagne, les concentrations de coliformes fécaux à l’affluent

variaient de 1 650 000 à 6 000 000 UFC/100 mL. Les valeurs ne sont pas significativement

différentes entre les municipalités (test two-way ANOVA, p=0,1296, R2=0,94, α= 0,05). À

l’effluent, le traitement a permis 3 log d’enlèvement des coliformes fécaux, et ce pour les quatre

municipalités, laissant des concentrations significativement plus basses (test two-way ANOVA,

p<0,0001, R2=0,94, α= 0,05) allant de 4 à 6 000 UFC/100 mL, les plus faibles valeurs étant

retrouvées à St-Valentin, et les plus élevées à Frelighsburg. Seules Chartieville et Frelighsburg

dépassent l’exigence de rejet de 200 UFC/100mL pour les deux municipalités, mais ce sont

aussi les deux municipalités où une densité plus clairsemée des plantes est observée (marais à

Typha sp.).

Les résultats de coliformes fécaux mesurés ont été comparés avec ceux enregistrés sur le site

du SOMAE, et il semble encore une fois qu’ils soient du même ordre de grandeur sauf pour la

ville de Frelighsburg, où les concentrations mesurées par le CTE sont beaucoup plus élevées

que celles enregistrées dans le SOMAE, alors qu’une semaine sépare les deux

échantillonnages.

1re campagne

Chartierville

Col

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400

600

800

1000

1200

1400

1600

CTE SOMAE


SOMAE (27/05/15)


SOMAE (10/06/15)


SOMAE (07/07/15)

Mesures prises à l'effluent

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Chartierville

Col

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0

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4x106

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8x106

10x106

12x106

AFFLUENT AVANT FOSSE AFFLUENTEFFLUENT


99,9%

99,9%

99,9%99,9%


SOMAE (07/07/15)

Col

iform

es f

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0

2000

4000

6000

8000

CTESOMAE


SOMAE (22/06/15)


SOMAE (06/06/15))


SOMAE (07/07/15)

Figure 37 : Coliformes fécaux en UFC/100mL dénombrés dans l’affluent et l’effluent des marais des municipalités de Chartierville, Frelighsburg, St-Valentin et Ste-Ursule. Les pourcentages inscrits en haut des histobarres correspondent au pourcentage d’enlèvement par le traitement entre l’affluent et l’effluent. Le trait rouge représente l’exigence de rejet pour les municipalités qui l’ont dépassé.

3.7 Matières en suspension

L’exigence de rejet nationale qui s’applique aux rejets à l’émissaire des stations d’épuration des

eaux usées est de 25 mg/L (Environnement Canada, 2012; MDDELCC, 2016). Cependant, pour

les municipalités de Ste-Ursule et Chartierville, les exigences sont plus sévères, soit 10 et 15

mg/L respectivement.

À Chartierville, les valeurs de MES varient significativement au fil de l’été (ANOVA; n = 9; F =

32,159; p <0,001). En effet, elles sont en moyenne pour l’affluent de 15 mg/L lors de la première

campagne d’échantillonnage (figure 38), de 32 mg/L pour la deuxième campagne et de 22 mg/L

pour la troisième campagne. La performance d’enlèvement des MES (affluent vs effluent) du

marais à Typha sp. de Chartierville est de 71 % (figure 38), 90 % et 95 % pour chacune des

campagnes d’échantillonnage, permettant ainsi l’atteinte des exigences de rejet des MES à

chaque date (respectivement 4 mg/L, 3 mg/L et 1 mg/L). Enfin, concernant les valeurs des

effluents de chaque marais lors de la troisième campagne d’échantillonnage, l’efficacité

d’enlèvement des MES ne varie pas de façon significative (figure 39) entre les marais avec des

valeurs moyennes allant de 0,3 mg/L (marais 2) à 7 mg/L (marais 4), le marais 4 étant le marais

ayant été inondé.

51

À Frelighsburg, l’autre marais filtrant à Typha sp., les valeurs de MES de l’affluent varient aussi

significativement au fil de la saison (ANOVA; n = 9; F = 19,939; p = 0,002). Elles sont de

21 mg/L (figure 38), 18 mg/L et de 14 mg/L. Les marais permettent des enlèvements variant de

79 %, 94 % et 88 %, ce qui permet à l’effluent d’être sous la limite exigée avec des valeurs de 4

mg/L, 1 mg/L et 2 mg/L. Lors de la troisième campagne d’échantillonnage, les valeurs

moyennes d’effluents de MES de chaque marais varient de 0,1 mg/L (marais 1B) à 13 mg/L

(marais 3B), montrant que l’efficacité de traitement des MES varie entre les marais (figure 39).

Dans le marais filtrant à Phragmites sp. de Saint-Valentin, les moyennes de MES de l’affluent

illustrent bien la variabilité entre les campagnes d’échantillonnage (ANOVA; n = 9; F = 12,556;

p = 0,007) alors qu’elles varient de 45 mg/L (figure 38), 23 mg/L et 19 mg/L tout au long de l’été.

Les performances d’enlèvement des MES varient grandement au fil de l’été alors qu’elles sont

de 88 %, 65 % et 97 %. L’exigence de rejet est respectée pour toutes les dates (5 mg/L, 8 mg/L

et 0,6 mg/L). À la fin de l’été, les valeurs de MES dans les effluents des différents marais varient

peu (de 0,6 mg/L à 1,5 mg/L; figure 39), appuyant l’efficacité de chaque unité de ce marais

filtrant.

Finalement, à Ste-Ursule, l’autre marais à Phragmites sp., l’affluent révèle des valeurs de MES

qui varient peu mais quand même de façon significative (ANOVA; n = 9; F = 8,215; p = 0,019)

avec des moyennes de 23 mg/L (figure 38), 26 mg/L et 33 mg/L . La performance de ce marais

à Phragmites sp. varie de 75 % en début de saison, à 95 % et finalement 74 % à la fin de l’été.

Encore une fois, les valeurs moyennes de MES se situent toujours sous l’exigence de rejet pour

chacune des dates, soit 6 mg/L, 1 mg/L et 9 mg/L respectivement. Finalement, la performance

des deux marais est variable à la fin de l’été dans cette municipalité. En effet, le marais 1A

présente une moyenne de 95 mg/L alors qu’elle est de 6 mg/L pour le marais 2 (figure 39). Les

hautes concentrations de MES retrouvées à l’effluent du marais 1 proviennent en partie du

problème avec la vanne à rochet, et en partie du problème d’accessibilité à l’effluent pour

l’échantillonnage. En effet, le débit n’étant pas bien répartit dans les deux marais, l’effluent du

marais 1 s’est trouvé n’être qu’un mince filet d’eau. L’échantillonnage de cette eau a remis en

suspension les particules collées au fond du regard, causant une surestimation des

concentrations en MES.

Cette situation montre l’importance de modifier l’installation au sein du regard de manière à

pouvoir procéder à un échantillonnage conforme aux règles de l’art et ce, de manière simple et

sécuritaire, pour ainsi obtenir des résultats d’analyse adéquats.

52

Les valeurs moyennes de MES de l’affluent avant la fosse sont toutes plus élevées que pour

l’affluent après la fosse. En effet, on remarque des valeurs élevées dans les marais à Typha sp.

pour la première (115 mg/L) et la deuxième (54 mg/L) campagne d’échantillonnage à

Chartierville, de même que pour la municipalité de Frelighsburg en deuxième

campagne (93 mg/L). Les valeurs sont également plus élevées pour les marais à Phragmites sp.

de Saint-Valentin en début de saison (267 mg/L) et à Ste-Ursule au début de l’été (58 mg/L) et

en milieu d’été (233 mg/L). Ceci confirme l’efficacité des fosses septiques. Pour toutes les

municipalités et à différents moments, les valeurs de MES des réplicats de l’affluent avant la

fosse démontrent une forte variabilité (figure 38) avec des écarts-types qui peuvent atteindre

près de ± 300 mg/L (Saint-Valentin deuxième campagne) pour un même moment

d’échantillonnage (quelques minutes entre le premier et le troisième échantillon), ce qui confirme

que cet emplacement n’est pas un bon choix d’échantillonnage pour mesurer les valeurs des

variables avant le traitement des eaux usées puisqu’elles varient directement avec les activités

en amont du système d’égouts. De plus, le niveau d’eau est parfois insuffisant pour prendre les

échantillons.

Étant donné l’absence de réplicat pour des données de suivi (SOMAE), aucune comparaison de

moyennes n’a été faite. Pour les données de MES de l’affluent, l’analyse descriptive de ces

résultats semble révéler que les mesures du CTE sont moins élevées que celles consignées

dans les dossiers SOMAE. Ceci est constaté lors des trois campagnes d’échantillonnage et pour

chacune des municipalités (figure 40). Il faut noter que les données SOMAE sont parfois

manquantes et ont été prises à une date plus moins rapprochée des visites de notre étude. Pour

ce qui est des valeurs de MES de l’effluent, il y a aussi une différence dans les séries de

données, mais qui semble peu importante pour chacune des campagnes d’échantillonnage.

Pour les dates sélectionnées du suivi SOMAE, il est à noter qu’aucune valeur ne dépasse les

exigences de rejets des eaux usées.

53

Campagne 1 Campagne 2

Chartierville

ME

S (

mg

/L)

0

20

40

60

AFFLUENT EFFLUENT


71%81%

88%

79%

Chartierville

ME

S (

mg

/L)

0

100

200

300

400

500

600



91%94% 65% 95%

Campagne 3

Chartierville

ME

S (

mg

/L)

0

20

40

60

AFFLUENT EFFLUENT


95%

85%

97%

74%

Figure 38 : MES (mg/L) à l’affluent et l’effluent des marais des municipalités de Chartierville, Frelighsburg, St-Valentin et Ste-Ursule pour les 3 campagnes d’échantillonnage.

54

Campagne 3

Chartierville Frelighsburg

Affluent

ME

S (

mg/

L)

0

20

40

60

AFFLUENT MES effluent marais 1 MES effluentmarais 2MES effluent marais 3MES effluent marais 4 MES effluent marais 5 EFFLUENT

M1 M3 EffluentM2 M4 M5Affluent

ME

S (

mg/

L)

0

5

10

15

20

25

30

AFFLUENT MES effluent marais 1AMES effluent marais 1BMES effluent marais 2AMES effluent marais 2BMES effluent marais 3AMES effluent marais 3B MES effluent marais 4AEFFLUENT

M1A M2B M3AM1B M2A EffluentM3B M4A

Saint‐Valentin Ste‐Ursule

Affluent

ME

S (

mg/

L)

0

5

10

15

20

25

AFFLUENT MES effluent marais 1MES effluent marais 2MES effluent marais 3MES effluent marais 4EFFLUENT

M1 M4M2 M3 Effluent

Affluent

ME

S (

mg/

L)

0

20

40

60

80

100

120

AFFLUENT MES effluent marais 1MES effluent marais 2EFFLUENT

M1 M2 Effluent

Figure 39 : MES (mg/L) à l’affluent et l’effluent de chacun des marais des municipalités de Chartierville, Frelighsburg, St-Valentin et Ste-Ursule pour la 3e campagne d’échantillonnage.

55

Campagne 1

Affluent CTE – SOMAE Effluent CTE – SOMAE


SOMAE (07/07/15)

ME

S (

mg/

L)

0

20

40

60

80

100

CTE SOMAE


SOMAE (27/05/15)


SOMAE (19/05/15)


SOMAE (07/07/15)

ChartiervilleCTE (11/06/15)SOMAE (10/06/15)

ME

S (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12

14

CTE SOMAE

FrelighsburgCTE (26/05/15)SOMAE (27/05/15)

St-ValentinCTE (03/06/15)SOMAE (10/06/15)

Ste-UrsuleCTE (17/06/15)SOMAE (03/06/15)

Campagne 2



SOMAE (07/07/15)

ME

S (

mg/

L)

0

100

200

300

CTESOMAE


SOMAE (22/06/15)


SOMAE (22/07/15)


SOMAE (07/07/15)


ME

S (

mg

/L)

0

10

20

30

40

50

60

CTESOMAE




56

Campagne 3



SOMAE (09/09/15)

ME

S (

mg/

L)

0

20

40

60

80

100

CTESOMAE


SOMAE (27/07/15)


SOMAE (22/07/15)


SOMAE (01/09/15)


ME

S (

mg

/L)

0

2

4

6

8

10

12

14

CTESOMAE




Figure 40 : MES (mg/L) à l’affluent et l’effluent de chacun des marais des municipalités de Chartierville, Frelighsburg, St-Valentin et Ste-Ursule comparées aux valeurs enregistrées dans le SOMAE pour les 3 campagnes d’échantillonnage.

3.8 Oxygénation

L’oxygénation est un paramètre essentiel afin de favoriser l’activité bactérienne aérobie et

permettre un traitement adéquat du phosphore dans le marais par les microorganismes, comme

il sera vu plus en détail dans la section sur le phosphore. Même si des efforts aient été mis pour

assurer une bonne oxygénation dans les marais, il semble qu’aucune mesure de suivi de

l’oxygénation n’a été effectuée depuis l’installation des marais. Cependant, comme le note Mme

Bourdon dans ses rapports de 2013 et 2014, l’aération est différente d’un regard à l’autre dans

le marais de St-Valentin, passant de quelques mouvements à un bon bouillonnement (Bourdon,

2013 et 2014). Aucune mention n’a été faite pour les marais des trois autres municipalités

préalablement aux campagnes d’échantillonnage.

Lors des échantillonnages à Chartierville, les concentrations en oxygène dissous (O.D.) ont

varié de non-détectable (niveau d’eau trop bas) à 10,9 mg/L (ANNEXE 6).

57

Les concentrations ont eu tendance à diminuer légèrement de la première campagne à la

troisième. Les regards critiques pour lesquels il faut une bonne oxygénation sont dans le cas de

Chartierville les regards B, C , D, F, G et H (voir plan dans la section sites d’étude). Lors de la

campagne 1, l’eau des regards B et C du marais 4 ainsi que B et G du marais 5 ne présentaient

pas des concentrations suffisantes d’oxygène dissous nécessaires, minimalement 2 mg/L

(Deronzier et Choubert, 2004, MDDELCC, 2010) pour assurer une bonne déphosphatation par

les microorganismes, cela étant probablement lié aux problèmes d’inondations déjà rapportés

précédemment. La situation semble s’être amplifiée à la campagne 2, pour s’étendre aux 5

marais à la campagne 3, cette fois-ci à cause du manque d’eau dans les regards.

A Frelighsburg, les concentrations en oxygène dissous ont varié de non-détectable (niveau

d’eau trop bas) à 11,8 mg/L (ANNEXE 7). Les regards critiques pour lesquels il faut une bonne

oxygénation sont dans le cas de Frelighsburg les regards A, B, C, D, E, et F (voir plan dans la

section sites d’étude). Lors de la campagne 1, l’eau des regards A, B, D, et E du marais 1a ainsi

que A, B, C, et E du marais 2A ne présentaient pas des concentrations suffisantes d’oxygène

dissous pour assurer une bonne déphosphatation, plusieurs regards ne contenant pas

suffisamment d’eau pour assurer une bonne oxygénation. Notons que le marais 2A était fermé

pour un bris de conduite. La situation semble s’être résorbée aux campagnes 2 et 3, puisque

seuls les regards C du marais 2A et B du marais 2B ne présentaient pas suffisamment

d’oxygène dissous.

À St-Valentin, les concentrations en oxygène dissous ont varié de non-détectable (niveau d’eau

trop bas) à 9,8 mg/L (ANNEXE 8). Les regards critiques pour lesquels il faut une bonne

oxygénation sont dans le cas de St-Valentin les regards A, B, D et E (voir plan dans la section

sites d’étude). Lors de la campagne 1, l’eau des regards D du marais 2, le regard A du marais

3, ainsi que le regard B du marais 4 ne contenaient pas des concentrations suffisantes

d’oxygène dissous pour assurer une bonne déphosphatation, et plusieurs regards ne contenant

pas suffisamment d’eau pour assurer une bonne oxygénation. Notons que le regard B du marais

4 était obstrué par des boues. La situation semble s’être amplifiée aux campagnes 2 et 3,

puisque les regards D, E du marais 1, les regards A et B du marais 2, ainsi que le regard B du

marais 4 ne contenaient pas assez d’oxygène dissous.

À Ste-Ursule, les concentrations en oxygène dissous ont varié de non-détectable (niveau d’eau

trop bas) à 12,5 mg/L (ANNEXE 9). Les regards critiques pour lesquels il faut une bonne

oxygénation sont dans le cas de Ste-Ursule sont les regards B et D. Lors de la campagne 1,

l’eau de tous les regards contenaient des concentrations suffisantes d’oxygène dissous pour

assurer une bonne déphosphatation.

58

Par contre, à la campagne 2, l’oxygène dissous n’était pas en concentration suffisante dans les

regards B des marais 1 et 2. À la 3e campagne, ce sont les regards D du marais 1 et B du

marais 2 qui ne contiennent pas des concentrations suffisantes en oxygène dissous.

Il est recommandé de faire un suivi plus étroit de l’oxygénation dans les différents sous-marais

dans les regards du côté où l’eau entre dans le marais. En effet, une bonne aération est

reconnue pour assurer l’activité bactérienne aérobie, mais permet du même coup d’augmenter

l’efficacité d’enlèvement de plusieurs polluants, dont le phosphore, dans les marais artificiels

situés en zone climatique froide comme au Québec (Ouellet-Plamondon et al. 2006). Notons

qu’une bonne oxygénation pourra aussi, de par son action sur le potentiel

d’oxydoréduction (ORP), favoriser la précipitation du phosphore.

De plus, il serait recommandé d’effectuer régulièrement le nettoyage des diffuseurs d’air afin

d’éviter qu’ils ne se colmatent de particules pouvant entraîner une mauvaise oxygénation du

marais, et donc des performances de traitement moins bonnes.

Encore une fois, il serait important de bien réguler les niveaux d’eau dans les différents sous-

marais, non seulement pour assurer la santé des plantes, mais aussi pour permettre une bonne

oxygénation de l’eau usée avant qu’elle ne rentre dans le marais.

3.9 Déphosphatation

La performance de traitement du phosphore dans les marais filtrants constitue l’enjeu principal

de l’étude en cours. Le rejet de phosphore est indésirable, car il provoque la prolifération

d'algues dans les cours d'eau et conséquemment leur eutrophisation. Les concentrations en

phosphore total au cours de l’été 2015 varient de 2,20 mg/L à 6,09 mg/L à l’affluent, et de 1,04

mg/L à 7,51 mg/L à l’effluent (figure 41). Il existe une différence significative entre les quatre

municipalités (two-way ANOVA, p = 0,0011, α=0,05, R2=0,48), mais aussi entre l’affluent et

l’effluent d’une même municipalité (two-way ANOVA, p <0,0001, α=0,05, R2=0,48). Les

pourcentages d’enlèvement du phosphore dans l’effluent variant de 16 à 85 % (figure 41) selon

la municipalité et la date d’échantillonnage. La municipalité ayant le plus faible pourcentage de

réduction du phosphore est St-Valentin, et celle ayant le plus haut pourcentage étant

Chartierville. Chartierville est d’ailleurs la seule municipalité à parvenir à respecter l’exigence de

rejet en phosphore de 1,0 mg/L.

59

Résultats 1ère campagne

Chartierville

Pto

tal (

mg/

L)

0

2

4

6

8

AFFLUENT EFFLUENT


77%

36%

21%

29%


SOMAE (07/07/15)

Pto

tal (

mg/

L)

0

2

4

6

8

CTE SOMAE


SOMAE (27/05/15)


SOMAE (19/05/15)


Affluent


Pto

tal (

mg/

L)

0

1

2

3

4

5

CTE SOMAE




Effluent

60

Résultats 2e campagne

Chartierville

Pto

tal (

mg/

L)

0

2

4

6

8

AFFLUENT AVANT FOSSEAFFLUENTEFFLUENT


63%

39%16%

53%


SOMAE (07/07/15)

PT

otal

(m

g/L)

0

2

4

6

8

CTESOMAE


SOMAE (22/06/15)


SOMAE (19/05/15)


SOMAE (07/07/15)

Affluent


PT

otal

(m

g/L)

0

1

2

3

4

5

6

CTESOMAE




Effluent

61

Résultats de la 3e campagne

Chartierville

Pto

tal (

mg/

L)

0

2

4

6

8

AFFLUENT EFFLUENT


85%

61%

23%

-34,8%


SOMAE (09/09/15)

PT

ota

l (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

CTESOMAE


SOMAE (27/07/15)


SOMAE (22/07/15)


SOMAE (01/09/15)

Affluent


SOMAE (11/08/15)

PT

otal

(m

g/L)

0

2

4

6

8

10

CTESOMAE


SOMAE (27/07/15)


SOMAE (22/07/15)


SOMAE (04/08/15)

Effluent

Figure 41 : concentrations en phosphore total (mg/L) dans l’affluent et l’effluent des marais de Chartierville, Frelighsburg, St-Valentin et Ste-Ursule lors des 3 campagnes d’échantillonnage. Comparaison avec les données enregistrées dans le SOMAE.

Le phosphore total « Pt » dans l’eau est constitué de phosphore dissous « Pd », aussi appelé

phosphore soluble, et de phosphore particulaire aussi appelé phosphore en suspension. Le

phosphore soluble est facilement assimilé par les plantes et les microorganismes. Quant au

phosphore particulaire, il peut se solubiliser en phosphore dissous (Pd) des suites de la baisse

de pH engendrée par la fermentation dans la fosse septique. Le Pd, qui contient les

d’orthophosphates (o-PO4), peut migrer vers le marais et s’écouler dans le milieu récepteur si

rien d’autre n’est fait pour le piéger.

62

Dans le cas des marais à l’étude, il semblerait que la presque totalité du phosphore total qui sort

des sous-marais est sous forme dissoute, soit de 50 à 100 % (figure 42), sauf pour le marais 1

de la municipalité de Ste-Ursule. Cela indique que le phosphore est sous une forme facilement

assimilable par les microorganismes et les plantes, mais que l’assimilation ne s’est pas faite

complètement, ou du moins pas suffisamment pour éliminer tout le phosphore.

Affluent

P (

mg/

L)

0

1

2

3

4

5

6

PtotalPdissous (PO4

3-)

M1 M4 M5M2 M3 Effluent

Chartierville

Affluent

P (

mg/

L)

0

2

4

6

8

10

PTotalPDissous (PO4

3-)


Frelighsburg

Affluent

P (

mg/

L)

0

1

2

3

4

5

PTotalPdissous (PO4

3-)

M1 M4M2 M3 Effluent

St-Valentin

Affluent

P (

mg/

L)

0

5

10

15

20

PTotalPDissous (PO4

3-)

M1 M2 Effluent

Ste-Ursule

Figure 42 : Phosphore total et phosphore dissous dans chacun des marais des municipalités de Chartierville, Frelighsburg, St-Valentin et Ste-Ursule lors de la 3e campagne d’échantillonnage.

63

Dans un marais filtrant, la déphosphatation peut s’effectuer de quatre façons différentes : 1)

assimilation du phosphore soluble par les plantes; 2) absorption et incorporation du phosphore

par les microorganismes; 3) adsorption sur le massif filtrant (surtout au début de mise en œuvre

du système); 4) précipitation (ex. : traitement chimique par chaulage). Les quatre types de

traitements se complètent pour parvenir à un enlèvement plus grand du phosphore. Dans le cas

où l’une de ces façons serait défaillante, les autres ne peuvent pleinement compenser la perte,

mais seulement assurer leur portion du traitement.

En ce qui concerne l’assimilation du phosphore par les plantes, elle constitue un sujet

particulièrement discuté par les auteurs et selon les conditions d’utilisation. Certains chercheurs

estiment que la contribution des plantes à l’assimilation du phosphore d’un marais est

négligeable (Molle, 2012), alors que d’autres, selon les plantes aquatiques testées, démontrent

qu’elles absorbent généralement de 20 à 200 mg de P/m2·d (DeBusk et al., 1995). Typha sp. et

Phragmites sp. on même montré des taux d’absorption de 250 et 290 mg de P/m2·d (Wolverton

et al., 1983). Notons que l’absorption du phosphore par Typha sp. est fortement diminuée en

conditions de faibles concentrations en oxygène (DeLaune et al. 1999), ceci renforçant la

recommandation précédente, soit d’assurer une bonne oxygénation de l’eau lors de la

distribution dans le marais. Cependant, cette absorption du phosphore par les plantes ne se

produit que pendant la période de croissance de la plante, elle ne dure donc pas toute l’année.

Pour qu’elle soit efficace, comme vu précédemment, les racines des plantes doivent atteindre

l’eau à traiter. De plus, les plantes doivent être fauchées à la fin de la saison. Si ces conditions

sont respectées, la contribution des plantes au retrait du phosphore dans le marais, même si

elle est moins importante que celle faite par le chaulage ou par les microorganismes, ne serait

pas négligeable.

Pour ce qui est du traitement par les microorganismes, les bactéries en croissance vont donc

utiliser le phosphore soluble pour l'incorporer dans leur matériel cellulaire. Il y aura ainsi

diminution du phosphore soluble. Contrairement à l'azote ammoniacal qui peut être transformé

en N2, il n'y a pas de volatilisation du phosphore; il y a simplement concentration dans les

boues. Cependant, la quantité de phosphore requise pour la croissance bactérienne est faible

soit de l’ordre de 1,5 à 2 % de phosphore. Le but d'un procédé de déphosphatation biologique

est de favoriser des bactéries qui suraccumulent le phosphore sous forme de polyphosphates

intracellulaires afin d’atteindre une accumulation allant jusqu’à 10 % de phosphore. Pour ce

faire, la biomasse devra être exposée à une alternance de conditions anaérobies et

aérobies (plus de 2 mg/L d’O2).

64

Dans un environnement anaérobie, les organismes accumulateurs de phosphate (OAP) ne se

multiplient pas, mais ils forment une substance de réserve, les polyhydroxyalcanoates (PHA).

Parallèlement à la formation de PHA, les OAP utilisent des polyphosphates (poly-P) cellulaires

et rejettent des orthophosphates en solution, vraisemblablement pour générer de l'énergie. Ce

phosphate s'ajoute donc à celui présent dans l'affluent.

Dans un environnement aérobie, les OAP recréent leurs poly-P à partir du phosphate soluble.

Lorsque le processus fonctionne correctement, les OAP reprennent plus d’orthophosphates

qu’elles n’en ont relargué pendant la phase anaérobie, ce qui se traduit par une réduction nette

d’orthophosphates dans l’effluent. Au même moment, elles consomment les PHA pour générer

l’énergie nécessaire à la synthèse des poly-P ainsi que pour croître (Metcalf & Eddy, 2003).

Pour toutes ces raisons, il est primordial d’avoir une bonne oxygénation à l’étape précédant

l’entrée de l’eau dans le marais afin que la déphosphatation soit optimale. Dans la cas contraire,

il y aura un relargage de phosphore plutôt qu’une absorption, ce qui renforce les suggestions

données dans la section oxygénation. À la mort des microorganismes, le phosphore absorbé

sera précipité dans les boues. Notons que la municipalité ayant le plus haut pourcentage de

réduction du phosphore est Chartierville, la municipalité où les problèmes d’oxygénation sont

moindres.

3.10 Chaulage

Le chaulage représente un facteur important pour assurer une bonne déphosphatation dans les

marais filtrants. Les o-PO4, à pH élevé, réagissent avec le calcium (Ca) pour former des

composés insolubles comme l’hydroxyapatite « Ca5(PO4)3OH » qui vont précipiter. La chaux

vive « CaO » ou hydratée « Ca(OH)2 » contiennent du calcium et peuvent hausser à plus de 10

le niveau de pH, soit deux éléments nécessaires à la réduction du phosphore à pH alcalin

(Gagnon, 2014). En effet, la déphosphatation en solution basique est souvent associée à des

pH de 9,5 à 12 étant donné que la majorité des phosphates de calcium y sont insolubles

(Degrémont, 2005; Metcalf & Eddy, 2003).

a) Le typ

Le type d

par le MD

43). Pour

documen

Figure 4(MDDEL

Figure 4l’installa

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ntretien tee BF-22).

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65

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Environnee.

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omitique est

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ment pour

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r le chaulag

marais filtra

basique (Fig

dans les

on; figure 44

MDDELCC

ge suite à

ants

gure

4).

66

Les quatre municipalités à l’étude ont donc utilisé de la chaux dolomitique agricole (Annexe 10)

contenant un pourcentage moyen de CaCO3 de 52 % et de MgCO3 de 40 %.

Cependant, la chaux présente des propriétés différentes selon sa composition. Le tableau 6

présente des caractéristiques de différents types de chaux (Graymont, 2005c, Gagnon, 2014).

Une chaux est appelée dolomitique si elle contient de 35 à 46 % MgCO3. La chaux agricole

hausse au maximum le pH à 9,8 alors que les différentes chaux vives et hydratées haussent au

maximum le pH à 12,45 à 25oC. La pureté de la chaux commerciale varie de 60 à 100 % pour la

chaux agricole et de 90 à 100 % pour les chaux vive et hydratée (Gagnon, 2014).

Le choix du bon type de chaux est donc crucial pour effectuer une bonne déphosphatation.

Par exemple, la solubilisation est plus faible pour CaCO3 et CaMg(CO3)2, ce qui a pour

conséquence que la chaux reste en surface du sol du marais plus longtemps (figure 45) et le pH

obtenu après solubilisation est aussi plus faible.

Tableau 6 : Caractéristiques de différents types de chaux commerciale

Nom Formule Masse totale

(g/mole)

Calcium

(g/mole)

Solubilité à 20oC

(g/kg d’eau)

pH à

25oC

Densité en vrac

(kg/m3)

Pureté produit

commercial

Chaux agricole calcique

CaCO3 100,09 40 ~ 0,0066 9,4 900 à 1 900

60 à 100%

Chaux agricole dolomitique

CaMg(CO3)2 184,40 22 0,3 9,5 à 9,8

1440 à 1 600

60 à 100%

Chaux vive calcique

CaO 56,08 71 1,25 12,45 720 à 1 200

90 à 100%

Chaux vive dolomitique

CaO*MgO 96,38 42 1 11,7 80 à 1 165

90 à 100%

Chaux hydratée Ca(OH)2 74,096 54 1,65 12,45 320 à 690

92 à 100 %

Gagnon, 2014

Figure 4campag

b) Épan

Toujours

validée e

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de 8 kg/m

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ite de

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e afin

iquée

dans

raison

68

Toute autre recommandation serait hypothétique et nécessiterait une évaluation de performance

sur plusieurs mois, voire années. L’épandage de la chaux dans la tranchée du centre (où l’eau

est évacuée) est toutefois à proscrire en raison du faible temps de contact présent avant

l’évacuation de l’eau.

c) Historique du dosage de chaux

Pendant les premiers mois de mise en route, le chaulage n’a pas été fait régulièrement au

printemps et à l’automne. Dans certains cas il y a eu un seul chaulage par année, et dans

d’autres cas le chaulage ne s’est pas fait du tout. Dernièrement, toutes les municipalités ont

effectué les chaulages au printemps et en été tel que décrit au tableau 7. Les manques dans la

régularité des chaulages lors des premières années (pour Frelighsburg, le chaulage a débuté

seulement en 2014) ont probablement eu pour conséquence une fixation d’une partie du

phosphore sur le massif filtrant, le restant ayant probablement été évacué à l’effluent. Pour ce

qui est du dosage en lui-même, la quantité de chaux appliquée respecte le dosage suggéré par

le manuel d’entretien, soit de 8 kg/(m3/d) pour Chartierville et St-Valentin, ce qui correspond à

une dose appliquée de 128 kg/bassin et de 168 kg/bassin respectivement. Par contre pour

Frelighsburg et Ste-Ursule, les doses à appliquer semblent avoir été calculées différemment.

Les manuels d’entretien pour ces deux municipalités n’ayant pas été fournis lors de la présente

étude, aucune vérification n’a pu être effectuée. Si l’on multiplie 8 kg/(m3/d) par le débit de

conception/nombre de bassins, comme suggéré pour Chartierville et St-Valentin, un ajout

théorique de 201 kg/bassin à Frelighsburg serait requis comparativement au 180 kg/bassin

appliqué actuellement. Même situation pour Ste-Ursule, où l’ajout théorique devrait être de

140 kg/bassin alors que 100 kg/bassin est actuellement appliqué. Alors que les marais de

Chartierville et St-Valentin sont de taille semblable, ceux de Frelighsburg et St-Ursule présentent

une superficie plus grande. Il serait donc suggéré pour ces deux municipalités d’augmenter les

quantités appliquées pour qu’elles soient au moins égales à celles théoriques requises.

Tableau 7 : Quantités de chaux appliquées pour les quatre municipalités

Municipalité Nb de

bassins

Forme du

bassin

Surface

(m2)

Débit

moyen

m3/d

Débit

conceptio

n m3/d

Chaux

appliquée

kg/bassin

Chartierville 5

Rectangulaire

5 * 408 = 2040 33,5 79,2 128

Frelighsburg 7 7 * 628 = 4396 67,9 176 180

Ste‐Ursule 2 2 * 417 = 834 98,3 35,1 100

St‐Valentin 4 4 * 500 = 2000 51,2 83,3 168

69

Selon Gagnon (2014), une certaine concentration minimale d’orthophosphates serait nécessaire

dans l’affluent pour que le chaulage soit efficace (Gagnon, 2014). Il est toutefois logique de

penser qu’une faible concentration de départ rend difficile l’obtention de réductions élevées. La

littérature n’aborde pas spécifiquement la concentration minimale d’orthophosphates nécessaire

pour obtenir des pourcentages de réductions élevés, mais selon Gagnon (2014), en fonction des

essais au laboratoire et d’une réduction de 90 % du Pt, il faudrait une concentration initiale 20

mg P/L d’o-PO4 avant chaulage avec un pH de 10 après chaulage. Pour une réduction de 95 %

du Pt, une concentration initiale de 30 mg P/L d’o-PO4 avec un pH de 11 après chaulage serait

nécessaire. Dans le cas des présentes municipalités, les concentrations de Ptotal à l’affluent

sont beaucoup plus faibles que ces valeurs, soit de 2,20 à 6,09 mg/L, ce qui tend ainsi à

diminuer le pourcentage d’efficacité de la déphosphatation par chaulage. Ainsi, davantage de

chaux par unité de phosphore est requis.

3.11 DBO5C et DCO

La DBO5C mesurée à l’affluent varie de 43 à 119 mg/L à Chartierville, de 75 à 132 mg/L à

Frelighsburg, de 74 à 134 mg/L à St-Valentin et de 105 à 141 mg/L à Ste-Ursule (figure 46). Les

concentrations présentes à Chartierville s’avèrent significativement plus faibles que dans les

trois autres municipalités lors de la première campagne (test one-way ANOVA, p = 0,0005, R2 =

0,83, Tukey α = 0,05). À la 2e campagne, il n’y a pas de différence significative entre les

municipalités (test one-way ANOVA, p = 0,07, R2 = 0,57). Pour ce qui est de la 3e campagne,

Ste-Ursule se démarque par ses valeurs significativement plus élevées que les trois autres

municipalités (test one-way ANOVA, p = 0,0005, R2 = 0,87, Tukey α = 0,05).

À l’effluent, la DBO5C varie de 4 à 14 mg/L à Chartierville, de 7 à 17 mg/L à Frelighsburg, de 2 à

7 mg/L à St-Valentin et de 11 à 16 mg/L à Ste-Ursule (figure 46). Les concentrations présentes

à Chartierville et à St-Valentin s’avèrent significativement plus faibles que dans les deux autres

municipalités lors de la première campagne (test one-way ANOVA, p = 0,0007, R2 = 0,75, Tukey

α = 0,05). À la 2e campagne, il n’y a pas de différence significative entre les municipalités (test

one-way ANOVA, p = 0,2777, R2 = 0,36). Pour ce qui est de la 3e campagne, St-Valentin et

Frelighsburg se démarquent par des valeurs significativement plus faibles que les deux autres

municipalités (test one-way ANOVA, p < 0,0001, R2 = 0,98, Tukey α = 0,05). Le pourcentage

d’enlèvement de la DBO5C, quant à lui, passe de 72 à 93 % lors de la première campagne, de

85 à 97 % à la 2e campagne, et de 81 à 92 % à la troisième campagne.

70

Les plus faibles pourcentages sont observés à Chartierville tandis que les plus élevés sont

observés à Ste-Ursule. Les municipalités de Frelighsburg, St-Valentin et Chartierville respectent

en tout temps les exigences de rejet (25 mg/L pour Frelighsburg et St-Valentin, 15 mg/L pour

Chartierville). Par contre à Ste-Ursule, l’exigence de rejet est beaucoup plus stricte, soit 5 mg/L,

et elle est dépassée à chaque campagne.

La comparaison des valeurs de DBO5C à l’effluent a aussi été faite entre les marais d’une même

municipalité lors de la 3e campagne afin de vérifier s’il y avait des différences dans l’efficacité du

traitement. À Chartierville, il existe des différences significatives entre les marais (test one-way

ANOVA, p < 0,0001, R2 = 0,97, Tukey α = 0,05). En effet, le marais 3 semble avoir les valeurs

les plus faibles, alors que le marais 4 (celui qui a été inondé) avait les valeurs les plus élevées

(figure 46). En ce qui concerne Ste-Ursule, il y a aussi des différences significatives, le marais 2

(qui avait été inondé) ayant des valeurs plus élevées que le marais 1 (test one-way ANOVA, p <

0,0001, R2 = 0,98, Tukey α = 0,05). À St-Valentin, il n’y a pas de différence significative entre les

marais (test one-way ANOVA, p = 0,1231, R2 = 0,49) tandis qu’à Frelighsburg, il y a des

différences significatives entre les marais (test one-way ANOVA, p < 0,0003, R2 = 0,79, Tukey α

= 0,05), le marais 2B ayant les valeurs les plus faibles et le marais 3A ayant les valeurs les plus

élevées.

Pour ce qui est de la DCO, les mesures à l’affluent varient de 107 à 309 mg/L à Chartierville, de

114 à 158 mg/L à Frelighsburg, de 76 à 223 mg/L à St-Valentin et de 90 à 182 mg/L à Ste-

Ursule (figure 46). Il n’y a pas de différence significative entre les valeurs de DCO à l’affluent

des 4 municipalités à l’étude lors de la première campagne (test one-way ANOVA, p = 0,1256,

R2 = 0,49). À la 2e campagne, les valeurs de DCO mesurées à l’affluent sont significativement

plus élevées à Chartierville et Ste-Ursule comparativement aux deux autres municipalités (test

one-way ANOVA, p = 0,0008, R2 = 0,86, Tukey α = 0,05).

À l’effluent, la DCO varie de 5 à 31 mg/L à Chartierville, de 18 à 133 mg/L à Frelighsburg, de 16

à 27 mg/L à St-Valentin et de 9 à 29 mg/L à Ste-Ursule (figure 46). Les concentrations en DCO

présentes à l’effluent de Frelighsburg sont significativement plus élevées par rapport aux trois

autres municipalités lors de la première campagne (test one-way ANOVA, p < 0,0001, R2 = 0,97,

Tukey α = 0,05). À la 2e campagne, les valeurs de DCO mesurées à l’effluent sont

significativement plus élevées à Frelighsburg et St-Valentin comparativement aux deux autres

municipalités (test one-way ANOVA, p < 0,0001, R2 = 0,95, Tukey α = 0,05). Le pourcentage

d’enlèvement de la DCO, quant à lui, varie de 21 à 88 % lors de la première campagne et de 83

à 96 % à la 2e campagne. Le taux anormalement faible de 21 % d’enlèvement de la DCO

observé à Frelighsburg au début de l’été a atteint 83 % lors de la 2e campagne.

71

1ère campagne


SOMAE (07/07/15)

DB

O5

(m

g/L

)

0

50

100

150

200

250

CTE SOMAE


SOMAE (27/05/15)


SOMAE (07/07/15)


SOMAE (19/05/15)

Affluent


SOMAE (10/06/15)

DB

O5

(m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

CTE SOMAE


SOMAE (27/05/15)


SOMAE (03/06/15)


SOMAE (10/06/15)

Effluent

Chartierville

DB

O5 (

mg

/L)

0

20

40

60

80

100

120

140

160

AFFLUENT EFFLUENT


72%

93%

88%

86%

DBO

5C (mg/L)

DBO

5C (mg/L)

72

Chartierville

DC

O (

mg

/L)

0

50

100

150

200

250

300

AFFLUENT EFFLUENT


83%

21%

88%

83%


SOMAE (07/07/15)

DC

O (m

g/L

)

0

100

200

300

400

500

600

700

CTE SOMAE


SOMAE (27/05/15)


SOMAE (19/05/15)


SOMAE (07/07/15)

Affluent


DC

O (m

g/L

)

0

20

40

60

80

100

120

140

CTE SOMAE




Effluent

73

2e campagne

Chartierville

DB

O5 (

mg

/L)

0

50

100

150

200

250

300



85% 94%97%

90%


SOMAE (07/07/15)

DB

O5

(m

g/L

)

0

50

100

150

200

250

CTESOMAE


SOMAE (22/06/15)


SOMAE (22/07/15)


SOMAE (07/07/15)

Affluent


DB

O5C

(m

g/L

)

0

10

20

30

40

50

60

CTESOMAE




Effluent

DBO

5C (mg/L)

DBO

5C (mg/L)

74

Chartierville

DC

O (

mg

/L)

0

200

400

600



96%

83%83%

94%


SOMAE (07/07/15)

DC

O (

mg

/L)

0

200

400

600

CTESOMAE


SOMAE (22/06/15)


SOMAE (22/07/15)


SOMAE (07/07/15)

Affluent


SOMAE (07/07/15)

DC

O (m

g/L

)

0

10

20

30

40

50

60

CTESOMAE


SOMAE (22/06/15)


SOMAE (10/06/15)


SOMAE (07/07/15)

Effluent

75

3e campagne

Chartierville

DB

O5 (m

g/L

)

0

20

40

60

80

100

120

140

160

AFFLUENT EFFLUENT


81%

91%

86%

92%


SOMAE (09/09/15)

DB

O5 (

mg

/L)

0

50

100

150

200

250

300

CTESOMAE


SOMAE (27/07/15)


SOMAE (22/07/15)


SOMAE (01/09/15)

Affluent


DB

O5 (

mg

/L)

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

CTESOMAE




Effluent

DBO

5C (mg/L)

DBO

5C (mg/L)

76

Affluent

DB

O5 (

mg

/L)

0

20

40

60

80

100

AFFLUENT EFFLUENT MARAIS 1EFFLUENT MARAIS 2EFFLUENT MARAIS 3EFFLUENT MARAIS 4EFFLUENT MARAIS 5EFFLUENT

M1 M4 M5M2 M3 Effluent

Chartierville

Affluent

DB

O5 (m

g/L

)

0

20

40

60

80

100

AFFLUENT EFFLUENT MARAIS 1AEFFLUENT MARAIS 1BEFFLUENT MARAIS 2AEFFLUENT MARAIS 2BEFFLUENT MARAIS 3AEFFLUENT MARAIS 3B EFFLUENT MARAIS 4AEFFLUENT


Frelighsburg

Affluent

DB

O5 (m

g/L

)

0

20

40

60

80

100

120

AFFLUENT EFFLUENT MARAIS 1EFFLUENT MARAIS 2EFFLUENT MARAIS 3EFFLUENT MARAIS 4EFFLUENT

M1 M4M2 M3 Effluent

St-Valentin

Affluent

DB

O5

(mg

/L)

0

20

40

60

80

100

120

140

160

AFFLUENT EFFLUENT MARAIS 1EFFLUENT MARAIS 2EFFLUENT

M1 M2 Effluent

Ste-Ursule

Figure 46 : DBO5C et DCO moyennes mesurées lors des trois campagnes d’échantillonnage dans les marais de Chartierville, Frelighsburg, Ste-Ursule et St-Valentin.

DBO

5C (mg/L)

DBO

5C (mg/L)

DBO

5C (mg/L)

DBO

5C (mg/L)

77

3.12 Azote

Les concentrations moyennes en azote NTK, azote ammoniacal, nitrites et nitrates ont été

mesurées lors de la 3e campagne d’échantillonnage dans l’effluent des marais des quatre

municipalités (figure 47). L’azote NTK varie de 1,4 à 20,1 mg-N/L, les concentrations étant

significativement plus faibles à St-Valentin, et plus élevées à Ste-Ursule (test one-way ANOVA,

p < 0,0001, R2 = 0,99, Tukey α = 0,05). Pour ce qui de l’azote ammoniacal (figure 47), il varie de

1,4 à 15,6 mg-N/L, les concentrations étant encore une fois significativement plus faibles à St-

Valentin, alors que c’est à Chartierville qu’elles sont les plus élevées (test one-way ANOVA, p <

0,0001, R2 = 0,98, Tukey α = 0,05).

L'azote ammoniacal est toxique pour la vie aquatique. Il n’y a présentement pas d’exigence

générale pour l’azote ammoniacal dans le règlement du MDDELCC. Le critère de toxicité n'est

pas fixe, mais variable selon le pH et la température, et il faut généralement effectuer des tests

de toxicité sur des truites arc-en-ciel avec l’effluent à l’étude. Une estimation du seuil de toxicité

potentiel a été évaluée au tableau 8 en fonction des données de valeurs aiguës fournies par le

MDDELCC (tableau 9). Selon les données récoltées par les employés du CTE à l’été 2015,

aucune des municipalités ne dépasse le seuil de toxicité estimé. Cependant, la concentration

rencontrée à la municipalité de Chartierville approche celle du seuil. Il serait donc suggéré de

faire un suivi plus serré avec cette municipalité concernant les rejets d’azote ammoniacal de

l’effluent du marais. Notons que l’enlèvement de l’azote ammoniacal s’effectue grâce au

processus de nitrification qui consiste en l’oxydation de l’azote ammoniacal en nitrites, un état

intermédiaire, puis ce dernier est rapidement oxydé en nitrates (Metcalf & Eddy, 2003). Cette

transformation, est effectuée en présence d’oxygène par des bactéries autotrophes nitrifiantes,

d’où encore une fois, le besoin d’assurer une bonne oxygénation de l’eau distribuée dans le

marais.

Tableau 8 : concentrations moyennes en azote ammoniacal dans l’effluent des municipalités de Chartierville, Ste-Ursule, Frelighsburg et St-Valentin ainsi que le seuil de toxicité estimé (valeur aiguë).

Municipalité NH4+ en mg‐N/L pH Seuil de toxicité (mg‐N/L)

Chartierville 15,6 7,7 18

Ste‐Ursule 9,0 6,4 48

Frelighsburg 5,1 7,3 30

St‐Valentin 1,4 7,1 36

78

Chartierville

Azo

te N

TK

(m

g/L

)

0

5

10

15

20

25



Effluent

Chartierville

Azo

te N

-NH

3 (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



Effluent

Chartierville

Nitr

ite (

mg

/L d

e N

O2

- )

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6



Effluent

Chartierville

Nitr

ate

(m

g/L

de

NO

3- )

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18



Effluent

Figure 47 : Concentrations moyennes d’azote NTK, d’azote ammoniacal, de nitrites et de nitrates en mg-N/L mesurées lors de la 3e campagne d’échantillonnage dans les marais de Chartierville, Frelighsburg, Ste-Ursule et St-Valentin.

A

C

B

D

A

B

C

D

A

B C

B B

C

B

A

Azote NH4+ (m

g‐N/L)

Azote NTK

(mg‐N/L)

Nitrite N

O2 (mg‐N/L)

Nitrate N

O3 (mg‐N/L)

79

Tableau 9 : Valeur aiguë finale à l’effluent de l’azote ammoniacal total (mg-N/L). Cette valeur est associée à une mortalité potentielle de 50 % des organismes sensibles qui y seraient exposés (MDDELCC, 2010).

mg/1N mg/1N

15 novembre au 14 mai 15 mai au 14 novembre 6,5 52 48 6,6 51 46 6,7 49 45 6,8 47 43 6,9 45 41 7,0 42 38 7,1 39 36 7,2 36 33 7,3 33 30 7,4 30 27 7,5 26 24 7,6 23 21 7,7 20 18 7,8 17 16 7,9 14 13 8,0 12 11 8,1 9,6 9,0 8,2 7,7 7,2 8,3 6,1 5,8 8,4 4,9 4,7 8,5 3,9 3,8 8,6 3,2 3,1 8,7 2,5 2,6 8,8 2,1 2,1 8,9 1,7 1,8 9,0 1,4 1,5

Pour ce qui est des nitrites, les concentrations moyennes varient de 0,01 à 0,44 mg-N/L (figure

47), les concentrations étant significativement plus élevées à Chartierville que dans les trois

autres municipalités (test one-way ANOVA, p < 0,0001, R2 = 0,99, Tukey α = 0,05). En ce qui

concerne les nitrates (figure 47), ils varient de 1,4 à 15,2 mg-N/L, les concentrations étant

encore une fois significativement plus élevées à Chartierville, et plus faibles à St-Valentin et Ste-

Ursule (test one-way ANOVA, p < 0,0001, R2 = 0,98, Tukey α = 0,05). À première vue, les

résultats de Chartierville semblent aberrants. Effet, avec une concentration moyenne d’azote

NTK de 12,3 mg-N/L, il semble impossible d’avoir à la fois une concentration d’azote

ammoniacal de 15,6 mg-N/L et de 15,2 mg-N/L en nitrates.

80

Des réplicats des échantillons ont été envoyés pour analyse dans un laboratoire accrédité afin

de contre-vérifier les concentrations et les mêmes résultats ont été obtenus. L’explication la plus

plausible serait que les échantillons prélevés n’aient pas été parfaitement homogènes au départ,

ce qui arrive à l’occasion avec des échantillons chargés en particules comme les eaux usées.

4. Conclusion et recommandations

Les marais filtrants constituent une approche de traitement des eaux usées qui est attirante. En

effet, les marais sont vendus comme des technologies vertes, montés clé en main,

économiques, avec un design esthétique qui s’intègre mieux aux aménagements paysagers

naturels que les systèmes conventionnels, facile à opérer et exigeant peu d’entretien (HG

Environnement, brochure écophyltre). Cependant, à la lumière du présent rapport, il semble

qu’un entretien et un suivi plus important soient nécessaires pour assurer des bonnes

performances de traitement.

En effet, plusieurs éléments ont été relevés, notamment :

problèmes de croissance des Typha sp. dans les marais de Frelighsburg et de

Chartierville;

dégagement de H2S à des concentrations allant jusqu’à 25 ppm dans le puits de

pompage de St-Valentin;

niveau de la nappe d’eau qui n’atteint pas les racines des plantes;

différences entre les marais d’une même municipalité, et entre les regards d’un même

marais, en ce qui a trait au niveau d’eau (plusieurs regards à sec alors que d’autres sont

inondés), à la concentration d’O2, les MES et la DBO5C, entre autres. Des problèmes de

colmatages et/ou de chemins préférentiels pourraient être à l’origine des disparités

observées;

concentrations en O2 parfois insuffisante (< 2 mg/L);

problème de vanne à rochet entraînant une mauvaise estimation des débits (Ste-

Ursule);

chaulage effectué de façon variable;

81

non-respect des exigences de rejet en phosphore pour les municipalités de

Frelighsburg, Ste-Ursule et St-Valentin;

non-respect des exigences de rejet en coliformes fécaux pour les municipalités de

Chartierville et Frelighsburg;

non-respect des exigences de rejet en DBO5C à Ste-Ursule.

Afin de résoudre les problématiques de traitement du phosphore dans les marais des

municipalités à l’étude, plusieurs recommandations ont été formulées dans les différentes

sections du rapport. Notons que ces recommandations pourront aussi avoir des incidences

positives sur d’autres paramètres que le phosphore.

Certaines de ces recommandations permettent une amélioration des performances en

traitement du phosphore à long terme et d’autres à plus court terme. Cependant, avec ces

suggestions-ci, il ne faut pas s’attendre à une amélioration drastique et rapide. En effet, les

marais sont opérés dans les conditions actuelles (manque de chaulage, conditions

d’oxygénation parfois insuffisantes, plantes en mauvais état ou clairsemées…) depuis déjà

quelques années et pour renverser la situation et rendre le marais plus efficace, plusieurs

années peuvent être requises.

1) Poursuivre les tests en cherchant à limiter en amont les fluctuations d’apports d’eaux

parasites de manière à éviter les pointes de débits et conséquemment les dépassements

des valeurs de débit de conception.

2) Ajuster le niveau d’eau dans les marais afin de s’assurer que les racines des plantes qui

y sont plantées atteignent l’eau (amélioration long terme).

3) Effectuer un suivi de l’oxygénation afin de s’assurer que les valeurs d’oxygène dissous

sont suffisantes (minimalement 2 mg/L) pour assurer un bon processus de dégradation

aérobie au sein du marais (dégradation de la matière organique et nitrification de

l’azote), tout en permettant de meilleures conditions de déphosphatation (amélioration

long terme). Afin d’améliorer l’oxygénation, s’assurer d’un bon entretien des diffuseurs

pour éviter qu’ils ne se colmatent et ajuster l’aération (soufflantes) lorsque nécessaire

pour assurer une concentration minimale de 2 mg/L d’O2 sur toute la conduite de

distribution (amélioration rapide). Ultimement, des conduites d’aération supplémentaires

pourraient être installées à l’entrée d’eau du marais, mais il faut valider.

82

4) Récolter les plantes à l’automne pour éviter que le phosphore accumulé dans les plantes

ne retourne au marais après leur sénescence. Toutefois, cet aspect mérite d’être étudié

davantage, puisque la litière de plantes joue le rôle d’isolant thermique en hiver.

5) En ce qui a trait au phosphore :

5.1 Chaulage : l’épandage de la chaux dolomitique avec un pourcentage élevé de

pureté semble être la plus appropriée. Sur la base des recommandations existantes,

l’épandage doit être fait au printemps et à l’automne à raison de 8 kg/m3 journalier

d’eau usée. Chauler au bon endroit (enrochement de la tranchée de distribution), et

enlever le gazon sur l’enrochement des tranchées de distribution pour rendre le

chaulage plus efficace. Assurer un suivi du phosphore à l’effluent afin de valider les

rendements obtenus (amélioration moyen terme).

5.2 Ajouter au marais existant un média filtrant ayant une forte affinité pour le phosphore.

Les filtres de scories (slag filters)1 ont démontré une bonne efficacité à retenir le

phosphore lorsqu’ils sont installés à la sortie des marais filtrants (Charenzenc et al.,

2007). D’autres études menées en France ont, quant à elles, mené à l’ajout de

section de lit granulaire de phosphorite1 (une roche naturelle riche en apatite) au sein

du massif filtrant permettant de garantir des niveaux de rejet de phosphore inférieurs

à 1 mg de P/L (Molle et al., 2012) (amélioration rapide).

5.3 Utiliser un procédé de déphosphatation chimique (coagulation-floculation) qui devra

être ajouté à l’entrée ou à la sortie du marais au cas par cas. Les inconvénients

d’ajouter un procédé de déphosphatation chimique sont le coût d’achat de

l’équipement et d’installation, les coûts récurrents des produits chimiques à acheter

et des ceux relatifs à la disposition des boues produites ainsi que ceux relatifs à

main-d’œuvre qui devra s’assurer du bon fonctionnement du système et la gestion

des boues générées (amélioration rapide, mais solution de dernier recours).

6) Repiquage de nouveaux plants pour les marais de Typha sp. une fois le niveau d’eau

remonté (à Frelighsburg et Chartierville) (amélioration long terme).

1 Les filtres à scories ainsi que les lits granulaires à phosphorite devraient potentiellement faire l’objet d’une procédure d’essai afin d’obtenir une fiche approuvée.

83

5. Références

American Public Hearth Association, AWWA et Water Environment Federation (2005). Standard Methods for the Examination of Water & Wastewater 21st edition. American Public Health Association. 1496p.

Beaudry, J.-P., 1984. Traitement des eaux. Les éditions Le Griffon d'argile, Sainte-Foy, 231 pages.

CEAEQ,2012a "Détermination des solides en suspension totaux : méthode gravimétrique." http://www.ceaeq.gouv.qc.ca/methodes/pdf/MA104SS2.pdf (page consultée le 16 septembre 2015).

CEAEQ, 2012b "Modes de conservation pour l'échantillonnage des rejets liquides (eaux usées)." http://www.ceaeq.gouv.qc.ca/documents/publications/echantillonnage/dr09_04rl.pdf (page consultée le 16 septembre 2015).

CEAEQ, 2014a "Recherche et dénombrement des coliformes thermotolérants (fécaux) et confirmation à l’espèce Escherichia coli : méthode par filtration sur membrane." http://www.ceaeq.gouv.qc.ca/methodes/pdf/MA700FecEc10.pdf (page consultée le 16 septembre 2015).

CEAEQ, 2014b "Détermination de l’azote total Kjeldahl et du phosphore total : digestion acide – méthode colorimétrique automatisée." http://www.ceaeq.gouv.qc.ca/methodes/pdf/MA300NTPT20.pdf (page consultée le 16 septembre 2015).

Champoux, A. et Toutant C., 1988. Éléments d'hydrologie. Les éditions Le Griffon d'argile, Sainte-Foy, 262 pages.

Chazarenc, F. J. Brisson, Y. Comeau. 2007. Slag columns for upgrading phosphorus removal from constructed wetland effluents. Water Science and Technology 56 (3), p.109-115.

CSST, 2016. Fiche technique complète du sulphure d'hydrogène. http://www.csst.qc.ca/prevention/reptox/pages/fiche-complete.aspx?no_produit=4143

Page consultée le 02 février 2016. DeBusk, T., Peterson, J.E., et Reddy, K.R.1995. Use of aquatic and terrestrial plants for

removing phosphorus from dairy wastewaters. Ecological Engineering (5), p.371-390 DeLaune, R.D. Jugsujinda, A., et Reddy.K.R. 1999. Effect of root oxygen stress on phosphorus

uptake by cattail. Journal of Plant Nutrition (22),p. 459-466. Degrémont, 2005. Mémento technique de l’eau (dixième édition). Lavoisier, Paris, 1928 pages. Deronzier, G. et Choubert J.-M., 2004, Traitement du phosphore dans les petites stations

d’épuration à boues activées. Unité de recherche QHAN, Cemagref, France, FNDAE n° 29, 24 pages.

Gagnon, D. 2014. Détermination expérimentale des critères de chaulage pour la rétention du phosphore du surnageant de bassin d'épaississement et de stockage de boues piscicoles. Mémoire de maîtrise présenté au département des génies civil, géologique et des mines, École Polythechnique, Université de Montréal, 179 pages.

Hach, 2014a "Oxygen Demand, Chemical (Method 8000)." http://www.hach.com/asset-get.download-en.jsa?code=55143 (page consultée le 16 septembre 2015).

Hach, 2014b. "Cadmium Reduction Method 8171." http://www.hach.com/asset-get.download.jsa?id=7639983739 (page consultée le 16 septembre 2015).

Hach, 2015. "USEPA Diazotization Method 8507." http://www.hach.com/asset-get.download.jsa?id=7639983743 (page consultée le 16 septembre 2015).

MAMOT 2014, Rapport Ouvrages de surverse et stations d’épuration Évaluation de performance des ouvrages municipaux d’assainissement des eaux pour l’année 2013. ISBN 978-2-550-70842-1, Québec, 229pages.

Metcalf & Eddy (2003). Wastewater Engineering, Treatment and Reuse. McGrawHill, New York, 823 pages.

84

MDDELCC, 2010. Guide pour l'étude des technologies conventionnelles du traitement des eaux usées d'origine domestique. http://www.mddelcc.gouv.qc.ca/eau/eaux-usees/domestique/ (page consultée le 02 mars 2016).

MDDELCC, 2016. Guide d’interprétation du règlement sur les ouvrages municipaux d'assainissement des eaux usées. http://www.mddelcc.gouv.qc.ca/eau/eaux-usees/guide-interpretation.pdf (page consultée le 03 mars 2016).

Molle, P., 2012. Les filtres plantés de roseaux : évolution de la recherche et tendances actuelles,[online], Revue Recherche et Ingénierie au service des acteurs de l’assainissement 9, p. 24-31.

Ouellet-Plamondon, C., Chazarenc, F., Comeau, Y. et Brisson, J. 2006. Artificial aeration to increase pollutant removal efficiency of constructed wetlands in cold climate. Ecological Engineering 27 (3), p. 258–264.

Toet, S., Bouwman M., Cevaal, A. et Verhoeven, J.T.2005. Nutrient removal through autumn harvest of Phragmites australis and Thypha latifolia shoots in relation to nutrient loading in a wetland system used for polishing sewage treatment plant effluent. Journal of Environmental Science and Health. Part A. Toxic/ Hazardous Substances and Environmental Engineering 40(6-7), p.1133-56.

Wolverton, B.C., R.C. McDonald et Duffer, W.R. 1983. Microorganisms and higher plants for waste water treatment. Journal of Environmental Quality (12), p. 236-242.

85

6. Propriété intellectuelle

Pendant et suite à l’exécution du mandat, le Centre des technologies de l’eau remettra au client

les livrables prévus à l'offre de service. Ces rapports deviendront la propriété du client, après

paiement complet et final des sommes dues au Centre des technologies de l’eau.

7. A

ANNEXE

Annexes

E 1 - Rapp

ort d’étapee présenté

86

au MAMO

OT le 22 juillet 2015.

87

88

89

90

91

92

93

94

95

96

97

98

99

100

ANNEXE 2 - Hauteur d’eau moyenne dans les regards (cm) des marais de Typha latifolia à Chartierville (marais 1, marais 2, marais 3, marais 4 et marais 5) selon l’emplacement du regard (A, B, C, D, E, F, G et H), lors des trois campagnes d’échantillonnage.

Campagne 1 Campagne 2 Campagne 3

Marais 1

Marais 2

Marais 3

Marais 4

Marais 5

F

Hau

teur d'eau (cm)

0

5

10

15

20

25

30

35

A B C D E G H

F

Hau

teur

d'e

au (c

m)

0

20

40

60

80

100

A B C D E G H

F

Hau

teur

d'e

au (

cm)

0

10

20

30

40

50

60

70

Regard A (Fin collecte)Regard BRegard CRegard DRegard E (Début collecte)Regard FRegard GRegard H

A B C D E G H

F

Haut

eur

d'e

au

(cm

)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D E G H

F

Haut

eur

d'e

au (

cm)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D E G H

F

Ha

ute

ur d

'ea

u (c

m)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D E G H

F

Hau

teur d'eau

(cm)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D E G H

F

Hauteur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D E G H

F

Hauteur

d'eau (c

m)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D E G H

F

Hauteur

d'eau (c

m)

0

20

40

60

80

100

A B C D E G H

F

Hauteur

d'eau

(cm

)

0

20

40

60

80

A B C D E G H

F

Hauteur d'eau (cm)

0

5

10

15

20

25

30

A B C D E G H

F

Hau

teur d

'eau

(cm

)

0

5

10

15

20

25

30

35

A B C D E G H

F

Hauteur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

A B C D E G H

F

Hauteur

d'eau (c

m)

0

5

10

15

20

25

30

35

A B C D E G H

101

ANNEXE 3 - Hauteur d’eau moyenne dans les regards (cm) des marais de Typha latifolia à Frelighsburg (marais 1a, marais 1b, marais 2a, marais 2b, marais 3a, marais 3b et marais 4a) selon l’emplacement du regard (A, B, C, D, E, F et G), lors des trois campagnes d’échantillonnage.


Marais 1a

Marais 1b

Marais 2a

Marais 2b

Marais 3a

Marais 3b

Marais 4a

F

Hau

teur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

A B C D E G

F

Hau

teur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

A B C D E G

F

Hauteur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

A B C D E GF

Hauteur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

A B C D E G

F

Hauteur d'eau

(cm)

0

10

20

30

40

50

60

A B C D E G

F

Hau

teur

d'e

au

(cm

)

0

10

20

30

40

50

A B C D E G

F

Ha

ute

ur d

'eau

(cm

)

0

10

20

30

40

50

A B C D E G

F

Hau

teur

d'e

au

(cm

)

0

10

20

30

40

A B C D E G

F

Ha

ute

ur d

'ea

u (c

m)

0

10

20

30

40

50

60

A B C D E G

F

Ha

ute

ur d

'ea

u (c

m)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D E G

F

Hau

teur

d'e

au

(cm

)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D E G

F

Ha

ute

ur d

'ea

u (c

m)

0

10

20

30

40

50

60

Regard A Regard BRegard CRegard DRegard E Regard FRegard G (Fin collecte)

A B C D E G

F

Hau

teur d'eau

(cm

)

0

10

20

30

40

50

60

A B C D E G

F

Hauteur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D E G

F

Hauteur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D E G

F

Hau

teur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

60

A B C D E G

F

Hauteur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

A B C D E G

F

Hauteu

r d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

A B C D E G

F

Hauteur d'eau (cm

)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D E G

F

Hau

teur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D E G

F

Hau

teur d'eau

(cm

)

0

10

20

30

40

50

60

A B C D E G

102

ANNEXE 4 - Hauteur d’eau moyenne dans les regards (cm) des marais de Phragmites australis à Saint-Valentin (marais 1, marais 2, marais 3 et marais 4) selon l’emplacement du regard (A, B, C, D et E), lors des trois campagnes d’échantillonnage.


Marais 1

Marais 2

Marais 3

Marais 4

Ha

ute

ur d

'ea

u (c

m)

0

10

20

30

40

50

A B C D E

Ha

uteu

r d'

eau

(cm

)

0

10

20

30

40

50

A B C D E

Ha

ute

ur d

'eau

(cm

)

0

10

20

30

40

50

A B C D E

Ha

ute

ur d

'eau

(cm

)

0

10

20

30

40

50

Regard A Regard BRegard C (Début collecte)Regard DRegard E

A B C D E

Hauteur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

A B C D E

Hauteur d'eau (cm

)

0

10

20

30

40

50

60

A B C D E

Hauteur d'eau (cm

)

0

10

20

30

40

50

60

A B C D E

Hauteur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

A B C D E

Hauteur d'eau

(cm)

0

10

20

30

40

50

60

A B C D E

Hauteur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

A B C D E

Hau

teur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

60

A B C D E

Hauteur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

A B C D E

103

ANNEXE 5 - Hauteur d’eau moyenne dans les regards (cm) des marais de Phragmites australis à Ste-Ursule (marais 1 et marais 2) selon l’emplacement du regard (A, B, C et D), lors des trois campagnes d’échantillonnage.


Marais 1

Marais 2

Ha

ute

ur d

'ea

u (c

m)

0

10

20

30

40

50

60

A B C D

Ha

ute

ur d

'ea

u (c

m)

0

10

20

30

40

50

60

Regard A (Début collecte) Regard BRegard C (Fin collecte)Regard D

A B C D

Hauteur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D

Hauteur d'eau (cm)

0

10

20

30

40

50

60

70

A B C D

Hau

teur d'eau

(cm

)

0

5

10

15

20

25

30

35

A B C D

Hauteu

r d'ea

u (cm)

0

20

40

60

80

100

A B C D

104

ANNEXE 6 - Concentration en oxygène dissous (mg/L) mesurées dans les différents regards du marais de Chartierville pour les 3 campagnes d’échantillonnage.

Campagne 1

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 1

F

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 2

F

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 3

F

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 4

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 5

105

Campagne 2

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 1

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 2

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 3

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 4

F

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 5

106

Campagne 3

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

NB: Attention, les valeurs de 0 sont en fait des valeurs manquantes, l'O.D. n'a pas pu être mesuré dans ces cas, car le niveau d'eau était trop bas pour la sonde.

Marais 1

F

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 2

NB: Attention, les valeurs de 0 sont en fait des valeurs manquantes, l'O.D. n'a pas pu être mesuré dans ces cas, car le niveau d'eau étaittrop bas pour la sonde.

F

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 3

F

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 4

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G H

Marais 5

107

ANNEXE 7 - Concentration en oxygène dissous (mg/L) mesurées dans les différents regards du marais de Frelighsburg pour les 3 campagnes d’échantillonnage.

Campagne 1

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12

14

Regard ARegard BRegard CRegard DRegard ERegard FRegard G (Fin collecte)

A B C D E G

NB: Attention, les valeurs de 0 sont en fait des valeurs manquantesl'O.D. n'a pas pu être mesurée dans ces cas, car le niveau d'eau était trop bas pour la sonde.

Marais 1A

FO

.D (

mg

/L)

0

2

4

6

8

10

12

14


A B C D E G

Marais 1B

F

O.D

(m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12

14


A B C D E G

Marais 2A

NB: Attention, les valeurs de 0 sont en fait des valeurs manquantesl'O.D. n'a pas pu être mesurée dans ces cas, car le niveau d'eau était trop bas pour la sonde.

F

O.D

(m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12

14


A B C D E G

Marais 2B

108

F

O.D

(m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12

14


A B C D E G

Marais 3A

F

O.D

(m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12

14


A B C D E G

Marais 3B

F

O.D

(m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12

14


A B C D E G

Marais 4A

109

Campagne 2

F

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12

Regard A Regard BRegard CRegard DRegard ERegard FRegard G (Fin collecte)

A B C D E G

Marais 1A

F

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G

Marais 1B

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G

NB: Attention, la valeur de 0 au regard C est en fait une valeur manquante, l'O.D. n'a pas pu être mesuré dans ce cas, car le niveau d'eau était trop bas pour la sonde.

Marais 2A

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G

Marais 2B

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G

Marais 3A

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G

Marais 3B

110

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G

Marais 4A

Campagne 3

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G

Marais 1A

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G

Marais 1B

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G

Marais 2A

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G

Marais 2B

111

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G

Marais 3A

F

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G

Marais 3B

F

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E G

Marais 4A

112

ANNEXE 8 - Concentration en oxygène dissous (mg/L) mesurées dans les différents regards du marais de St-Valentin pour les 3 campagnes d’échantillonnage.

Campagne 1

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12

14


A B C D E

Marais 1

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12

14


A B C D E

Marais 2

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12

14


A B C D E

Marais 3

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12

14


A B C D E

Marais 4

NB: Attention, la valeur de 0 au regard B est en fait une valeur manquantes, l'O.D. n'a pas pu être mesurée dans ces cas, car le niveau d'eau était trop bas pour la sonde.

113

Campagne 2 O

.D.

(mg/

L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C ED

Marais 1

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12


A B C ED

Marais 2

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C ED

Marais 3

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12


A B C ED

Fond du regard B plein de boue et de substrat,la mesure d'O.D. n'a pas pu être prise.

Marais 4

114

Campagne 3 O

.D.

(mg/

L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E

Marais 1

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E

Marais 2

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E

Marais 3

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D E

Marais 4

Fond du regard B plein de boue et de substrat,la mesure d'O.D. n'a pas pu être prise.

115

ANNEXE 9 - Concentration en oxygène dissous (mg/L) mesurées dans les différents regards du marais de Ste-Ursule pour les 3 campagnes d’échantillonnage.

Campagne 1

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12

14


A B C D

Marais 1

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12

14


A B C D

Marais 2

Campagne 2

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12

Regard A (Début collecte)Regard BRegard C (Fin collecte)Regard D

A B C D

Marais 1

O.D

. (m

g/L

)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D

Marais 2

116

Campagne 3 O

.D. (

mg/

L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D

NB: Attention, la valeur de 0 au regard D est en fait une valeurmanquante, l'O.D. n'a pas pu être mesuré dans ce cas, car le niveau d'eau était trop bas pour la sonde.

Marais 1

O.D

. (m

g/L)

0

2

4

6

8

10

12


A B C D

Marais 2

ANNEXE

Saint-Vale

MOSHER KILOS,

ComposiCarbonateCarbonateDioxyde dSolubilité

Indicationlimestone particle sizconsistent

Sainte-Ur

Botanix C

E 10 - Typ

entin :

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E, CHAUX erlimesto

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