stratÉgies hydrauliques pour amÉliorer la qualitÉ …

ANDRÉANNE SIMARD

STRATÉGIES HYDRAULIQUES POUR AMÉLIORER LA QUALITÉ DE L’EAU POTABLE EN RÉSEAU DE

DISTRIBUTION

Mémoire présenté à la Faculté des études supérieures de l’Université Laval dans le cadre du programme de maîtrise en génie civil

pour l’obtention du grade de maître ès sciences (M.Sc.)

GÉNIE CIVIL FACULTÉ DES SCIENCES ET DE GÉNIE

UNIVERSITÉ LAVAL QUÉBEC

2008 © Andréanne Simard, 2008

Résumé

Ce mémoire présente une méthodologie pour identifier des stratégies hydrauliques en

réseau de distribution dans le but d’assurer des concentrations suffisantes de chlore résiduel

en extrémités de réseau. La recherche a été réalisée en deux phases. La première consistait

à identifier les zones de distribution de l’eau potable dans le réseau d’aqueduc à l’étude à

l’aide d’une étude au traceur. La seconde phase du projet visait à prédire les concentrations

de chlore résiduel en réseau de distribution ainsi que d’émettre des recommandations pour

améliorer les concentrations de chlore résiduel en extrémités de réseau. Le secteur

sélectionné pour l’étude est un quartier résidentiel de la ville de Québec alimenté en eau

potable par deux sources : un réservoir situé en réseau et une usine de traitement de l’eau

potable (UTE). Le système de distribution du secteur est caractérisé par la présence de

nombreuses extrémités de réseau puisqu’il ne possède aucune interconnexion avec les

réseaux limites au sud et à l’est. Les consommations étant faibles à ces endroits, les temps

de séjour y sont élevés. De plus, le réseau est le dernier secteur à être desservi dans la partie

à l’est de l’aire de distribution de l’UTE. Ces conditions mènent à une dégradation de la

qualité de l’eau potable dans le système de distribution.

La méthode proposée combine une caractérisation hydraulique, une étude au traceur ainsi

qu’une étude de la qualité de l’eau pour identifier le patron de distribution de l’eau en

réseau. Également, le modèle a été calé au niveau de l’hydraulique et de la qualité de l’eau

potable à partir de données inédites sur la distribution de l’eau, les temps de séjour et la

variabilité de la qualité de l’eau dans le réseau. Les données nécessaires au calage du

modèle ont été obtenues à partir d’une campagne intensive d’échantillonnage. L’étude au

traceur a été réalisée par injection d’une saumure de chlorure de calcium (CaCl2). Les

résultats obtenus ont permis d’associer au réservoir les points d’échantillonnage dont la

concentration en calcium a augmenté au cours de l’essai. Les hypothèses élaborées suite à

l’étude au traceur ont été validées à partie des résultats d’une campagne de caractérisation

de la qualité de l’eau effectuée simultanément. Cette validation a été rendue possible par les

différences entre les valeurs de chlore résiduel aux deux entrées, dues au fait que l’eau

provenant du réservoir y a été re-chlorée avant d’être acheminée dans le réseau de

distribution. De plus, cette campagne a permis d’identifier la source d’alimentation en eau

ii

potable des points dont la concentration en calcium était demeurée constante au cours de

l’essai au traceur.

Par la suite, le calage du modèle a permis d’en augmenter les capacités prédictives jusqu’à

un niveau jugé satisfaisant. Sur la base du modèle de qualité de l’eau, des stratégies

hydrauliques ont été évaluées afin d’optimiser les concentrations en chlore résiduel en

extrémité de réseau. Cinq groupes d’essais ont été explorés : (1) fermetures de vannes sur

des conduites importantes, (2) ajout de pompe re-circulatoire avec injection d’une solution

d’hypochlorite, (3) régulation de pression aux entrées du secteur, (4) ouverture d’une

interconnexion avec le réseau limitant à l’est, et (5) combinaison des essais 2 et 4. Suite aux

différentes simulations, deux stratégies hydrauliques se sont démarquées et des

recommandations ont été émises. Celles-ci impliquent l’ajout d’une pompe re-circulatoire

et l’injection d’une solution hypochlorite ainsi que l’ouverture d’une interconnexion avec le

réseau limitant à l’est.

iii

Abstract

This Master’s project presents a methodology that can effectively identify distribution

zones within a drinking water distribution network in order to ensure sufficient

concentrations of residual chlorine at the dead-ends of a distribution system. The project

was carried out in two phases. The first phase of the project consisted in identifying water

distribution zones within the network with a tracer study. The second phase was designed

to predict concentrations of residual chlorine within the distribution network, as well as

make recommendations in hydraulic strategies to improve these concentrations in

problematic areas of the network. The sector selected for the study is a residential district of

Quebec City supplied with drinking water directly from the main supply pipes from the

water treatment plant and by re-chlorinated water from a reservoir. The water distribution

network is characterized by several dead-ends due to the absence of interconnexions with

the bordering networks to the north and east and is also the last sector to be supplied on the

eastern side of the plant’s service area. Unfortunately, water consumption is very low in

these areas resulting in long standing time in the water pipes. These conditions lead to the

degradation of water quality.

The proposed methodology engages three strategies: a hydraulic characterization of the

distribution network, a tracer study and a water quality characterization study. The

hydraulic and water quality models were calibrated with original data characterizing the

spatial and temporal water quality variations within the network. An intensive sampling

campaign was conducted to obtain the necessary data for the calibration of the models. The

tracer study was conducted by injecting CaCl2 brine at the reservoir outlet in order to

increase calcium concentrations in water from the reservoir. It was then possible to

associate sampling points at which calcium concentrations showed an increase during the

test as being supplied by the reservoir. A water quality characterization study was

conducted simultaneously with the tracer study, making it possible to validate the

distribution zones identified. This validation was made possible by the difference between

chlorine values at the two entry points: water from the reservoir has distinctively higher

levels due to re-chlorination. In addition, it was possible to identify distribution zones at

points where the calcium concentration had remained constant during the tracer test.

iv

Thereafter, the hydraulic and water quality models were calibrated satisfactorily providing

a tool for evaluating hydraulic strategies to boost chlorine concentrations in problematic

areas. Five types of hydraulic strategies were explored: (1) valve closures on major

pipelines, (2) the addition of a re-circulating pump with chlorine injection, (3) the

regulation of pressure at the main entry points of the sector, (4) the opening of an

interconnexion with the east neighbouring network, and (5) a combination of strategies 2

and 4. Following the various simulations, two hydraulic strategies were more efficient than

the others: the addition of a re-circulation pump with the injection of a hypochlorite

solution and the opening of the interconnexion with the east neighbouring network.

Avant-Propos

Ce mémoire n’aurait pu être mené à terme sans l’appui et la collaboration de plusieurs

personnes qui me sont chères et à qui je tiens à exprimer ma gratitude. Je remercie tout

d’abord madame Geneviève Pelletier, ma directrice de recherche, pour son dévouement, sa

grande disponibilité et ses précieux conseils. Par son enthousiasme, sa rigueur et sa passion,

elle est et demeurera toujours un modèle pour moi. La complicité que nous avons

développée au cours de ces années m’est très précieuse.

Ma reconnaissance va également à monsieur Manuel Rodriguez, mon co-directeur de

recherche pour sa grande expertise dans le domaine de la qualité de l’eau ainsi que sa

passion pour le sujet. Il fut un guide précieux tout au long de ma maîtrise.

J’aimerais également remercier les collaborateurs de la ville de Québec, qui ont contribué

énormément au bon déroulement des travaux de recherche. J’adresse un merci particulier à

messieurs François Proulx, Sébastien Desmeules, Christian Tremblay et à monsieur Pierre

Baillargeon, l’instigateur du projet. Ils ont démontré un grand intérêt et m’ont fourni de

précieux conseils tout au long de la recherche. Merci également à madame Brigitte

Labrecque qui a généreusement répondu à mes nombreuses demandes d’informations.

Je remercie le Groupe-Conseils Dessau, plus particulièrement messieurs Denis Maltais et

Daniel Gagnon. Leurs judicieux conseils et leur expertise ont fait en sorte de bonifier cette

recherche.

Je tiens aussi à remercier les membres de la chaire de recherche en eaupotable de

l’Université Laval du groupes de recherche GEAU et CRAD ainsi que le personnel du

laboratoire d’environnement du Département de génie civil qui ont participé de près ou de

loin à la réalisation des travaux de recherche. Je pense entre autre à Michel Bisping, Sylvie

Leduc, Annick Dion-Fortier, Sonia Poulin, Sabrina Simard, David J. Langlois et Annie

Prophète.

Enfin, je désire offrir mes derniers remerciements à ma merveilleuse famille: mes parents,

Lise et Laval et ma sœur, Barbara. Chère famille, votre support indéfectible et votre intérêt

continu dans mon travail m’ont permis d’atteindre mon but. Je souhaite adresser un merci

vi

particulier à ma mère pour ses conseils avisés, ses encouragements mais également, pour la

fierté qu’elle ressent à mon égard. Finalement, merci à mon copain, Louis-Olivier, qui, lors

des périodes plus difficiles, a toujours été à mes côtés et a su trouver les mots pour

m’encourager. Merci pour tout! C’est à vous que je dédie ce travail.

À ma mère Lise, à mon père Laval et à ma soeur Barbara

À Louis-Olivier

Table des matières

Résumé.....................................................................................................................................i Abstract................................................................................................................................. iii Avant-Propos ..........................................................................................................................v Table des matières .............................................................................................................. viii Liste des tableaux....................................................................................................................x Liste des figures .....................................................................................................................xi Note au lecteur ........................................................................................................................1 Introduction générale ...........................................................................................................2 Partie 1. Méthodologie pour évaluer les zones d’alimentation en eau potable en réseau de distribution .......................................................................................................................5 Résumé de l’article .................................................................................................................6 Introduction.............................................................................................................................7

1.1. Mise en contexte ..........................................................................................................7 1.2. Objectif de l’étude .......................................................................................................8

Méthodologie ..........................................................................................................................9 2.1. Étude de cas .................................................................................................................9 2.2. Caractérisation hydraulique du réseau de distribution...............................................10 2.3. Étude de traceur et de la qualité de l’eau ...................................................................13

2.3.1 Injection du traceur ..............................................................................................14 2.3.2. Suivi du traceur...................................................................................................15 2.3.3. Caractérisation de la qualité de l’eau..................................................................16

Résultats et discussion ..........................................................................................................18 3.1. Étude de traceur .........................................................................................................18 3.2. Étude de caractérisation de la qualité de l’eau...........................................................22

Conclusion ............................................................................................................................27 Références.............................................................................................................................29 Partie 2. Stratégies hydrauliques pour améliorer la qualité de l’eau potable en réseau de distribution .....................................................................................................................33 Résumé de l’article ...............................................................................................................34 Introduction...........................................................................................................................35

4.1. Mise en contexte ........................................................................................................35 4.2. Objectif de l’étude .....................................................................................................35

Revue de littérature...............................................................................................................36 5.1. Le chlore et les sous-produits de désinfection ...........................................................36 5.2. Dégradation du chlore résiduel ..................................................................................37

Méthodologie ........................................................................................................................41 6.1. Étude de cas ...............................................................................................................41 6.2. Calage du modèle.......................................................................................................42

6.2.1. Calage hydraulique .............................................................................................43 6.2.2. Calage des paramètres de qualité............................................................................48

Optimisation du chlore résiduel en réseau de distribution....................................................55

ix

7.1. Stratégies hydrauliques ..............................................................................................55 7.2. Variantes ....................................................................................................................57

7.2.1. Essai 1 : Fermeture de vannes sur des conduites ................................................57 7.2.2. Essai 2 : Régulation des pressions aux entrées ...................................................59 7.2.3. Essai 3 : Pompe re-circulatoire avec injection de chlore ....................................60 7.2.4. Essai 4 : Ouverture de l’interconnexion .............................................................62 7.2.4. Essai 5: Combinaison de l’ouverture de l’interconnexion avec une régulation des pressions aux entrées ..............................................................................................65

7.3. Résultats des essais et comparaison...........................................................................65 Conclusion ............................................................................................................................67 Références.............................................................................................................................69 Résultats supplémentaires..................................................................................................74

8.1 Variation saisonnière de la qualité de l’eau potable ...................................................74 8.2. Estimation expérimentale des coefficients de dégradation du chlore........................80

Conclusion générale ............................................................................................................82 Bibliographie ........................................................................................................................84 Annexe A. Résultats de la campagne d’échantillonnage du 25 mai .....................................89 Cette annexe contient les résultats obtenus lors de l’étude au traceur et de la caractérisationde la qualité de l’eau potable. ........................................................................89 Annexe B Résultats du programme d’échantillonnage pour l’évaluation de la variation saisonnière des différents paramètres de la qualité de l’eau potable ....................................93 Annexe C. Répartition de la consommation aux nœuds du modèle ...................................100 Annexe D. Évaluation expérimentale des coefficients de la dégradation du chlore résidu .......................................................................................................................104 Annexe E. Calcul des coefficients de Hazen-Williams théoriques ....................................108 Annexe F. Fiche technique du traceur utilisé lors de l’étude au traceur réalisé le 25 mai 2007 ....................................................................................................................................112

Liste des tableaux

Tableau 2.1. Paramètres à considérer pour déterminer le débit d’injection de la saumure ..14

Tableau 2.2. Méthodes d’analyse des différents paramètres de qualité................................17

Tableau 6.1. Comparaison des débits (m3/h) aux entrées du modèle et enregistrés par les

débitmètres............................................................................................................................48

Tableau 7.1. Combinaisons des vannes ouvertes ou fermées sur sept conduites .................59

Liste des figures

Figure 2.1. Parcours de l’eau de la prise d’eau jusqu’à Limoilou ........................................10

Figure 2.2. Localisation des points d’échantillonnage .........................................................15

Figure 2.3. Patron de consommation observé lors de la campagne d’échantillonnage ........16

Figure 3.1. Variation de la dureté totale atteinte dans le réseau de distribution du réservoir

suite à l’injection du traceur..................................................................................................19

Figure 3.2. Comparaison des valeurs moyennes de concentration de calcium (mg/L)

mesurées aux points d’échantillonnage pour différentes périodes de l’essai ......................20

Figure 3.3. Évolution de la concentration en calcium de trois points d’échantillonnage dont

les temps de séjour diffèrent .................................................................................................22

Figure 3.4. Chlore résiduel libre aux points d’échantillonnage à l’entrée des deux zones de

distribution ............................................................................................................................22

Figure 3.5. Chlore résiduel libre moyen entre 14 h et 17 h ..................................................23

Figure 3.6. Patron de circulation de l’eau en fonction des concentrations ...........................24

moyennes de chlore résiduel obtenus entre 14 h et 17 h ......................................................24

Figure 3.7. Portrait des THM et des AHA mesurés dans les points d’échantillonnage

alimentés par le réservoir et l’UTE.......................................................................................25

Figure 3.8. Corrélation entre les niveaux de THM et des AHA pour les points

d’échantillonnage desservies par l’UTE et le réservoir ........................................................26

Figure 6.1. Parcours de l’eau de la prise d’eau jusqu’à Limoilou ........................................41

Figure 6.2. Localisation des points d’échantillonnage .........................................................44

Figure 6.3. Patron de consommation observé lors de la campagne d’échantillonnage du 25

mai 2007 ...............................................................................................................................45

Figure 6.4. Chlore résiduel libre aux points d’échantillonnage à l’entrée des deux zones de

distribution ............................................................................................................................45

Figure 6.5. Patron de distribution de l’eau observé ..............................................................46

Figure 6.6. Patron de distribution de l’eau simulé ................................................................47

Figure 6.7. Comparaison des valeurs observées et simulées pour l’âge de l’eau .................50

Figure 6.8 . Meilleure corrélation obtenue pour les concentrations de chlore résiduel entre

14h et 17h..............................................................................................................................52

Figure 6.9. Concentrations en chlore résiduel observées et simulées entre 14 h et 17 h......54

xii

Figure 7.1. Localisation des points d’échantillonnage ayant présenté les plus faibles

concentrations en chlore résiduel lors de la campagne d’échantillonnage ...........................55

Figure 7.2. Localisation des conduites dont l’état des vannes a été modifié au scénario 1 et

résultats obtenus suite aux simulations des meilleures variantes .........................................58

Figure 7.3. Concentrations en chlore résiduel obtenus au scénario 2 suite à différentes

modifications des têtes d’eau aux entrées à 6 :00.................................................................60

Figure 7.4. Localisation et caractéristiques de la pompe ajoutée au scénario 3 ...................61

Figure 7.5. Concentrations en chlore résiduel obtenus au scénario 3 en ajoutant ou non une

solution hypochlorite ............................................................................................................62

Figure 7.6. Localisation de l’interconnexion et résultats obtenus au scénario 4 suite..........64

aux différentes simulations des variantes .............................................................................64

Figure 7.7. Comparaison des concentrations en chlore résiduel obtenues à 6:00 pour les

variantes retenues dans les cinq groupes de scénarios..........................................................65

Figure 7.8. Impact des stratégies hydrauliques les plus efficaces sur les concentrations en

chlore résiduel à 6:00............................................................................................................66

Figure 8.1. Localisation des points d’échantillonnage en réseau de distribution .................74

Figure 8.2. Variation saisonnière des concentrations en chlore résiduel..............................75

Figure 8.3. Variation saisonnière des concentrations THM .................................................76

Figure 8.4. Corrélation entre l’âge de l’eau observée et les résultats de chlore résiduel et

THM obtenus le 25 mai 2007 pour les points desservis par le réservoir..............................78

Figure 8.5. Corrélation entre l’âge de l’eau simulée et les résultats de chlore résiduel et

THM obtenus le 25 mai 2007 pour les points desservis par l’UTE......................................79

Note au lecteur

Le présent projet de recherche comporte deux parties qui sont présentées sous formes

d’article scientifique. Certains aspects du premier article sont répétés dans le second article

puisque ce dernier a été réalisé à partir des résultats obtenus dans la première partie.

2

Introduction générale

Le chlore, le désinfectant le plus utilisé à travers le monde, se dégrade à mesure que l’eau

réagit avec la matière organique et inorganique lors du transport dans le réseau de

distribution. En particulier dans les grands réseaux de distribution, la concentration en

chlore résiduel peut devenir très faible voir indétectable aux extrémités (Powell et al., 2000;

Rodriguez et Sérodes, 2001). Le maintien d’un niveau de chlore résiduel suffisant dans le

système de distribution est un moyen efficace pour réduire les risques de contamination

microbiologique. Au Québec, le règlement sur la qualité de l’eau potable (RQEP)

(Gouvernement du Québec, 2001), en vigueur depuis juin 2001, fixe un niveau de chlore

résiduel libre minimal à 0,3 mg/L à la sortie de l’usine de traitement d’eau potable (UTE).

Un compromis doit être fait quant à l’augmentation de la dose de chlore à l’UTE ou aux

stations de re-chloration à travers le réseau de distribution puisqu’à titre d’oxydant, le

chlore réagit avec la matière organique naturelle et génère des sous-produits de la

désinfection (SPD). La dose de chlore requise à la sortie de l’UTE (ou aux points de re-

chloration) dépend de plusieurs paramètres d’opération et de la qualité de l’eau. Pour cette

raison, le contrôle des concentrations de chlore résiduel dans le réseau de distribution

s’avère complexe. Afin d’améliorer la qualité de l’eau potable dans un réseau de

distribution, l’élaboration d’un modèle permettant d’estimer les variations spatio-

temporelles de la qualité de l’eau en représentant le transport et la dégradation du chlore,

s’avère un outil intéressant.

Le présent projet de recherche comporte deux parties qui sont présentées sous forme

d’articles scientifiques. Le premier article présente une méthodologie pour identifier les

patrons de distribution de l’eau potable dans un réseau. Les résultats d’une caractérisation

hydraulique du réseau de distribution, d’une étude au traceur et d’une campagne de

caractérisation de la qualité de l’eau y sont présentés.

Le deuxième article concerne l’évaluation de stratégies hydrauliques en réseau de

distribution dans le but d’assurer des concentrations suffisantes de chlore résiduel en

3

extrémités de réseau. Dans cette partie, un modèle hydraulique et un modèle de la qualité

de l’eau sont conçus et calés à partir des résultats de la caractérisation hydraulique du

réseau de distribution, des études au traceur et de la caractérisation de la qualité de l’eau

potable réalisées dans la première partie.

4

PREMIÈRE PARTIE

MÉTHODOLOGIE POUR ÉVALUER LES ZONES

D’ALIMENTATION EN EAU POTABLE EN RÉSEAU

DE DISTRIBUTION

5

Méthodologie pour évaluer les zones d’alimentation en

eau potable en réseau de distribution

Par

Andréanne Simarda, Manuel Rodriguezb, Geneviève Pelletierc aGEAU, CRAD, Université Laval, Québec, Canada

bCRAD, Université Laval, Québec, Canada cGEAU, Université Laval, Québec, Canada

Faculté des Sciences et Génie, Département de Génie Civil

Université Laval, Québec, Canada, G1k 7P4

Résumé de l’article Cet article présente une méthodologie pour identifier les zones de distribution de l’eau

potable dans un réseau de distribution. Le secteur sélectionné pour l’étude est un quartier

résidentiel de la ville de Québec alimenté en eau potable par deux sources. Le secteur est

desservi, en partie, par un réservoir situé en réseau de distribution. Également, le secteur

étudié ne possède aucune interconnexion avec les réseaux limites au sud et à l’est, ce qui

génère de nombreuses extrémités de réseau. Or, les conditions les plus critiques au niveau

du chlore résiduel et des sous-produits de la désinfection (SPD) se présentent généralement

aux extrémités du réseau. La méthode proposée met à contribution une caractérisation

hydraulique du réseau, une étude au traceur et une campagne de caractérisation de la qualité

de l’eau. La première étape a impliqué la conception d’un modèle représentant les

conduites principales et locales du secteur Limoilou ainsi que la répartition de la demande

en eau aux nœuds du modèle. La deuxième étape de l’étude a consisté en l’évaluation de la

répartition de l’eau provenant du réservoir et de l’usine de traitement de l’eau potable

(UTE) dans le réseau. Pour ce faire, une étude au traceur a été effectuée en injectant à la

sortie du réservoir une saumure de CaCl2 afin d’augmenter la concentration en calcium de

l’eau provenant du réservoir. À la suite de cette injection, l’évolution des concentrations en

calcium a été suivie à partir d’une campagne d’échantillonnage intensive incluant 47 points.

Les résultats obtenus ont permis d’associer au réservoir, les points d’échantillonnage dont

la concentration en calcium a augmenté au cours de l’essai. Finalement, les hypothèses

élaborées suite à l’étude au traceur ont été validées à l’aide des résultats d’une campagne de

caractérisation de la qualité de l’eau effectuée simultanément. De plus, cette campagne a

permis d’identifier la source d’alimentation en eau potable des points dont la concentration

en calcium était demeurée constante au cours de l’essai au traceur.

7

Introduction

1.1. Mise en contexte L’objectif principal du traitement de l’eau potable est de produire une eau esthétiquement

acceptable au niveau des goûts, des odeurs et de la couleur et, surtout, ne présentant aucun

risque pour la santé des consommateurs. Le traitement physico-chimique des eaux brutes

suivi d’une désinfection efficace constitue le meilleur moyen pour y parvenir

(Gouvernement du Québec, 2002). La désinfection de l’eau contribue, en effet, à réduire

considérablement les micro-organismes pathogènes qui sont à l’origine de maladies

hydriques tels que la fièvre typhoïde, l’hépatite, le choléra ou la dysenterie bacillaire

(Crittenden et al, 2005). La réduction des contaminants microbiologiques s’effectue à partir

des procédés physico-chimiques. La désinfection par des procédés physiques (en particulier

la filtration) permet l’enlèvement des kystes de Giardia et des oocystes de Cryptosporidium

qui sont plus résistants au chlore que d’autre pathogènes. En ce qui concerne la désinfection

chimique, celle-ci s’effectue en deux étapes; la désinfection primaire, c’est-à-dire

l’inactivation des pathogènes dans l’eau (notamment bactéries et virus) et la désinfection

secondaire qui consiste en une injection ou une réinjection de désinfectant dans l’eau à la

sortie de l’usine. La désinfection secondaire assure le maintien d’un désinfectant résiduel

dans le réseau de distribution.

Le chlore, le désinfectant le plus utilisé à travers le monde, se dégrade avec le temps à

mesure que l’eau réagit avec la matière organique et inorganique lors du transport dans le

réseau de distribution. En particulier dans les grands réseaux de distribution, la

concentration en chlore résiduel peut devenir très faible voir indétectable aux extrémités

(Powell et al., 2000; Rodriguez et Sérodes, 2001). Le maintien d’un niveau de chlore

résiduel suffisant dans le système de distribution est un moyen efficace pour réduire les

risques de contamination microbiologique. Au Québec, le nouveau règlement sur la qualité

de l’eau potable (RQEP), en vigueur depuis juin 2001, fixe un niveau de chlore résiduel

libre minimal à 0,3 mg/L à la sortie de l’usine de traitement d’eau potable (UTE).

8

Un compromis doit être fait quant à l’augmentation de la dose de chlore à l’UTE ou aux

stations de rechloration à travers le réseau de distribution puisqu’à titre d’oxydant, le chlore

réagit avec la matière organique naturelle et génère des sous-produits de la désinfection

(SPD). Or, ces SPD sont considérés potentiellement cancérigènes (Cantor et al., 1998) et

ont récemment été associés à des problèmes de reproduction chez les humains (Bove et al.,

1995; Kallen and Robert, 2000). Les trihalométhanes (THM) et les acides haloacétiques

(AHA) sont les principaux groupes de SPD (Sadiq et Rodriguez, 2004). Leurs

concentrations augmentent à mesure que le chlore résiduel se dégrade. Dans le cas des

THM, elles se stabilisent aux extrémités de réseau tandis que pour les AHA, elles

diminuent après un certain en réseau de distribution. Des conditions de faible concentration

en chlore résiduel et des niveaux importants de THM se présentent généralement aux

extrémités car ces dernières sont caractérisées par des temps de séjour de l’eau élevés.

(Chaib et Moschandreas, 2006, Rodriguez et al, 2003). La re-chloration de l’eau en réseau

s’avère une stratégie intéressante pour maintenir des concentrations suffisantes de chlore

résiduel aux extrémités. Cependant, il a été démontré qu’une re-chloration en réseau suivie

d’un temps de séjour de plusieurs heures dans un réservoir favorise une formation

supplémentaire des SPD (Turgeon et al, 2004).

Afin d’améliorer la qualité de l’eau potable dans un réseau de distribution, l’élaboration

d’un modèle permettant d’estimer les variations spatio-temporelles de la qualité de l’eau en

représentant le transport du chlore résiduel, s’avère un outil intéressant. Pour ce faire, un

modèle hydraulique doit préalablement être développé. Or, une modélisation hydraulique

exige une excellente connaissance de la circulation de l’eau dans le réseau de distribution.

1.2. Objectif de l’étude Le but de cette étude est de présenter une méthodologie pour identifier les patrons

d’alimentation de l’eau potable dans un réseau. La particularité de la méthode proposée est

qu’elle met à contribution trois stratégies: une caractérisation hydraulique du réseau de

distribution, une étude au traceur et une campagne de caractérisation de la qualité de l’eau.

9

Méthodologie

2.1. Étude de cas L’étude de cas porte sur un secteur du principal réseau de distribution de la Ville de

Québec. Ce réseau est approvisionné par le lac Saint-Charles et dessert environ 40% de la

population de la ville, soit approximativement 230 000 personnes. Le secteur spécifique à

l’étude est le réseau de l’arrondissement Limoilou. L’eau brute provenant de la prise d’eau

de la rivière Saint-Charles est d’abord acheminée vers l’UTE puis, elle est transportée par

deux conduites maîtresses de façon gravitaire vers un réservoir situé en réseau: le réservoir

des Plaines d’Abraham. La dénivellation de 50 mètres entre l’usine et le réservoir est

suffisante pour permettre à l’eau de faire le trajet, via les conduites maîtresses, de façon

gravitaire. Le réservoir des Plaines d’Abraham a une capacité de stockage de 130 000 m³ en

deux compartiments et un débit moyen de 40 000 m3/jour. Lorsque l’eau arrive au

réservoir, elle passe par un premier point de re-chloration puis, elle y séjourne pour une

durée estimée de deux à trois jours avant de passer par un second point de re-chloration à la

sortie du réservoir. Elle est ensuite acheminée vers deux chambres de vannes (CV) ayant

pour fonction de régulariser sa pression. Environ 90% de l’eau est envoyée vers une CV,

située au Nord du réservoir, qui est responsable de l’alimentation d’une partie du réseau

limitrophe Sud ainsi que d’une partie de Limoilou. L’excédent d’eau est envoyé vers une

seconde CV située au Sud du réservoir.

L’eau potable est acheminée jusqu’à Limoilou via quatre entrées principales et une

secondaire. Deux entrées sont approvisionnées en eau directement à partir de l’UTE de

Québec. L’âge de l’eau y est donc relativement faible. Les deux autres entrées principales

sont alimentées en eau à partir du réservoir des Plaines d’Abraham et l’entrée secondaire

est probablement alimentée par une source mixte (UTE et réservoir). L’eau potable est donc

associée à une eau re-chlorée dont l’âge est relativement élevé. Le parcours de l’eau potable

de l’UTE jusqu’à Limoilou est présenté à la Figure 2.1.

10

Figure 2.1. Parcours de l’eau de la prise d’eau jusqu’à Limoilou

Le territoire de l'arrondissement s’est urbanisé après 1909, suite à son incorporation à la

ville de Québec. Le secteur, dont la superficie est de 9,66 km2, est aujourd’hui caractérisé

par une densité de population relativement forte pour la ville de Québec soit, environ 4 600

habitants/km2 (Statistique Canada, 2003). Limoilou est un quartier résidentiel comprenant

de nombreux blocs appartements. De plus, on y retrouve divers usagers importants dont une

usine de pâtes et papiers, un hôpital et deux parcs industriels. Le réseau ne possède aucune

interconnexion fonctionnelle avec les réseaux limitrophes au Nord et à l’Est, ce qui donne

lieu à plusieurs extrémités de réseaux. De plus les niveaux de consommation d’eau étant

faibles à ces endroits (peu ou pratiquement pas d’industries, de commerces ou

d’institutions), les temps de séjour de l’eau y sont élevés. Ces conditions favorisent une

dégradation de la qualité de l’eau.

2.2. Caractérisation hydraulique du réseau de distribution À partir d’un modèle des conduites principales déjà existant conçu à l’aide du logiciel

WaterGEMS (Rossman, 1993), une caractérisation hydraulique détaillée a été effectuée.

Pour les fins de la présente étude, les conduites locales (≤250 mm) du secteur Limoilou

ainsi que les coefficients de Hazen-Williams (CHW ) selon l’âge des conduites ont été

11

ajoutés au modèle. Le CHW d’une conduite neuve dépend du matériau de celle-ci : PVC,

fonte, fonte ductile, etc. Par la suite, le CHW diminue avec son âge. Une table présentant les

CHW en fonction de différents types de matériaux et de l’âge des conduites est présenté à

l’annexe E. Ultérieurement, des ajustements ont été faits suite à des essais de bornes

fontaines réalisés par la ville afin de prendre en considération l’état réel des conduites. Ces

essais ont été réalisés pour quatre tronçons et ont permis d’identifier des niveaux de

corrosion « sévère ». Étant donné que les conduites de Limoilou ont en moyenne le même

âge (entre 60 et 100 ans) et, à défaut d’information plus détaillée, ce niveau de corrosion a

été attribué à toutes les conduites. Le dénivelé de Limoilou étant de 11 mètres, la

topographie est très plate. Cette caractéristique a également été prise en considération dans

le modèle.

Comme la plupart des municipalités du Québec, le secteur de Limoilou n’est pas équipé de

compteurs d’eau résidentiels. Afin de répartir la demande en eau de façon réaliste, une

méthodologie a dû être développée. Cette méthodologie prend en compte le fait que le

quartier Limoilou comporte plusieurs types de logement (dont plusieurs blocs

appartements) et de consommation d’eau (e.g. institutionnelle, commerciale et industrielle).

La méthodologie comprend trois étapes : l’attribution des débits ICI aux nœuds les plus

proches, la répartition spatiale de la population selon les nœuds de consommation et

l’évaluation de la consommation journalière moyenne par personne (débit per capita).

La population correspondant à chaque nœud de consommation (situé principalement aux

intersections) du réseau a été évaluée à l’aide de la base de données Rôles d'évaluation

foncière de la Ville de Québec (Gouvernement du Québec, 2003) ainsi que la base de

données sur la consommation des usagers majeurs du secteur Limoilou (compteurs d’eau

industriels). La base de données Rôles d'évaluation foncière contient un résumé de

l’inventaire quantitatif, qualitatif et estimatif des immeubles situés sur le territoire d’une

municipalité: type, superficie, nombre de logements (bloc appartement), type d'activités

pour les usines, etc. À l’aide d’un système d’information géographique (logiciel MapInfo),

chaque bâtiment a été relié, en distance euclidienne, au noeud de consommation le plus

proche. Les informations de la base de données Rôles d’évaluation foncière sur le nombre

12

de logements par bloc appartements ont ensuite permis d’évaluer le nombre de personnes y

vivant en utilisant l’hypothèse d’occupation de 1,84 personnes/appartement. Ce facteur a

été déterminé en considérant que la population totale du secteur est de 46 500 personnes

(Statistique Canada, 2001; Ville de Québec, 2003). La population a ainsi été répartie à

chaque nœud. Cependant, la consommation à chaque nœud demeure inconnue. En effet,

bien que le débit per capita soit généralement compris entre 225 et 445 L/personne/jour, la

valeur exacte pour le secteur à l’étude demeure indéterminée étant donné que le débit total

entrant dans Limoilou est inconnu. La prochaine étape consiste donc en la détermination du

débit per capita à partir des débits mesurés.

Le débit total d’un secteur (Qtotal) est fonction du débit per capita (Qpercapita), de la

population ainsi que de la consommation des institutions, commerces et industries (QICI)

s’y trouvant. L’équation 1 présente la relation entre ces données.

( )total percapita ICIQ Q Population Q (2.1.)

La population et le débit consommé par les différents ICI de Limoilou sont connus.

Cependant, le débit total entrant dans Limoilou est inconnu étant donné qu’aucun

débitmètre ne permet de le connaître précisément. On doit donc tenir compte des

débitmètres des réseaux limitrophes au sud et à l’ouest (Figure 2.1.). En effet, l’entrée

approvisionnée directement à partir de l’UTE (entrée 1) est munie de débitmètres, toutefois,

les débits fournis par ceux-ci incluent le débit du réseau limitrophe à l’ouest de Limoilou.

Ainsi, les débits de ce réseau doivent être soustraits afin d’obtenir le débit entrant à

Limoilou. Les deux autres entrées (entrées 1 et 2) sont également munies d’un débitmètre

mais le débit inclut le réseau limitrophe au Sud. On doit donc inclure les débits des

débitmètres de ce réseau dans les calculs. Étant donné que le secteur approvisionné par le

réseau limitrophe au sud et le secteur Limoilou sont semblables en terme d’habitudes de

consommation, l’hypothèse a été faite que le débit per capita est le même. Les équations

utilisées pour la détermination du débit per capita (Qper capita) sont présentées ci-dessous. Le

débit total (Qtotal) comprend les débits résidentiels (Qres) et des ICI (QICI) de Limoilou et du

réseau limitrophe au sud.

13

Qtotal = ∑Qdébitmètres - ∑Qdébitmètres(réseau ouest)

Qres= Q total - ∑QICI (Limoilou+réseau sud) (2.2.)

Qper capita = QRes/∑Population (Limoilou+réseau sud)

La valeur du débit total (Qtotal) est de 57 106 m3/jour. Les débits des ICI (QICI) et la

population sont respectivement de 10 859 m3/jour et 46 556 personnes pour Limoilou et

5 220 m3/jour et 24 605 pour le réseau limitrophe au sud (Statistique Canada, 2001; Ville

de Québec, 2003). À partir de ces données, un débit per capita de 576 L/personne/jour a été

déterminé. Ce débit, plus élevé qu’attendu pour un quartier résidentiel, nous porte à croire

que le réseau a des fuites importantes dues à l’âge élevé des conduites (entre 60 et 100 ans).

L’évaluation du pourcentage des pertes d’eau par les fuites n’a toutefois pas été mesuré

dans le secteur. Subséquemment, les consommations ont été réparties à travers le territoire

en multipliant ce débit aux populations attribuées aux différents nœuds du modèle. La

variation de la consommation journalière a été obtenue à partir des débitmètres.

La répartition de la population aux nœuds du modèle ainsi que l’identification du débit per

capita de Limoilou ont permis de répartir la consommation d’eau à travers le réseau de

distribution de Limoilou. Cette information est toutefois insuffisante pour identifier le

patron de distribution de l’eau potable à l’aide d’un modèle hydraulique du réseau de

distribution. En effet, Limoilou est approvisionné en eau par deux sources différentes. Pour

tenir compte de cette particularité, il a donc été nécessaire d’identifier les zones de

distribution de l’eau provenant de chacune des sources: le réservoir et l’UTE.

2.3. Étude de traceur et de la qualité de l’eau Puisque la répartition de l’eau provenant du réservoir et de l’UTE dans le réseau était

inconnue, une étude au traceur a été effectuée. Le traceur utilisé est le chlorure de calcium

de grade alimentaire (saumure de 47% en poids par volume de CaCl ). Celui-ci est injecté à

la sortie du réservoir et son ajout permet d’augmenter la concentration en calcium de l’eau

provenant du réservoir (entrées 2 et 3). À la suite de cette injection, une campagne

14

d’échantillonnage intensive a permis de suivre l’évolution des concentrations en calcium en

plusieurs points d’échantillonnage distribués sur le réseau de Limoilou.

2.3.1 Injection du traceur

L’injection a été réalisée à l’aide d’une pompe doseuse dont le rôle était de pomper la

saumure de CaCl2 à partir d’un réservoir d’appoint selon le débit pour lequel elle était

ajustée. Le débit d’injection devait répondre à trois principaux critères. D’abord, bien que la

précision de l’analyseur automatique de la concentration en traceur utilisé est d’environ

0.2%, l’augmentation des concentrations en calcium de l’eau provenant du réservoir devait

être suffisamment importante pour que la différence avec l’eau provenant de l’UTE de

Québec soit marquée. Ensuite, la dureté maximale atteinte en réseau ne devait pas excéder

la valeur approximative de 50 mg/L de calcium afin d’éviter une dureté excessive de l’eau.

Finalement, l’injection devait se faire sur une période suffisamment longue afin que l’eau

puisse parvenir aux points d’échantillonnage situés aux extrémités du réseau. Cette période

a été estimée à environ 8 heures. Le Tableau 2.1 présente les données nécessaires à la

détermination des doses pour l’injection du CaCl2.

Tableau 2.1. Paramètres à considérer pour déterminer le débit d’injection de la saumure

Concentration de calcium moyen dans l'eau provenant de l’UTE 16,3 ± 0,02 mg/L

Concentration de calcium totale à atteindre 35 mg/L Ca

Débit moyen du réservoir 30 m3/min

Volume de saumure à injecter 1 360 L

Concentration moyenne des barils de CaCl2 470 g/L

Durée prévue pour l’injection 8 h

Ainsi, l’injection du traceur a été réalisée entre 7: 00 et 14: 00 à un débit moyen d’environ 3

L/minute. Ce débit d’injection a été prévu pour l’essai étant donné qu’il permet de répondre

aux trois critères préalablement fixés : (1) il augmente la dureté totale de l’eau provenant du

réservoir à 35 mg/L de Ca, soit un peu plus du double de la dureté de l’eau provenant de

l’UTE; (2) il permet une injection de la saumure sur une période de 6,8 heures et,

15

finalement, (3) il cause une augmentation de dureté inférieure à la dureté maximale de 50

mg/L de calcium.

2.3.2. Suivi du traceur

Une campagne de suivi du traceur a été effectuée sur l’ensemble du territoire de

l’arrondissement Limoilou dans 47 points d’échantillonnage situés à l’intersection de

conduites de diamètres importants. La Figure 2.2 présente la localisation des points

d’échantillonnage en réseau. Également, sur cette Figure, un agrandissement d’un nœud de

consommation illustre un exemple des bâtiments associés à un nœud dans le modèle. Les

points d’entrée 1, 2 et 3 ainsi que la chambre de vannes (CV) ont fait partie des points

d’échantillonnage.

Figure 2.2. Localisation des points d’échantillonnage

Cette campagne a permis de déterminer les temps à partir desquels les concentrations en

calcium augmentent dans chacun des points de prélèvement alimentés par le réservoir. Par

16

le fait même, la campagne a permis d’identifier les parcours de l’eau et les temps de séjour

(âge de l’eau) associés aux points de prélèvement. La campagne a été réalisée lors de la

première journée très chaude du mois de mai (température ambiante d’environ 30 degrés

Celcius). Due à la température élevée, la demande en eau de cette journée a été plus élevée

au cours des heures d’échantillonnage (nettoyage de terrains, etc.) et la variation de la

consommation a été relativement faible. La Figure 2.3 présente le patron de consommation

observé au cours de la journée d’échantillonnage.

Figure 2.3. Patron de consommation lors de la campagne d’échantillonnage

Afin d’assurer le suivi spatio-temporel des concentrations de calcium dans l’eau, une

équipe de douze personnes a participé au prélèvement d’échantillons d’eau pendant neuf

heures (entre 8: 00 et 17: 00) sur l’ensemble du territoire de Limoilou. Chaque personne

était responsable de trois à cinq points et devait refaire les prélèvements en « boucle ».

Chaque point a donc été visité environ à tous les 90 minutes. Tous les échantillons d’eau

ont été transportés au laboratoire pour l’analyse des concentrations en calcium.

2.3.3. Caractérisation de la qualité de l’eau

Une caractérisation de la qualité de l’eau potable a été réalisée simultanément afin de

valider les résultats de l’étude au traceur. Le suivi de la qualité de l’eau a été fait avec la

même stratégie que l’étude au traceur. Ainsi, pour chaque point et à chaque boucle, des

échantillons d’eau ont été prélevés pour analyser le chlore résiduel libre et mesurer la

température in situ. Pour la dernière boucle, des échantillons supplémentaires ont été

prélevés pour mesurer les THM, les acides haloacétiques (AHA), les bactéries

17

hétérotrophes aérobies et anaérobies totales (BHAA), l’absorbance UV à 254 nm et la

turbidité. Le protocole d’échantillonnage mis au point dans cette étude a permis de

minimiser les risques de contamination et d’assurer l’intégrité des échantillons. Avant

d’effectuer tout prélèvement, l’eau du robinet devait couler pendant au moins cinq minutes

afin d’obtenir l’eau du réseau et non celle présente dans les conduites des bâtiments.

Trois différents types de bouteilles ont été utilisés pour l’échantillonnage. Des contenants

de plastique gradués de 120 ml ont servi pour les analyses de dureté et de la concentration

de calcium. Des bouteilles de plastique stérilisées de type Nalgène de 250 ml furent

utilisées pour les analyses physico-chimiques (turbidité, absorbance) et microbiologiques

(BHAA). Des fioles en verre de 40 ml contenant 166 uL de NH4Cl à 30 mg/L séchées à 100

°C ont été utilisées pour l’échantillonnage des THM et des AHA. Le prélèvement avec ce

type de bouteille devait être fait lentement afin d’éviter la turbulence et la formation de

bulles d’air. Les échantillons d’eau pour l’analyse du traceur ont été ramenés à la

température ambiante. Le transport des autres échantillons (fioles et bouteilles stérilisées) a

été effectué dans une glacière à environ 4 C . Au laboratoire, ces mêmes échantillons ont

été entreposés dans la noirceur à 4 C pour un maximum de 14 jours avant l’extraction. Le

Tableau 2 présente les méthodes d’analyse des différents paramètres de qualité considérés.

Tableau 2.2.

Méthodes et lieux d’analyse des différents paramètres de qualité Paramètres Lieu de l’analyse Méthode

Chlore résiduel libre In situ DPD

(N, N-dietyl-p-

phenylenediamie

Turbidité Laboratoire (Université

Laval)

Turbidimètre HACH 2100A

Absorbance Laboratoire (Université

Laval)

Spectrophotomètre

UV/visible

longueur d’onde 254 nm

AHA Laboratoire (Université

Laval)

EPA 552.1.

18

BHAA Laboratoire

d’environnement (Ville de

Québec)

MA.700 - BHA35 1.

THM Laboratoire


Québec)

EPA 524

Concentration en calcium Laboratoire


Québec)

3120 B

Résultats et discussion La caractérisation du réseau de distribution a permis d’élaborer un modèle de base

représentant les conduites principales et locales du réseau. Également, la consommation

d’eau a été répartie aux nœuds du modèle du réseau de distribution. Dans la prochaine

partie, les résultats de l’étude au traceur seront ajoutés au modèle afin de représenter les

zones de distribution des deux sources. Les résultats seront ensuite validés à l’aide des

résultats obtenus de l’étude de caractérisation de la qualité de l’eau.

3.1. Étude de traceur L’ajustement de la pompe doseuse étant plus délicat qu’attendu, l’injection du traceur n’a

pu être fait à un débit moyen de 3 L/min. En effet, tel que montré à la Figure 3.1, le traceur

a été introduit dans le réseau de distribution selon trois paliers de débit sur une durée totale

de huit heures: (1) de 7:00 à 10:15, le débit était inférieure à 1 L/min., (2) de 10:30 à 11:00,

le débit était compris entre 1,5 et 3,5 L/min., (3) de 11:15 jusqu’à 15:00, le débit était

compris entre 5 et 5,5 L/min. Ainsi, la dureté totale atteinte dans le réseau de distribution

du réservoir a varié entre 12 et 39 mg/L de calcium au cours de l’essai. À partir de 11:00,

soit quatre heures après le début de l’injection, la dureté a atteint 36 mg/L de calcium, ce

qui correspond à plus du double de la concentration de l’eau provenant de l’UTE. Les

variations dans le débit d’injection n’ont pas nui au déroulement de l’essai puisque

19

l’objectif de ce dernier était d’évaluer les zones d’influence des eaux provenant du réservoir

et de l’UTE et non pas d’estimer la composante des eaux.

0

1

2

3

4

5

6

7:00 8:00 9:00 10:00 11:00 12:00 13:00 14:00 15:00

Temps (h)

Déb

it d

'inje

ctio

n (

Lit

res/

min

ute

)

Figure 3.1. Variation du débit d’injection du traceur dans le réseau de distribution

Une faible augmentation de la concentration en calcium des points desservis par l’UTE au

cours des premières heures de l’essai n’a pas eu d’impact sur les résultats. En effet, étant

donné que l’analyse a été effectuée à l’aide d’un instrument de très haute précision (ICP-

OER : précision ≈ 0.2%), le parcours du traceur a pu être suivi dès le début de

l’échantillonnage vers 8:00.

La Figure 3.2 présente les courbes de niveau des valeurs moyennes de calcium mesurées

aux points d’échantillonnage au cours de l’essai de traceur dans quatre périodes différentes

de la journée. Il est important de mentionner que lors de l’essai de traceur, le niveau de base

des concentrations en calcium dans l’eau du réseau provenant de l’UTE était de 13,2 mg/L,

ce qui est légèrement inférieur au taux moyen habituel qui est d’environ 16 mg/L.

a) b)

c) d) Figure 3.2. Comparaison des valeurs moyennes de concentration de calcium (mg/L) mesurées aux points

d’échantillonnage pour différentes périodes de l’essai a) 8-9 hr; b) 12-13 hr; c) 14-15 hr; d) 15-16hr

x : Points d’échantillonnage : Entrées d’eau

-15- : Concentration en calcium CV : Chambre de Vannes

19

On constate à la Figure 3.2 que la zone du réseau où les concentrations en calcium ont

augmenté suite à l’injection du traceur a évolué du début à la fin de la campagne

d’échantillonnage. Ainsi, une heure après le début de l’essai (Figure 3.2 a), le traceur est

parvenu à l’entrée du réseau alimenté par le réservoir. En effet, les concentrations en

calcium des échantillons d’eau prélevés à la CV ainsi qu’à proximité des entrées 2 et 3 sont

supérieures à celles des autres points d’échantillonnage. Au cours des heures suivantes, si

on considère la ligne de 15 mg/L dans ces figures comme la limite de la zone où le traceur

est parvenu dans le réseau, on constate que le traceur continue à évoluer dans le réseau

jusqu’à la fin de la campagne vers 16:00. Les Figures 3.2 b, 3.2 c et 3.2 d permettent de

bien visualiser cette progression. Il est à noter que la valeur de 15 mg/L a été choisie

comme la limite de la zone où le traceur est parvenu de façon arbitraire. Cette valeur

représente une augmentation d’environ 15% par rapport au niveau moyen « naturel » des

concentrations en calcium dans l’eau du réseau à l’étude. Il est possible qu’après

l’échantillonnage, le traceur ait continué d’évoluer vers le nord. Cependant, pour des

raisons de logistique, le suivi du traceur n’a pas été fait après 16 heures.

Ces résultats permettent de constater que les points d’échantillonnage dont la concentration

en calcium a augmenté au cours de l’essai de traceur sont approvisionnés par le réservoir.

Les faibles variations observées dans les concentrations en calcium ailleurs dans le réseau

peuvent être expliquées de deux façons : soit que les points sont alimentés par l’UTE (à

partir de l’entrée 1), soit qu’ils sont approvisionnés en totalité ou en majeure partie par le

réservoir mais que le temps de séjour de l’eau associé à ces points est supérieur à la durée

de la campagne de suivi du traceur. Les points d’échantillonnage concernés par le dernier

fait sont généralement situés en extrémités du réseau. Ces points sont considérés comme

appartenant à une zone dite « mixte ». La Figure 3.3 compare, à titre d’exemple, l’évolution

de la concentration en calcium de trois points d’échantillonnage dont les temps de séjour

diffèrent.

20

22

Figure 3.3. Évolution de la concentration en calcium de trois points d’échantillonnage

dont les temps de séjour diffèrent

3.2. Étude de caractérisation de la qualité de l’eau La Figure 3.4 présente le chlore résiduel libre mesuré aux points d’échantillonnage à

l’entrée des deux zones de distribution.

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9

1,0

1,1

1,2

1,3

1,4

7:00 8:00 9:00 10:00 11:00 12:00 13:00 14:00 15:00 16:00

Heures d'échantillonnage

Co

nce

ntr

atio

n e

n c

hlo

re (

mg

/L)

Chambre de vannes

Entrées 1 a et 1b

Figure 3.4. Chlore résiduel libre aux points d’échantillonnage à l’entrée des deux zones de distribution

23

Les différences entre les valeurs de chlore résiduel aux deux entrées sont attribuables au fait

que l’eau provenant du réservoir a été re-chlorée avant d’être acheminée dans le réseau de

distribution. C’est cette particularité qui rend possible la validation des résultats de l’étude

au traceur. On constate que les patrons de chloration aux entrées desservies par le réservoir

et l’UTE sont stables entre 13:30 et 15:30. Toutefois, pour la comparaison des résultats, une

période de 14:00 à 17:00 a été considérée afin de prendre en compte le temps que met l’eau

pour être acheminée à partir des entrées vers les différents points du réseau.

La Figure 3.5 présente la courbe de niveaux des valeurs moyennes de chlore résiduel

obtenues lors d’une période où la chloration à l’UTE et au réservoir a été stable (14h à

17h).

Figure 3.5. Chlore résiduel libre moyen entre 14 h et 17 h

N.B. Les cercles représentent les points d’échantillonnage où le traceur s’est rendu au cours des heures d’échantillonnage et les « x » représentent les points dont la concentration en calcium est demeurée constante au cours de l’essai de traceur.

On remarque sur cette figure que les points d’échantillonnage dont la concentration en

calcium de l’eau a augmenté au cours de l’essai au traceur (Figure 3.2 d) ont également des

concentrations de chlore résiduel relativement élevées. Cette observation vient corroborer

24

les résultats de l’étude au traceur mais ne permet pas encore de connaître la provenance

dans les zones 1 et 2 montrées sur la Figure 3.5. Bien que le niveau de chlore résiduel soit

relativement bas dans ces zones et que le traceur n’y ait pas été acheminé au cours de

l’essai, cela ne signifie pas nécessairement qu’elles sont alimentées par l’UTE. Ces résultats

pourraient être attribuables au fait que le temps de séjour de l’eau est supérieur à la durée

de la campagne (c’est-à-dire 8 heures).

Il est donc possible d’émettre des hypothèses sur la circulation de l’eau dans le réseau de

distribution (Figure 3.6). Ces hypothèses sont basées sur deux principes : (1) le chlore se

dégrade avec le temps de séjour (donc l’eau circule dans le sens d’un gradient de chlore

décroissant); (2) l’eau est acheminée d’un point à l’autre d’un réseau de distribution par le

chemin offrant le moins de résistance à son passage (diamètres importants). Le patron de

circulation de l’eau de la Figure 3.6. permettrait de conclure que les points situés aux zones

1 et 2 sont approvisionnés respectivement par le réservoir et par un mélange des deux eaux

(UTE et réservoir).

Figure 3.6. Patron de circulation de l’eau en fonction des concentrations moyennes de chlore résiduel obtenues entre 14 h et 17 h

25

L’analyse des résultats des autres paramètres de la qualité de l’eau contribue à la validation

de cette hypothèse de circulation de l’eau. Les Figures 3.7 a et 3.7 b présentent un portrait

des THM et des AHA des points d’échantillonnage alimentés par le réservoir et par l’UTE.

Ces paramètres ont été mesurés à la dernière boucle de la campagne d’échantillonnage, soit

entre 16:00 et 17:00.

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

Points d'échantillonnage

Co

nc

entr

atio

n e

n T

HM

to

tau

x (u

g/L

)

UTE

Réservoir

Mixte

a) THM

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55


Co

nce

ntr

atio

n e

n A

HA

to

tau

x (p

pb

)

UTE

Réservoir

Mixte

b) AHA

Figure 3.7. Portrait des THM et des AHA mesurés dans les points d’échantillonnage

alimentés par le réservoir et l’UTE

26

On constate que, pour les points d’échantillonnage où la concentration en calcium a

augmenté au dessus de 15 mg/L au cours de l’essai, les concentrations de THM et de AHA

sont supérieures aux concentrations des points dont la concentration en calcium est

demeurée constante (alimentés par l’UTE). Ces résultats peuvent s’expliquer par le fait que

la re-chloration suivie d’un temps de séjour élevé dans le réservoir augmente d’une façon

importante les concentrations de SPD. De plus, il est intéressant d’observer aux Figures 3.7

a et 3.7 b que, dans les points alimentés par le réservoir, la variabilité des AHA est

beaucoup plus importante que celle des THM. Ceci n’est pas le cas pour les points

alimentés par l’UTE. Cette différence pourrait s’expliquer par le fait qu’après la

rechloration et le séjour subséquent de l’eau dans les conduites alimentées par le réservoir,

le portrait de l’évolution des AHA n’est pas uniquement associé aux réactions du chlore

avec les précurseurs de AHA. Comme d’autres études l’ont suggéré, une dégradation

microbiologique des AHA peut se produire (Rossman et al 2001; Chen et al 1998). Ces

réactions sont davantage importantes lorsque les temps de séjour sont élevés (Williams et

al. 1994), ce qui est le cas pour plusieurs points alimentés par le réservoir. Dans ce secteur,

le patron d’évolution des AHA pourrait donc être différent de celui des THM. En effet, tel

que présenté à la Figure 3.8, on observe une assez bonne corrélation entre les niveaux de

THM et des AHA pour les points alimentés par l’UTE. Une telle corrélation n’est pas

observée pour les points alimentés par le réservoir.

R2 = 0,564

R2 = 0,0461

0

10

20

30

40

50

60

0 10 20 30 40 50

THM totaux (ug/L)

AH

A t

ota

ux

(pp

b)

UTE

Réservoir

Figure 3.8. Corrélation entre les niveaux de THM et des AHA pour les points d’échantillonnage desservis par l’UTE et le réservoir

27

Conclusion Dans la présente étude, une méthodologie efficace a été développée pour identifier les

zones de distribution de l’eau potable dans un réseau de distribution d’eau potable. Le

secteur sélectionné pour l’étude est un quartier résidentiel de la ville de Québec alimenté en

eau potable par deux sources. Le secteur est desservi, en partie, par un réservoir situé en

réseau de distribution, ce qui, tel que démontré par plusieurs études, favorise une formation

supplémentaire des SPD. Une autre caractéristique du secteur étudié est qu’il ne possède

aucune interconnexion avec les réseaux limitrophes au Sud et à l’Ouest. Les conditions les

plus critiques au niveau du chlore résiduel et des SPD se présentent généralement aux

extrémités du réseau.

La méthode proposée met à contribution une caractérisation hydraulique du réseau, une

étude au traceur et une campagne de caractérisation de la qualité de l’eau. La première

étape a consisté, entre autre, dans la conception d’un modèle représentant les conduites

principales et locales du secteur Limoilou. Également, comme le secteur ne posséde pas de

compteurs d’eau résidentiels, la répartition de la demande en eau a été estimée à partir

d’une répartition spatiale de la population selon les nœuds de consommation et d’une

évaluation de la consommation journalière moyenne par personne (débit per capita). La

deuxième étape de l’étude a consisté à l’évaluation de la répartition de l’eau provenant du

réservoir et de l’UTE dans le réseau. Pour ce faire, une étude au traceur a été effectuée en

injectant à la sortie du réservoir une saumure de CaCl2 afin d’augmenter la concentration en

calcium de l’eau provenant du réservoir. À la suite de cette injection, une campagne

d’échantillonnage intensive incluant 47 points a permis de suivre l’évolution des

concentrations en calcium. Les résultats obtenus ont permis d’associer au réservoir, les

points d’échantillonnage dont la concentration en calcium a augmenté au cours de l’essai.

Finalement, les hypothèses élaborées à partir de l’étude au traceur ont été validées à l’aide

d’une campagne de caractérisation de la qualité de l’eau effectuée simultanément. De plus,

la source d’alimentation en eau potable des points dont la concentration en calcium était

demeurée constante au cours de l’essai au traceur a été identifiée à partir de cette

campagne.

28

Une limite de l’étude concerne la durée de l’injection du traceur dans le réservoir. En effet,

la concentration en calcium de certains points alimentés par le réservoir est demeurée

constante puisque le temps de séjour de l’eau était supérieur à la durée de la campagne.

Néanmoins, l’ordre de grandeur des valeurs de chlore résiduel ainsi que la configuration du

réseau d’aqueduc de Limoilou ont permis d’identifier leur source d’alimentation. Le fait

que le secteur ne possédait pas de compteurs d’eau résidentiels constitue une autre limite de

l’étude puisque la répartition de la consommation n’a pu être validée.

Dans les travaux futurs, le modèle hydraulique développé pourra être utilisé pour estimer

les variations spatio-temporelles de la qualité de l’eau en représentant la dispersion du

chlore résiduel et des SPD. Cet outil serait très intéressant pour la gestion et l’amélioration

de la qualité de l’eau potable d’un système de distribution.

29

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.

DEUXIÈME PARTIE

STRATÉGIES HYDRAULIQUES POUR AMÉLIORER

LA QUALITÉ DE L’EAU POTABLE EN RÉSEAU DE

DISTRIBUTION

33

Stratégies hydrauliques pour améliorer la qualité de l’eau

potable en réseau de distribution

Par

Andréanne Simarda, Geneviève Pelletierb, Manuel Rodriguezc aGEAU, CRAD, Université Laval, Québec, Canada

bGEAU, Université Laval, Québec, Canada cCRAD, Université Laval, Québec, Canada

Faculté des Sciences et Génie, Département de Génie Civil

Université Laval, Québec, Canada, G1k 7P4

34

Résumé de l’article Le chlore est le désinfectant auquel on a le plus souvent recours dans le traitement de l’eau

potable. Son utilisation dans le maintien de la qualité de l’eau en réseau de distribution pose

toutefois des défis importants. En effet, les concentrations de chlore résiduel décroissent à

mesure que l’eau s’éloigne de l’usine de traitement (UTE), pouvant ainsi favoriser la re-

croissance microbienne. Les conditions les plus critiques se présentent généralement aux

extrémités du réseau car ces dernières sont caractérisées par des temps de séjour de l’eau

élevés. La dose de chlore requise à la sortie de l’UTE (ou au points de re-chloration)

dépend de plusieurs paramètres d’opération et de la qualité de l’eau. Pour cette raison, le

contrôle des concentrations résiduelles de chlore dans le réseau de distribution s’avère

complexe. Dans cet article, une approche basée sur la modélisation de la qualité est

proposée pour prédire les concentrations de chlore résiduel en réseau de distribution.

L’étude de cas est un secteur du principal réseau de distribution de la Ville de Québec

(arrondissement Limoilou). Le secteur étudié est approvisionné en eau en partie par un

grand réservoir situé en réseau (au niveau des Plaines d’Abraham) et son aqueduc

comprend plusieurs extrémités de réseau. Le modèle a été développé à l’aide des logiciels

EPanet et WaterGEMS, à partir d’une étude au traceur et d’une caractérisation de la qualité

de l’eau potable en 47 points d’échantillonnage sur l’ensemble du territoire. La

méthodologie adoptée comporte trois principales étapes : l’identification des patrons de

distribution, le calage du modèle au niveau de l’hydraulique et de la qualité ainsi que

l’élaboration de stratégies hydrauliques dans le but d’assurer des concentrations suffisantes

de chlore résiduel en extrémité de réseau. Les données inédites tirées des études sur la

distribution de l’eau, les temps de séjour et la variabilité de la qualité de l’eau dans le

réseau ont permis d’obtenir un modèle dont les capacités prédictives sont jugées

satisfaisantes. Sur la base de ce modèle, des recommandations sont émises pour améliorer

les concentrations de chlore résiduel en extrémités de réseau. Ces stratégies impliquent

l’ajout d’une pompe re-circulatoire et l’injection d’une solution d’hypochlorite ainsi qu’une

ouverture des interconnexions avec le réseau limitant à l’est (Beauport), qui mettra

prochainement en opération une nouvelle UTE.

35

Introduction

4.1. Mise en contexte Le maintien de la qualité de l’eau en réseau de distribution représente un défi majeur étant

donné les variations spatio-temporelles des paramètres physico-chimiques et

microbiologiques. En effet, les concentrations de chlore résiduel décroissent à mesure que

l’eau s’éloigne de l’usine de traitement, ce qui peut favoriser la re-croissance microbienne.

De plus, en se dégradant, le chlore génère des sous-produits de désinfection (SPD) dont

certains sont considérés potentiellement cancérigènes. Les conditions les plus critiques se

présentent généralement aux extrémités du réseau car ces dernières sont caractérisées par

des temps de séjour de l’eau élevés ainsi que par de faibles concentrations de chlore

résiduel. C’est également à ces endroits que les concentrations de trihalométhanes (THM)

sont généralement les plus élevées. La re-chloration de l’eau en réseau s’avère une stratégie

intéressante pour maintenir des concentrations suffisantes de chlore résiduel dans les

extrémités. Cependant, il a été démontré qu’une re-chloration en réseau de distribution

suivie d’un temps de séjour de plusieurs heures dans un réservoir favorise une formation

supplémentaire des SPD (Rodriguez et al., 2004).

Le maintien d’une concentration optimale de chlore résiduel dans les systèmes de

distribution d’eau potable représente un défi pour les hydrauliciens. La complexité du

réseau de conduites ainsi que la variation de débit et de la réactivité du chlore rendent

difficile la prévision spatiale et temporelle du chlore dans le réseau. Des modèles de

prédiction de la qualité de l’eau potable peuvent être très utiles pour prédire le niveau de

chlore optimal à la sortie de l’usine de traitement de l’eau potable (UTE), ou aux points de

re-chloration. Toutefois, l’utilisation de tel modèle n’est utile et fiable que lorsque

l’hydraulique et la dégradation réelle du chlore dans le réseau sont bien définies.

4.2. Objectif de l’étude L’objectif de cette étude est d’évaluer des stratégies hydrauliques en réseau de distribution

dans le but d’assurer des concentrations suffisantes de chlore résiduel dans les extrémités

36

de réseau. La particularité de la méthode proposée est qu’elle se base sur une

caractérisation hydraulique du réseau de distribution, une étude au traceur et une

caractérisation de la qualité de l’eau potable afin de concevoir et caler un modèle

hydraulique et de la qualité de l’eau.

Revue de littérature

5.1. Le chlore et les sous-produits de désinfection L’objectif principal du traitement de l’eau potable est de produire une eau esthétiquement

acceptable (goûts, odeur, couleur, etc.) et ne présentant aucun risque pour la santé des

consommateurs. La désinfection constitue le meilleur moyen pour y parvenir

(Gouvernement du Québec, 2002). Celle-ci permet, en effet, de réduire considérablement

les micro-organismes pathogènes qui sont à l’origine de maladies hydriques telles que la

fièvre typhoïde, l’hépatite, le choléra ou la dysenterie bacillaire (Crittenden et al., 2005). La

réduction des contaminants microbiologiques s’effectue à partir des procédés physico-

chimiques. La désinfection par des procédés physiques (chaîne de traitement

conventionnelle et filtration) permet l’enlèvement des virus, des kystes de Giardia et des

oocystes de Cryptosporidium qui sont résistants au chlore à basse température

(Gouvernement du Québec, 2002). En ce qui concerne la désinfection chimique, celle-ci

s’effectue en deux étapes: la désinfection primaire, c’est-à-dire l’inactivation des micro-

organismes dans l’eau, et la désinfection secondaire pour maintenir un désinfectant résiduel

dans le système de distribution.

Le chlore, le désinfectant le plus utilisé à travers le monde, se dégrade à mesure que l’eau

est transportée dans le système de distribution. Particulièrement dans les gros systèmes de

distribution, les concentrations en chlore résiduel peuvent devenir très faibles voire

indétectables aux extrémités (Powell et al., 2000; Rodriguez et Sérodes, 2001). Le maintien

d’un niveau de chlore résiduel suffisant dans le système de distribution est le meilleur

moyen pour réduire les risques de contamination microbiologiques. Au Québec, le nouveau

règlement sur la qualité de l’eau potable (RQEP) (Gouvernement du Québec, 2001), en

vigueur depuis juin 2001, fixe une concentration de chlore résiduel libre minimum à 0,3

mg/L à la sortie de l’usine de traitement de l’eau potable (UTE). Aux États-Unis, la

37

Environmental Protection Agency (USEPA) demande une concentration de chlore résiduel

libre de 0,2 mg/L à la sortie de l’UTE.

Un compromis doit être fait quant à la dose de chlore à l’UTE ou aux stations de re-

chloration à travers le système de distribution puisqu’à titre d’oxydant, le chlore réagit avec

la matière organique naturelle et génère des sous-produits de la désinfection (SPD). Or, ces

SPD sont considérés potentiellement cancérigènes (Cantor et al., 1998) et ont récemment

été associés à des problèmes de reproduction (Bove et al., 1995; Kallen et al., 2000). Les

trihalométhanes (THM) et les acides haloacétiques (AHA) sont les principaux groupes de

SPD (Rodriguez et al., 2004).

Les conditions les plus critiques en regard du chlore résiduel et des SPD se présentent

généralement aux extrémités du réseau car ces dernières sont caractérisées par des temps de

séjour de l’eau élevés ainsi que par de faibles concentrations de chlore résiduel (Rodriguez

et Sérodes, 2001). C’est également à ces endroits où les concentrations de THM sont

généralement les plus élevées. La re-chloration de l’eau en réseau s’avère une stratégie

intéressante pour assurer des concentrations suffisantes de chlore résiduel aux extrémités.

Cependant, il a été démontré qu’une re-chloration en réseau de distribution suivie d’un

temps de séjour de plusieurs heures dans un réservoir favorise une formation

supplémentaire des SPD (Rodriguez et al., 2004).

5.2. Dégradation du chlore résiduel libre Le chlore est un désinfectant économique, efficace et il permet la conservation d’une

concentration de désinfectant résiduel dans le système de distribution (Doré, 1989; Sadiq et

Rodriguez, 2004). Bien que des normes sur la concentration résiduelle de chlore existent, la

dose initiale requise pour assurer une concentration suffisante de chlore en extrémités de

réseau dépend de plusieurs paramètres d’opération ainsi que de la qualité de l’eau. Des

études ont démontré que les paramètres d’opération ayant une influence significative sur la

demande en chlore sont la dose de chlore initiale, la température de l’eau et le pH. En terme

de qualité de l’eau, il a été établi que les constituants fulviques et humiques de la matière

38

organique (MO) sont d’importants consommateurs de chlore. La concentration en MO étant

difficile à mesurer dans l’eau potable, ses principaux indicateurs sont le carbone organique

total (COT) et dissous (COD) ainsi que l’absorbance UV (à 254 nm). Finalement, la

présence d’ammoniac dans l’eau peut causer une formation de chlore combiné qui a pour

effet de réduire la proportion de chlore résiduel libre (Connel, 1997; Rodriguez et al., 2002)

Il est difficile, pour les opérateurs, de tenir compte de tous ces paramètres lorsqu’ils doivent

ajuster la dose requise de chlore à la sortie de l’UTE. Dans cette perspective, les modèles de

prédiction de la qualité de l’eau peuvent s’avérer très utiles. Ceux-ci peuvent être utilisés

pour la conception et l’opération des réseaux de distribution mais, également, pour

l’amélioration des stratégies hydrauliques, pour l’optimisation des processus de

désinfection et pour l’évaluation des effets sur la qualité de l’eau d’éventuelles

modifications au réseau de distribution.

Plusieurs modèles ont été proposés pour décrire la dégradation du chlore résiduel dans un

système de distribution d’eau potable. Biswaz et al. (1993) et Lu (1991) proposent un

modèle basé sur l’évaluation théorique des processus impliqués dans le transport chimique

et particulaire dans le système de distribution. Rossman et al. (1994) ont développé un

modèle de dégradation et de transport du chlore résiduel libre dans les conduites du

système de distribution pour des conditions d’écoulement non permanent laminaire et

turbulent. D’un autre côté, Tzatchkov et al. (2002) présentent une approche basée sur les

équations d’Euler-Lagrange pour décrire l’advection et la dispersion du chlore résiduel

dans le réseau de distribution. Enfin, Rodriguez et al. (2002) utilisent un modèle basé sur

les réseaux neuronaux (RN) pour prédire les concentrations en chlore résiduel dans l’eau

traitée de six différentes municipalités. Les performances des modèles basés sur les

équations d’Euler-Lagange et sur les RN ont été comparées avec la performance d’un

modèle classique de la dégradation du chlore par une fonction de premier ou de second

ordre. Dans les deux cas, les résultats ont révélé des capacités de représentation de la

dégradation du chlore résiduel acceptables. Toutefois, il a été observé que la capacité de

représentation du modèle impliquant une cinétique de premier ou de second ordre diminue

lorsque le temps de séjour est élevé. En dépit de ces observations, étant donné leur

39

simplicité, la dégradation du chlore résiduel est généralement modélisée par une cinétique

de premier ou de second ordre :

Dégradation de premier ordre : (5.1)

0 1exp( )tC C k t

Dégradation du second ordre : (5.2)

20

1 1t

k tC C

où Ct est la concentration de chlore au temps t,

C0 est la concentration initiale de chlore au temps t = 0,

k1 est le coefficient de dégradation du premier ordre, et

k2 est le coefficient de dégradation du second ordre.

La majorité des modèles publiés dans la littérature considère que la dégradation de chlore

suit une cinétique de premier ordre. Cependant, certains auteurs, dont Jadas-Hécart et al.

(1992), suggèrent que la dégradation du chlore suit une cinétique de second ordre après

quatre heures dans un réseau de distribution. À l’opposé, Dharmarajah et al. (1991)

considèrent que la cinétique de dégradation du chlore est de second ordre lorsque le temps

de séjour est court (moins de cinq heures) et lorsque la concentration de chlore est élevée;

autrement, la dégradation suit une cinétique de premier ordre. D’autres auteurs, tels que

Powell et al. (2000), proposent l’utilisation de l’approche la plus simple, soit la dégradation

de premier ordre, même si, sous certaines conditions, la cinétique de second ordre décrit

mieux la réaction.

L’utilisation des modèles de prédiction des concentrations de chlore requiert l’évaluation

des coefficients de dégradation du chlore (k1 et k2). Ces coefficients dépendent de deux

types de réactions : celles ayant lieu avec la matière organique et inorganique contenue

dans le volume d’eau et celles dues aux interactions avec le biofilm sur les parois des

conduites ou avec le matériel des conduites lui-même (Turgeon et al., 2004). Le coefficient

de dégradation totale du chlore (kt) peut donc être estimé à l’aide du cœfficient de réaction

dans la masse d’eau ou «bulk» (kb) et sur les parois ou «wall» (kw). Le kb est généralement

40

évalué expérimentalement à l’aide du test en bêcher. Ce test consiste à mesurer la

concentration en chlore résiduel, à des intervalles de temps précis, dans une bouteille

contenant l’eau d’échantillonnage. Il a été observé que la valeur de kb varie entre 0,02 et

0,74 h-1 (AWWARF, 1996; Powell et al., 2000). Les cœfficients kt et kw sont généralement

plus difficile à mesurer sur le terrain. Ils sont donc souvent évalués par essai-erreur lors du

calage avec les concentrations en chlore observées sur le terrain (Munavalli et al, 2005).

Des analyses in situ réalisées par Hallam et al. (2002) ont montré que la valeur du kw varie

habituellement entre 0 et 1,56 h-1. De plus, il a été observé que le kw des conduites en fonte

centrifugée et en fonte grise (utilisées principalement vers 1959-1960) est beaucoup plus

important que le kw des conduites en polychlorure de vinyle (CPV) et en fonte avec

recouvrement intérieur en mortier de ciment et en polyéthylène (utilisées principalement

après 1979). En effet, le kw est compris entre 0,03 et 1,64 h-1 pour les conduites en fonte

centrifugée et en fonte grise alors qu’il oscille entre 0 et 0,26 h-1 pour les autres conduites

(Hallam et al., 2002). Lorsque le temps de séjour en différents points a été évalué, suite à

une étude au traceur ou à l’aide de débitmètres, il est possible d’estimer le kt. Celui-ci est

fonction de la différence en chlore résiduel entre deux points ainsi que du temps de séjour

entre ces mêmes deux points.

Il est difficile de déterminer si ces paramètres doivent être assignés individuellement,

globalement ou par zones, aux conduites modélisées étant donné leur variation spatiale et

temporelle dans les systèmes de distribution (Powell et al., 1999). En effet, le kb est

influencé par la température et la concentration initiale en chlore, mais il varie également

selon la matière organique contenue dans l’eau (Powell et al., 1999). Les facteurs ayant une

influence sur le kw sont la concentration initiale en chlore, les diamètres, les matériaux des

conduites, la corrosion ainsi que le biofilm sur les parois des conduites. Outre la

température et la concentration initiale, tous ces facteurs peuvent varier dans le temps, mais

également dans l’espace.

41

Méthodologie

6.1. Étude de cas L’étude de cas est un secteur du principal réseau de distribution de la Ville de Québec. Ce

réseau est approvisionné par la rivière Saint-Charles et dessert environ 40% de la

population de la ville, soit approximativement 230 000 personnes. Le secteur spécifique à

l’étude est le réseau de l’arrondissement Limoilou. Tel que présenté à la Figure 6.1, l’eau

brute provenant de la prise d’eau de la rivière Saint-Charles est d’abord acheminée vers

l’UTE puis elle est transportée par deux conduites maîtresses de façon gravitaire vers un

réservoir situé en réseau: le réservoir des Plaines d’Abraham.

Figure 6.1. Parcours de l’eau de la prise d’eau jusqu’à Limoilou

Le réservoir des Plaines d’Abraham a une capacité de stockage de 130 000 m³ en deux

compartiments et un débit moyen de 40 000 m3/jour. Lorsque l’eau arrive au réservoir, elle

passe par un premier point de re-chloration puis elle y séjourne pour une durée estimée de

deux à trois jours. Elle passe ensuite par un second point de re-chloration avant d’être

acheminée vers deux chambres de vannes (CV) ayant pour fonction de réduire la pression.

Environ 90% de l’eau est envoyée vers une CV située au nord du réservoir, qui est en partie

42

responsable de l’alimentation du réseau de Limoilou ainsi que du réseau limitrophe au sud

(Basse-Ville). La seconde CV, située au sud du réservoir, régularise la pression de l’eau

distribuée à un petit secteur résidentiel (Cap-Blanc).

L’eau potable est acheminée jusqu’à Limoilou via quatre entrées principales et une

secondaire. Deux entrées sont approvisionnées en eau directement à partir de l’UTE de

Québec (entrées 1a et 1b à la Figure 6.1). Les deux autres entrées principales sont

alimentées en eau re-chlorée à partir du réservoir des Plaines d’Abraham (entrées 2 et 3 à la

Figure 6.1). L’entrée secondaire (entrée 4) est fournie en eau à partir du réseau limitrophe

sud, et celle-ci est probablement constituée d’un mélange de l’eau de l’UTE et du réservoir.

Le secteur de Limoilou, dont la superficie est de 9,66 km2, est caractérisé par une densité de

population relativement forte pour Québec soit, environ 4 600 habitants/km2 (Statistique

Canada, 2003). L’occupation du territoire est principalement résidentiel mais on y retrouve

également divers usagers importants dont une usine de pâtes et papiers, deux hôpitaux,

deux parcs industriels, une usine de traitement des eaux usées, l’incinérateur municipal et le

plus grand site de loisirs, de divertissement, de sport et d'affaires dans l'est du Québec

(ExpoCité). Le réseau ne possède aucune interconnexion avec les réseaux limitrophes au

nord et à l’est, ce qui donne lieu à plusieurs extrémités de réseaux. De plus, les

consommations d’eau étant faibles à ces endroits (peu ou pratiquement pas d’industries, de

commerces ou d’institutions en extrémités), les temps de séjour de l’eau y sont élevés. Ces

conditions favorisent une dégradation de la qualité de l’eau.

6.2. Calage du modèle Le calage d’un modèle consiste à comparer les résultats d’une simulation avec les mesures

faites sur le terrain puis à optimiser leur corrélation en ajustant différents paramètres. Bien

qu’il n’existe pas de normes pré-établies pour caler un modèle de la qualité de l’eau, un

calage hydraulique suivi d’un calage du modèle de dégradation du chlore à partir de

données obtenues sur le terrain sont considérées essentielles (Yang, 2007).

43

6.2.1. Calage hydraulique

Le calage hydraulique a été réalisé à partir d’un modèle hydraulique des conduites

principales fourni par la ville de Québec auquel ont été ajoutés les conduites locales (≤ 250

mm) du secteur ainsi que les coefficients de Hazen-Williams (CHW ) selon l’âge des

conduites. Le modèle a été conçu à l’aide du logiciel EPANET. Suite à des essais de

bornes-fontaines réalisés par la ville, les CHW ont été ajustés afin de prendre en

considération l’état réel des conduites. Ces essais ont été réalisés pour quatre tronçons du

secteur et ont permis d’identifier des niveaux de corrosion « sévère ». Étant donné que la

majorité des conduites de Limoilou ont été posées durant la même période et à défaut

d’information plus détaillée, ce niveau de corrosion a été attribué à toutes les conduites.

Subséquemment, la consommation d’eau a été répartie aux nœuds du modèle du réseau de

distribution.

En premier lieu, le modèle a été calé afin d’améliorer sa capacité de représentation des

patrons de distribution de l’eau provenant de l’UTE et du réservoir. Pour fins de

comparaison, les zones de distribution réelles ont dû être identifiées. Ainsi, une étude au

traceur a été effectuée en injectant à la sortie du réservoir une saumure de chlorure de

calcium de grade alimentaire (saumure de 47% de CaCl2). À la suite de cette injection, une

campagne d’échantillonnage intensive a permis de suivre l’évolution des concentrations en

calcium en plusieurs points d’échantillonnage distribués sur le réseau de Limoilou. La

Figure 6.2 présente la localisation les points d’échantillonnage de la campagne.

44

Figure 6.2. Localisation des points d’échantillonnage

Une caractérisation de la qualité de l’eau potable a été réalisée simultanément afin de

valider les résultats de l’étude au traceur. En effet, l’eau potable est re-chlorée au réservoir

et, par conséquent, les points desservis par ce dernier ont une concentration en chlore

résiduel supérieure aux points desservis par l’UTE. Cette différence de concentration a

permis de valider les résultats de l’étude au traceur. La campagne a été réalisée lors de la

première journée très chaude du mois de mai (température ambiante d’environ 30 degrés

Celcius). Tel que présenté à la Figure 6.3, les consommations lors de la période

d’échantillonnage sont constantes, en raison de la température élevée lors de la journée

(nettoyage de terrains, remplissage de piscines, autres.).

45

Figure 6.3. Patron de consommation lors de la campagne d’échantillonnage du 25 mai

2007

La Figure 6.4 présente les patrons de chloration aux entrées 1 et 2 du réseau pour la journée

d’échantillonnage.

Figure 6.4. Chlore résiduel libre aux points d’échantillonnage à l’entrée des deux

zones de distribution

Les différences entre les valeurs de chlore résiduel de ces deux points sont attribuables au

fait que l’eau provenant du réservoir a été re-chlorée avant d’être acheminée dans le réseau

de distribution. On constate que la chloration à l’UTE et au réservoir a été stable entre

13:30 et 15:30. La Figure 6.5 illustre les secteurs du réseau de Limoilou desservis en eau

par l’UTE, le réservoir et par un mélange des deux eaux (UTE et réservoir).

46

Figure 6.5. Patron de distribution de l’eau observé

Afin de comparer les résultats observés sur le terrain et ceux simulés par le modèle, un

traceur virtuel a été injecté aux entrées desservies par le réservoir dans le modèle. Ainsi,

une simulation hydraulique dans les conditions de consommation de la campagne

d’échantillonnage intensive a été réalisée. Comme le montre la Figure 6.6, les résultats de

cette simulation sont très proches de ceux obtenus sur le terrain (Figure 6.5) en ce qui

concerne la provenance de l’eau (UTE ou réservoir).

47

Figure 6.6. Patron de distribution de l’eau simulé

Les résultats des simulations sont différents de ceux observés seulement dans une zone

située à l’ouest de la limite du réservoir et de l’UTE. Les différences observées sont

attribuables au fait que cette zone n’a pas été échantillonnée au cours de l’essai.

Par la suite, les débits aux entrées du réseau modélisé ont été comparés avec les valeurs

enregistrées par les débitmètres aux entrées du système de distribution. Il est important de

préciser que le débit total entrant dans Limoilou n’est pas comptabilisé directement. On

doit donc tenir compte des débitmètres des réseaux limitrophes au sud et à l’ouest (Figure

6.1). En effet, les entrées approvisionnées directement à partir de l’UTE (entrées 1a et 1b)

sont munies de débitmètres, toutefois, les débits fournis par ceux-ci incluent le débit du

réseau limitrophe à l’ouest de Limoilou. Cependant, ces débits sont comptabilisés quelque

peu à l’aval, sur une conduite principale du réseau limitrophe Ouest. Les deux autres

entrées (entrées 2 et 3) sont également munies d’un débitmètre mais le débit inclut le réseau

limitrophe au sud. Étant donné que le secteur approvisionné par le réseau limitrophe au sud

et le secteur Limoilou sont semblables en terme d’habitudes de consommation, l’hypothèse

48

a été faite que le débit per capita est le même. Le Tableau 6.1 présente une comparaison

des débits obtenus aux entrées principales du modèle. Les débits enregistrés aux

débitmètres sont des débits moyens pour la journée de la campagne du 25 mai 2007.

Tableau 6.1. Comparaison des débits (m3/h) aux entrées du modèle et enregistrés par les

débitmètres

Entrées 1a et 1b

UTE

Entrées 2 et 3

Réservoir

Débitmètres 459 1449

Modèle 534 1016

Différence -75 433

La différence entre les débits enregistrés par le débitmètre à la CV (située en amont des

entrées 2 et 3) et par le modèle (433 m3/h) correspond au débit dirigé vers le réseau

limitrophe sud à la sortie de la CV. Les débits enregistrés aux débitmètres à l’entrée 1

devraient toutefois être similaires à ceux calculés par le modèle. La différence de 75 m³/h

est toutefois acceptable compte tenu des hypothèses qui ont dû être posées. Étant donné les

bons résultats obtenus, aucune autre modification n’a été apportée au modèle à cette étape

du calage.

6.2.2. Calage des paramètres de qualité L’étude au traceur a permis de déterminer les temps de séjour des points d’échantillonnage

alimentés par le réservoir. Le temps de séjour correspond au temps entre le moment où la

concentration en calcium a augmenté à chacun des points et l’heure du début de l’injection

(7:00). Une simulation de longue durée (dont les demandes changent à chaque heure de la

journée) a été exécutée avec le patron journalier de la journée d’échantillonnage estimé a

posteriori à partir des mesures débitmétriques. Tel que mentionné précédemment, un

traceur virtuel a été injecté aux entrées 2 et 3 du modèle (réservoir).

Les temps de séjour de la simulation ont été comparés aux résultats obtenus lors de l’étude

au traceur. Ainsi, le temps requis pour que le traceur parvienne aux nœuds du modèle

49

correspondants aux points d’échantillonnage a été comparé à celui mesuré sur le terrain

après l’injection du traceur au réservoir. Afin de représenter la corrosion interne de la

conduite située à l’extrémité sud-est du réseau, qui a pour effet de diminuer son diamètre

effectif, les diamètres des tronçons de la conduite en question ont été diminués (350 mm à

200 mm, 400 mm à 300 mm et 200 mm pour les deux premiers tronçons). Cette

modification permet l’obtention de meilleurs résultats au niveau des temps de séjour sans

modifier d’une façon significative la différence entre les débits mesurés et simulés

(augmente la différence aux entrées 2 et 3 de 15%). La Figure 6.7a présente une

comparaison des valeurs observées et simulées pour l’âge de l’eau. À la Figure 6.7b, on

trouve une représentation en réseau de l’âge de l’eau observé lors de l’étude au traceur.

Également on peut voir, les points les moins bien représentés par le modèle, c’est-à-dire

dont la différence entre les valeurs observées et simulées est supérieure à 2 heures. Il est

important de spécifier que l’âge de l’eau présenté correspond au temps de séjour de l’eau à

partir de son entrée dans le réseau de Limoilou.

50

a) Valeurs observées et mesurées de l’âge de l’eau

b) Représentation en réseau de l’âge de l’eau observé lors de l’étude au traceur et localisation

des points les moins bien représentés par le modèle

Figure 6.7. Comparaison des valeurs observées et simulées pour l’âge de l’eau

51

À la Figure 6.7a, on constate que, dans l’ensemble, les valeurs de l’âge de l’eau observées

et simulées sont dans la même gamme de valeurs. Toutefois, le modèle a tendance à

surestimer globalement les valeurs de l’âge de l’eau. Néanmoins, excepté pour cinq points

d’échantillonnage, les erreurs sont inférieures à 2 heures, ce qui est considéré acceptable.

Une représentation en réseau de l’âge de l’eau observé lors de l’étude au traceur est

présentée à la Figure 6.7b. Il a été considéré qu’un âge de l’eau supérieur à 5 heures est

élevé et que des âges de l’eau inférieurs à 5 et à 3 heures sont respectivement moyens et

faibles. Étant donné que la majorité des points est bien représentée par le modèle au niveau

des temps de séjour, aucune autre modification n’a été faite à cette étape du calage.

L’étape suivante consiste au calage du modèle au niveau des concentrations en chlore

résiduel. Le logiciel EPAnet, comme la plupart des outils de simulation de la qualité de

l’eau, impose des modèles de dégradation du chlore de premier et second ordres. Dans ces

deux modèles de dégradation, la concentration de chlore résiduel en un point est fonction

de la concentration de chlore résiduel dans un point en amont, du temps de séjour entre les

deux points et du coefficient de dégradation totale du chlore (kt). Ce coefficient constitue un

des principaux paramètres de calage étant donné qu’il peut être ajusté afin d’optimiser la

corrélation des résultats observés et simulés. Le kt dépend des cœfficients de dégradation

du chlore dans la masse d’eau (kb) ainsi que sur les parois (kw), tous deux des intrants dans

le modèle.

Un processus d’essais-erreurs a été suivi afin de déterminer les valeurs permettant d’obtenir

la meilleure corrélation possible. Celles-ci sont respectivement de 0,002 h-1 pour le kb et de

0,003 h-1 pour le kw. Ces valeurs sont au moins 10 fois plus faibles que les valeurs trouvées

dans la littérature. En effet, tel que mentionné précédemment, Powell et al. (2000) ont

observé que la valeur du kb varie entre 0,02 et 0,74 h-1, alors que Hallam et al. (2002) ont

montré que la valeur du kw varie habituellement entre 0 et 1,56 h-1 sur le terrain. La Figure

6.8a présente la meilleure corrélation obtenue pour les concentrations de chlore résiduel

lors de la période où la chloration à l’UTE et au réservoir a été stable. Ces résultats ont été

obtenus en utilisant le modèle de dégradation de premier ordre. Tel que déjà illustré à la

figure 4, les patrons de chloration aux entrées desservies par le réservoir et l’UTE sont

52

stables entre 13:30 et 15:30. Toutefois, pour le calage, une période de 14:00 à 17:00 a été

considérée afin de prendre en compte le temps que met l’eau pour être acheminée des

entrées aux différents points du réseau.

a) Corrélation entre les valeurs observées et simulées

b) Localisation des six points

les moins bien représentés par le modèle

Figure 6.8. Meilleure corrélation obtenue pour les concentrations de chlore résiduel entre 14h et 17h

53

On constate que pour l’ensemble des points, les résultats simulés sont très proches des

valeurs observées. Toutefois, le modèle a tendance à surestimer les concentrations en chlore

résiduel pour six points, dont cinq sont desservis par le réservoir. La Figure 6.8b présente la

localisation en réseau de ces six points. La zone alimentée par le réservoir semble donc être

moins bien représentée par le modèle que celle approvisionnée par l’UTE.

Le modèle ne reproduit pas de façon optimale les concentrations en chlore résiduel

mesurées sur le terrain des points mis en évidence à la Figure 6.8b. Cependant, la

corrélation des valeurs observées et simulées pour les points d’échantillonnage situés à

proximité est très bonne. Pour cette raison, il apparaît évident que les six points les moins

bien représentés par le modèle ne suivent pas le même modèle de dégradation que les autres

points en réseau. Les résultats sont probablement attribuables à une stagnation ou à une

plus grande consommation du chlore résiduel due à l’état des conduites. Ces résultats sont

conformes aux observations de Tzatchkov et al. (2002) ainsi que de Rodriguez et al. (2002)

concernant la faible capacité de représentation du chlore résiduel des modèles impliquant

des cinétiques de premier ou de second ordre lorsque les temps de séjour sont élevés.

Toutefois, étant donné que la corrélation obtenue est bonne pour la majorité des points

d’échantillonnage, les cœfficients de dégradation du chlore n’ont pas été modifiés

localement. En effet, pour ce projet de recherche, l’objectif premier de la modélisation de la

qualité consiste à cibler les zones où les concentrations en chlore résiduel sont les plus

faibles. Or, en comparant les valeurs observées et simulées, on constate que les

concentrations les plus faibles observées sur le terrain correspondent aux concentrations

plus faibles que 0,6 mg/L dans le modèle. La Figure 6.9a présente la localisation des points

d’échantillonnage ayant présenté les plus faibles concentrations en chlore résiduel lors de la

période où la chloration à l’UTE et au réservoir a été stable (14:00 à 17:00). Ces points ont

des valeurs de chlore résiduel plus faibles ou équivalentes à 0,5 mg/L. La Figure 6.9b

montre également les zones (ombragées) où les concentrations en chlore résiduel sont les

plus faibles dans le modèle. On remarque que le modèle parvient à bien cibler ces zones.

54

a) Résultats observés

b) Résultats simulés

Figure 6.9. Concentrations en chlore résiduel observées et simulées entre 14 h et 17 h

L’étude au traceur ainsi que les résultats de chlore résiduel provenant de la caractérisation

de la qualité de l’eau ont permis d’identifier les patrons de distribution dans le réseau de

Limoilou. À partir de ces résultats, il a été possible de réaliser le calage du modèle EPAnet

au niveau de l’hydraulique et de la qualité de l’eau. La prochaine étape consiste à élaborer

55

des scénarios permettant d’améliorer les concentrations en chlore résiduel dans les zones

problématiques.

Optimisation du chlore résiduel en réseau de distribution

7.1. Stratégies hydrauliques Afin d’identifier des stratégies hydrauliques à privilégier pour améliorer les concentrations

de chlore résiduel en extrémité de réseau, des analyses de variantes ont été réalisées sur le

modèle de qualité de l’eau. Les efforts ont surtout été orientés vers le secteur mis en

évidence (zone ombragée) à la Figure 7.1.

Figure 7.1. Localisation des points d’échantillonnage ayant présenté les plus faibles

concentrations en chlore résiduel lors de la campagne d’échantillonnage

Dans cette optique, des modifications ont été apportées au modèle de référence, qui

correspond au fonctionnement actuel du réseau, et les cinq groupes de scénarios suivants

ont été évalués;

(1) Le premier groupe de scénarios implique la fermeture de vannes sur différentes

conduites dans le but de pousser l’eau re-chlorée provenant du réservoir vers la zone

problématique;

56

(2) Le second groupe de scénarios inclut une régulation des pressions aux entrées du

réseau, toujours dans le but d’emmener l’eau re-chlorée au réservoir vers la zone

problématique. Ainsi, la pression a été augmentée aux entrées 2 et 3 (approvisionnées par le

réservoir) et, pour compenser, elle a été réduite à l’entrée 1 (approvisionnée par l’UTE);

(3) Le troisième groupe de scénarios comprend l’ajout d’une pompe re-circulatoire avec

injection d’une solution d’hypochlorite;

(4) Le quatrième groupe de scénarios implique l’ouverture d’une des deux interconnexions

existantes (actuellement fermées) avec le réseau limitrophe est, où une nouvelle UTE

entrera en fonction prochainement;

(5) Le cinquième groupe de scénarios combine les scénarios 2 et 4.

Les simulations ont été exécutées avec le patron de consommation du 25 mai 2007. Afin

d’atteindre un comportement périodique au niveau de la variation du chlore en réseau, la

simulation a été effectuée sur 72 heures et les concentrations obtenues entre 48:00 et 72:00

ont été comparées à celles du modèle de référence pour les mêmes heures. Pour toutes les

simulations, la comparaison avec le modèle de référence a été faite pour toutes les périodes

du patron de consommation.

En plus de l’augmentation des concentrations en chlore résiduel, deux vérifications

principales ont été faites. La première vérification concernait la pression maximale qui ne

devait pas dépasser celle du modèle de référence. La seconde vérification se rapportait au

débit incendie disponible en considérant que pour un débit de 270 m3/h, la pression doit

être au minimum de 300 kPa. La procédure suivie afin de s’assurer de ces conditions a été

la suivante :

(1) Les extrémités de réseau donnant lieu aux pressions les plus faibles, celles-ci ont donc

été divisées en quatre zones. Dans chaque zone, le nœud présentant la pression la plus

faible a été repéré.

(2) Par la suite, en procédant un nœud à la fois, une demande de 270 m3/heure a été ajoutée

à la demande de consommation de base d’un des noeuds. Après avoir lancé une simulation,

une vérification a été faite pour s’assurer que les pressions dans tous les nœuds des modèles

soient supérieures à 300 KPa.

57

(3) La deuxième étape a été reproduite pour les quatre nœuds repérés à l’étape 1.

7.2. Variantes Pour chaque groupe d’essais, différentes variantes ont été évaluées dans le but d’améliorer

les concentrations en chlore résiduel dans la zone problématique. La Figure 9 présente la

localisation des points d’échantillonnage ayant présenté les plus faibles concentrations en

chlore résiduel lors de la campagne d’échantillonnage. La variante permettant de réduire la

zone ombragée le plus efficacement pour chaque groupe d’essais a été retenue. Également,

les niveaux de chlore atteint aux autres points d’échantillonnage présenté à la Figure 9 ont

été pris en compte lors de la sélection. Dans la section suivante, les concentrations en

chlore résiduel obtenues aux 11 points d’échantillonnage illustrés à la Figure 7.1 sont

présentées pour les variantes évaluées dans chaque groupe de scénarios.

7.2.1. Essai 1 : Fermeture de vannes sur des conduites

La Figure 7.2a présente les sept conduites dont le statut ouvert/fermé des vannes a été

modifié au cours des simulations.

58

a) Conduites dont l’état des vannes a été modifié au cours des simulations réalisées au scénario 1

b) Concentrations en chlore résiduel obtenus au scénario 1 suite à différentes modifications de l’état des vannes à 6 :00

Figure 7.2. Localisation des conduites dont l’état des vannes a été modifié au scénario

1 et résultats obtenus suite aux simulations des meilleures variantes

Ces conduites ont été sélectionnées en fonction du sens d’écoulement dans le modèle de

référence. L’objectif des modifications apportées était de pousser l’eau re-chlorée

59

provenant du réservoir des Plaines vers la zone problématique (Figure 7.1). Le Tableau 2

présente les neuf combinaisons de vannes ouvertes ou fermées sur sept conduites qui ont

été évaluées.

Tableau 7.1. Combinaisons des vannes ouvertes ou fermées sur sept conduites

Conduite Diamètre Essai 1 Essai 2 Essai 3 Essai 4 Essai 5 Essai 6 Essai 7 Essai 8 Essai 9

1 300 fermée ouverte ouverte ouverte fermée fermée fermée ouverte fermée2 200 fermée fermée ouverte ouverte fermée ouverte ouverte ouverte ouverte3 300 ouverte ouverte ouverte ouverte fermée ouverte fermée fermée ouverte4 250 fermée fermée ouverte fermée fermée ouverte ouverte ouverte fermée5 250 ouverte ouverte fermée fermée fermée ouverte ouverte ouverte ouverte6 400 fermée fermée fermée fermée fermée ouverte ouverte ouverte ouverte7 350 fermée fermée fermée ouverte fermée ouverte ouverte ouverte ouverte

Les variantes permettant d’améliorer les concentrations en chlore le plus efficacement se

retrouvent dans les essais impliquant respectivement la fermeture de la vanne sur la

conduite 1 (essai 6), la fermeture des vannes sur les conduites 1 et 4 (essai 9) ainsi que la

fermeture des vannes sur les conduites 1, 2, 4, 6, 7 (essai 1). La Figure 11b présente les

résultats de simulation avec ces variantes pour les concentrations en chlore résiduel

obtenues pour les points d’échantillonnage ayant présenté les plus faibles concentrations en

chlore résiduel lors de la campagne d’échantillonnage (Figure 7.1). Les résultats sont

présentés à 6:00, une période où le débit de consommation était faible, ce qui implique un

temps de séjour élevé et des concentrations faibles en extrémités. On constate que les

résultats obtenus pour les essais 1 et 9 sont similaires alors que l’essai 6 permet d’améliorer

les concentrations de chlore pour la majorité des points dans la zone problématique ainsi

qu’ailleurs en réseau. Cette variante est donc celle retenue.

7.2.2. Essai 2 : Régulation des pressions aux entrées

Le second essai implique une régulation de la pression aux entrées desservies par l’UTE et

le réservoir. Ainsi, la charge totale aux entrées 2 et 3 a été augmentée et, pour compenser,

celle de l’entrée 1 a été diminuée. La charge totale à l’entrée 4 n’a pas été modifiée

puisqu’elle est desservie en partie par le réservoir et en partie par l’UTE. Des essais ont été

60

réalisés pour des modifications de charge totale de ±1, 2 et 3 mètres (1 mètre = 9.81 kPa).

La Figure 7.3 présente les résultats de simulation à 6:00.

0,30

0,35

0,40

0,45

0,50

0,55

0,60

0,65

0,70

0,75

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11


Co

nc

en

tra

tio

n e

n c

hlo

re r

és

idu

el

(mg

/L)

Référence1m3m5m

Figure 7.3. Concentrations en chlore résiduel obtenues au scénario 2 suite à

différentes modifications des têtes d’eau aux entrées à 6 :00

Tel qu’attendu, la concentration en chlore résiduel croît à mesure que la tête d’eau

appliquée aux entrées de la zone de distribution du réservoir augmente. Inévitablement,

plus la tête d’eau augmente, plus les pressions augmentent également en réseau. La

pression maximale dans le modèle de référence est supérieure à 600 kPa pour un seul

noeud. Or, les essais impliquant des modifications de ±1, 2 et 3 mètres aux entrées génèrent

respectivement 4, 31 et 86 nœuds avec une pression supérieure à cette valeur. Cette

pression d’opération étant déjà haute, la variante impliquant la régulation minimale de ±1

mètre a été retenue. Bien que cette variante ne permette pas une augmentation significative

des concentrations en chlore dans la zone problématique, elle évite des problèmes qui

seraient engendrés par des pressions trop élevées en réseau de distribution.

7.2.3. Essai 3 : Pompe re-circulatoire avec injection de chlore

Le troisième essai consiste en l’ajout d’une pompe re-circulatoire afin de diminuer le temps

requis par l’eau pour parvenir à la zone problématique. L’emplacement du nœud de départ

61

de la pompe a été choisi en fonction du sens d’écoulement dans le modèle de référence, de

la concentration en chlore et du débit. Le nœud d’arrivée de la pompe est compris dans la

zone problématique. La courbe de pompe a été choisie en fonction de l’élévation des deux

nœuds reliés par la pompe ainsi que du débit dans les conduites adjacentes aux nœuds de

départ et d’arrivée. Les simulations ont été réalisées en utilisant une pompe dont les débits

et les charges d’eau sont relativement faibles. La Figure 7.4a présente la localisation de la

pompe permettant d’obtenir les meilleurs résultats et la Figure 7.4b montre la courbe de

pompe choisie (7.4 b).

a) Localisation de la pompe

b) Courbe de pompe

Figure 7.4. Localisation et caractéristiques de la pompe ajoutée au scénario 3

62

Afin d’évaluer l’impact de l’injection d’une solution d’hypochlorite à l’eau circulant dans

la pompe, deux variantes ont été explorées. La première variante comprend l’ajout d’une

pompe re-circulatoire seule tandis que la seconde combine l’ajout d’une pompe ainsi que

l’injection de chlore à l’eau potable afin que sa concentration soit de 1 mg/L à la sortie de la

pompe. Les résultats présentés à la Figure 7.5 mettent en évidence la nécessité de l’ajout

d’une solution hypochlorite à la pompe afin d’améliorer les concentrations en chlore

résiduel dans la zone problématique ainsi qu’ailleurs en réseau. De plus, on constate que,

malgré que les débits et les charges d’eau de la pompe soient petits, l’augmentation des

niveaux de chlore est importante.

0,30

0,40

0,50

0,60

0,70

0,80

0,90

1,00

1,10

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11Points d'échantillonnage

Co

nce

ntr

atio

n e

n c

hlo

re r

ésid

uel

(mg

/L)

Référence

Pompe+hypo

Pompe

Figure 7.5. Concentrations en chlore résiduel obtenues au scénario 3 en ajoutant ou

non une solution hypochlorite

7.2.4. Essai 4 : Ouverture de l’interconnexion

Le quatrième essai implique une modification des limites du réseau étudié. Bien que

Limoilou possède deux interconnexions avec le réseau limitrophe à l’est, celles-ci sont

actuellement fermées. L’ouverture prochaine d’une nouvelle usine de traitement en eau

potable dans ce réseau permettra d’améliorer la qualité de l’eau, notamment au niveau de la

concentration en chlore. Ainsi, cet essai vise à évaluer l’impact qu’aurait l’ouverture d’une

des interconnexions entre Limoilou et le réseau à l’est sur les concentrations en chlore

résiduel dans la zone problématique.

63

L’interconnexion ouverte lors des simulations est située dans la zone problématique (Figure

10). Le temps de séjour dans le système de distribution limitrophe à l’est entre la nouvelle

UTE et l’interconnexion est similaire à celui entre l’UTE et l’entrée 1 de Limoilou, soit

environ 2 heures. En conséquence, les simulations ont été réalisées en considérant la

concentration en chlore résiduel à l’interconnexion comme étant équivalente à la

concentration à l’entrée 1. Également, la ville de Québec estime que le réseau limitrophe à

l’est pourra fournir un maximum de 10 000 m3/j (410 m3/h). Or, la capacité résiduelle de la

future UTE de Beauport étant limitée, ce débit ne sera pas disponible en tout temps. Ainsi,

des simulations ont été réalisées en imposant à l’interconnexion des débits horaires

maximaux correspondant à 1000, 2000 et 3000 m3/j. Ces débits ont été imposés à une heure

où la consommation est élevée, soit à 14:00. De plus, l’interconnexion modélisée ne

possède pas de valve anti-retour, ce qui a pour conséquence que l’eau voyage librement

entre Limoilou et le réseau à l’est. Ainsi, l’eau est fournie par le réseau limite à l’est lorsque

la consommation est forte, soit entre 7:00 et 18:00. Autrement, l’eau potable est acheminée

de Limoilou vers le réseau à l’est. Les concentrations en chlore résiduel obtenues sont

présentées à la Figure 7.6.

64

a) Localisation de l’interconnexion

0,30

0,35

0,40

0,45

0,50

0,55

0,60

0,65

0,70

0,75

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11Points d'échantillonnage

Co

nce

ntr

atio

n e

n c

hlo

re r

ésid

uel

(mg

/L)

Référence1000m3/jr2000m3/jr3000m3/jr

b) Concentrations en chlore résiduel obtenues au scénario 4 pour différents débits maximaux

journaliers imposés à l’interconnexion à 6 :00

Figure 7.6. Localisation de l’interconnexion et résultats obtenus au scénario 4 suite aux différentes variantes

Tel qu’attendu, on constate que les trois débits maximaux imposés permettent une

augmentation significative des concentrations en chlore résiduel dans l’ensemble des points

d’échantillonnage, à l’exception du point 2. Toutefois, les résultats sont sensiblement les

mêmes pour les trois débits imposés. Ainsi, la variante retenue sera celle dont le débit

maximal est le plus faible, soit 1000 m3/j puisqu’il est plus facilement applicable par la

ville.

65

7.2.4. Essai 5: Combinaison de l’ouverture de l’interconnexion avec une régulation des pressions aux entrées

L’essai 5 combine les variantes retenues pour l’essai 2, soit une régulation de pression de

±1 mètre, et l’essai 4, soit l’ouverture de l’interconnexion avec le réseau limitrophe à l’est.

Les résultats sont présentés à la Figure 7.7.

Figure 7.7. Comparaison des concentrations en chlore résiduel obtenues à 6:00 pour les variantes retenues dans les cinq groupes de scénarios

7.3. Résultats des essais et comparaison La Figure 7.7 présente une comparaison des concentrations en chlore résiduel obtenues

pour les variantes retenues pour les cinq groupes d’essais pendant la période de faible

consommation (à 6:00). Les résultats sont présentés pour les points d’échantillonnage avec

les plus faibles concentrations en chlore résiduel lors de la campagne d’échantillonnage

(Figure 7.1). Les points compris dans la zone problématique y sont encadrés.

En comparant les résultats des essais à ceux obtenus à l’aide du modèle de référence, on

constate que l’essai 3 permet d’améliorer les concentrations en chlore résiduel avec la plus

grande efficacité dans la zone problématique. En effet, les concentrations sont augmentées

d’une valeur moyenne 0,44 mg/L dans ce secteur. Il est à noter, que les améliorations

concernent seulement la zone problématique puisque, tel que présenté à la figure 16, les

concentrations des autres points ne sont peu ou pas influencées par cet essai. Également,

66

l’essai 4 permet d’élever les valeurs de chlore moyennes de 0,17 dans la zone

problématique et de 0,09 dans les autres points. Les améliorations moyennes sont les

mêmes pour l’essai 5. Ainsi, il n’est pas nécessaire de combiner l’ouverture de

l’interconnexion (essai 4) à une régulation de pression aux entrées pour hausser les

concentrations en chlore. De plus, l’application de l’essai 1 permet d’augmenter les

concentrations en chlore résiduel de 0,06 mg/L dans la zone problématique. Cependant, cet

essai ne permet pas d’amélioration dans les autres points. Finalement, l’essai 2 ne permet

pas d’améliorer significativement les concentrations en chlore résiduel, ni dans la zone

problématique, ni ailleurs en réseau. La Figure 7.8 met en évidence l’impact sur les

concentrations en chlore résiduel des essais 3 (Figure 7.8 b) et 4 (Figure 7.8 c) par rapport

au modèle de référence (Figure 7.8 a).

Figure 7.8. Impact des stratégies hydrauliques les plus efficaces sur les concentrations en chlore résiduel à 6:00

Ces deux essais permettent de diminuer significativement l’étendue de la zone en rouge,

qui correspond aux valeurs les plus faibles de chlore résiduel, notamment dans la zone

67

problématique. L’essai 4 améliore les concentrations en chlore mais il n’est pas aussi

efficace que l’essai 3. Toutefois, contrairement à l’essai 3, il permet une augmentation des

concentrations en chlore dans l’ensemble du réseau modélisé.

Conclusion L’originalité de ce projet sur le plan méthodologique réside dans le fait qu’il combine

l’information sur l’hydraulique du réseau, sur une étude au traceur et sur la caractérisation

de la qualité de l’eau pour identifier les patrons de distribution de l’eau en réseau.

Également, les données inédites tirées de ces études ont permis de caler le modèle au

niveau de l’hydraulique et de la qualité de l’eau potable. Finalement, le modèle a permis

l’identification de stratégies hydrauliques en réseau de distribution dans le but d’améliorer

les concentrations en chlore résiduel en extrémités de réseau. Les améliorations se sont

centrées plus spécifiquement sur un secteur problématique connu pour ses faibles

concentrations de chlore résiduel.

La logistique pour les études de traceur et de la qualité de l’eau potable a été assez lourde

puisqu’elle a nécessité la coordination d’une équipe importante et a généré des coûts

importants. En outre, ces études ont amené une plus grande confiance dans la

représentativité du modèle. En effet, la représentation des patrons de distribution du

réservoir et de l’UTE ainsi que la répartition des débits aux entrées par le modèle sont

similaires aux résultats observés lors des études de traceur et de la qualité de l’eau potable.

Également, la corrélation entre les concentrations en chlore résiduel observées sur le terrain

et celles simulées est très bonne. Le modèle cible bien les zones problématiques au niveau

des concentrations en chlore résiduel. Bien que le modèle surestime certaines valeurs de

chlore par rapport à celles mesurées sur le terrain, des adaptations ont été effectuées pour

l’interprétation des résultats. Sur la base du modèle de qualité, cinq groupes d’essais ont été

explorés. L’élaboration des essais a été réalisée en collaboration avec les responsables de la

ville de Québec, ce qui a assuré des recommandations réalistes. L’essai ayant permis une

amélioration significative des concentrations en chlore dans la zone problématique est

l’essai 3, qui comprend l’ajout d’une pompe re-circulatrice avec injection d’une solution

68

d’hypochlorite dans la zone problématique. L’essai 4, qui implique l’ouverture d’une

interconnexion avec le réseau limite à l’est, a également permis d’augmenter les

concentrations en chlore résiduel dans la zone d’intérêt mais également, sur l’ensemble du

réseau.

Dans des travaux futurs, la méthodologie pourrait être adaptée à un plus grand territoire

pour l’optimisation des temps de séjour en réseau de distribution. Également, en plus du

chlore résiduel, il serait intéressant d’intégrer à l’approche proposée des paramètres tels les

SPD et la qualité microbiologique de l’eau.

69

Références

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99 (7), 76 p.

74

Résultats supplémentaires

8.1 Variation saisonnière de la qualité de l’eau potable Suite aux études au traceur et de la qualité de l’eau potable réalisées simultanément, un

programme d’échantillonnage étendu sur une période de cinq mois (juin 2007 - novembre

2007) a été réalisé. L’objectif de ce programme était d’évaluer la variation saisonnière des

différents paramètres de la qualité de l’eau potable. Pour ce faire, neuf campagnes

d’échantillonnage ont été réalisées à une fréquence moyenne d’une fois aux deux semaines.

Afin d’assurer des conditions semblables en termes de consommation et donc au niveau des

temps de séjour, les échantillonnages ont été réalisés entre 9:00 et 12:00 la même journée

de la semaine, soit le mercredi excepté pour la campagne du 31 août qui a été réalisée un

vendredi.

Le protocole d’échantillonnage a compris 13 points, répartis en fonction du temps de séjour

et de façon à couvrir l’ensemble du territoire étudié. Cinq points sont situés dans la zone de

distribution de l’UTE, sept points sont situés dans la zone de distribution du réservoir et un

point est situé dans une zone desservie par un mélange des deux sources. Également, les

points situés dans chacune des zones de distribution ont des temps de séjour qualifiés de

faible, moyen et élevé respectivement. Ces temps de séjour ont été estimés à l’aide du

modèle hydraulique. La Figure 8.1 présente la localisation des points d’échantillonnage en

réseau de distribution.

Figure 8.1. Localisation des points d’échantillonnage en réseau de distribution

75

Pour chaque point d’échantillonnage, des échantillons d’eau ont été prélevés pour analyser

le chlore résiduel libre et mesurer la température in situ. Également, les concentrations de

THM, l’absorbance UV à 254 nm et la turbidité ont été mesurées en laboratoire. De plus, la

conductivité et le PH ont été mesurés à l’entrée de la zone de distribution de l’UTE (point 1

à la Figure 8.1) ainsi qu’à la CV à l’aval de la sortie du réservoir, avant qu’elle ne soit

acheminée vers Limoilou (point 6 à la Figure 8.1). Pour le présent projet, seules les valeurs

de THM et les concentrations en chlore résiduel sont prises en compte. Toutefois les autres

résultats pourront être utilisés dans des travaux futurs. Ils sont présentés en annexe.

Les Figures 8.2 et 8.3 présentent respectivement les variations saisonnières observées pour

les concentrations en chlore résiduel et les concentrations en THM. Les valeurs obtenues

sont comparées à celles obtenues lors de l’étude au traceur et de la qualité de l’eau réalisée

en mai 2007. La température moyenne de l’eau (ºC) pour chaque jour d’échantillonnage est

indiquée entre parenthèses dans les légendes des Figures 8.2 et 8.3.

Figure 8.2. Variations saisonnières des concentrations en chlore résiduel

76

Figure 8.3. Variation saisonnière des concentrations THM

Tel qu’attendu, la Figure 8.2 permet d’observer des concentrations en chlore résiduel plus

faibles lors des campagnes réalisées en juillet et en août, lorsque la température de l’eau

était élevée. Il est à noter que les résultats obtenus lors du 15 août 2007 sont particuliers

étant donné que les doses de chlore avaient été augmentées significativement à l’UTE et au

réservoir. Pour les campagnes réalisées de septembre à novembre, les concentrations en

chlore résiduel sont plus élevées étant donné que la cinétique de dégradation du chlore

diminue avec la température. Il est important de spécifier que les concentrations de chlore

injectées aux points de chloration et de re-chloration sont ajustées selon les saisons. Ainsi,

elles sont légèrement inférieures en hiver et en automne qu’au printemps et en été. La

Figure 8.2 permet également d’observer une constance dans la variation spatiale du chlore

résiduel en réseau de distribution. En effet, les points 4 et 5 (UTE) et les points 12

(réservoir) et 13 (mixte) ont, pour toutes les campagnes réalisées, les plus faibles

concentrations en chlore résiduel.

Les concentrations en THM, présentées à la Figure 8.3, sont, tout au long du programme

d’échantillonnage, plus importantes pour les points desservis par le réservoir et la zone

mixte que pour ceux desservis par l’UTE. Ces résultats sont conformes aux constats

obtenus par Turgeon et al. (2004) et Rodriguez et al. (2004) à l’effet qu’une re-chloration

77

en réseau suivie d’un temps de séjour de plusieurs heures dans un réservoir favorise une

formation supplémentaire des SPD. De plus, on constate que plus la température de l’eau

est élevée, plus les concentrations en THM sont importantes. Ces résultats s’expliquent par

une augmentation de la cinétique de dégradation de la matière organique (M.O.) précurseur

de THM et par une augmentation de la température. Il est à noter que, pour l’ensemble des

résultats, les concentrations en THM sont inférieures à la norme de 80 µg/L fixée par le

RQEP (2001) à l’exception des concentrations en THM mesurées le 31 août 2007 qui

atteignent une valeur maximale 91 µg/L. Également, un point mesuré lors du 28 novembre

2007 est supérieur à 80 µg/L. Notons toutefois que la norme du RQEP est basée sur une

moyenne annuelle de quatre échantillons trimestriels.

On remarque à la Figure 8.3 que les concentrations en THM mesurées aux points desservis

par le réservoir ne semblent pas être affectées par le temps de séjour. En effet, alors que

pour les points desservis par l’UTE les concentrations en THM augmentent avec le temps

de séjour, celles des points desservis par le réservoir demeurent assez constantes peu

importe le point d’échantillonnage. La Figure 8.4a présente la corrélation entre les

concentrations en chlore résiduel et l’âge de l’eau, alors que la Figure 8.4b présente la

corrélation entre les concentrations en THM et l’âge de l’eau des points desservis par le

réservoir. Les résultats présentés dans ces deux figures correspondent aux concentrations

moyennes observées dans les 25 points desservis par le réservoir lors de la campagne du 25

mai 2007. L’âge de l’eau a été évalué à l’aide des résultats de l’étude au traceur. La Figure

8.5 présente les mêmes graphiques mais pour les points desservis par l’UTE. Dans ce cas,

l’âge de l’eau a été évalué à l’aide du modèle de prédiction de la qualité puisque l’étude au

traceur n’avait permis d’évaluer que l’âge de l’eau des points desservis par l’UTE.

78

0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

1,20

1,40

0:00 1:12 2:24 3:36 4:48 6:00 7:12 8:24

Âge de l'eau observé (h)

Co

nce

ntr

atio

n e

n c

hlo

re

rési

du

el (

mg

/L)

a) Chlore résiduel

0

10

20

30

40

50

60

0:00 1:12 2:24 3:36 4:48 6:00 7:12 8:24

Âge de l'eau observé (h)

TH

M (

ug

/L)

b) THM

Figure 8.4. Corrélation entre l’âge de l’eau observé et les résultats de chlore résiduel et de THM obtenus le 25 mai 2007 pour les points desservis par le réservoir

79

00,10,20,30,4

0,50,60,70,80,9

0:00 1:12 2:24 3:36 4:48 6:00 7:12 8:24

Âge de l'eau simulé (h)

Co

nce

ntr

atio

n e

n c

hlo

re

rési

du

el (

mg

/L)

a) Chlore résiduel

0

10

20

30

40

50

60

0:00 1:12 2:24 3:36 4:48 6:00 7:12 8:24

Âge de l'eau simulé (h)

Co

nce

ntr

atio

n e

n T

HM

(p

pb

)

b) THM

Figure 8.5. Corrélation entre l’âge de l’eau simulé et les résultats de chlore résiduel et de THM obtenus le 25 mai 2007 pour les points desservis par l’UTE

Conformément aux résultats présentés à la Figure 8.3 pour les points desservis par le

réservoir, la corrélation entre l’âge de l’eau et le chlore résiduel est forte alors qu’elle est

faible pour les concentrations en THM. Ces résultats sont probablement attribuables à une

consommation de la M.O., précurseur de la formation des THM, en réservoir. Ils peuvent

également être dues à une faible variabilité dans les temps de séjour. En ce qui a trait aux

points desservis par l’UTE, la corrélation entre l’âge de l’eau et le chlore résiduel est forte

mais la corrélation avec les concentrations en THM est faible par rapport à celle observée à

la Figure 8.3. Des recherches plus approfondies pourraientt être effectuées lors de travaux

80

futurs afin de mieux comprendre les variations des concentrations en THM dans le réseau

de distribution de Limoilou.

8.2. Estimation expérimentale des coefficients de dégradation du chlore Le calage du modèle de prédiction des concentrations en chlore résiduel nécessite

l’évaluation du coefficient de dégradation totale du chlore (kt). Ce coefficient constitue un

des principaux paramètres de calage de la qualité étant donné qu’il peut être ajusté afin

d’optimiser la corrélation des résultats observés et simulés. Le kt dépend des cœfficients de

dégradation du chlore dans la masse d’eau ou «bulk» (kb) ainsi que sur les parois ou «wall»

(kw) et ils constituent tous deux des intrants dans le modèle. Les valeurs du kt et du kb

peuvent être mesurées expérimentalement ou par essais-erreurs.

Dans cette étude, les valeurs du coefficient kb correspondant aux zones de distribution de

l’UTE et du réservoir ont été estimées à l’aide du test de la « bouteille ». Ainsi, des

échantillons d’eau provenant respectivement de l’UTE, de l’entrée 1 ainsi que de la CV

(Figure 8.1) ont été prélevés dans trois bouteilles de verre non réactives. Par la suite, la

concentration en chlore résiduel libre a été mesurée, à température ambiante, en duplicata, à

des intervalles de temps de 0 (in situ), 1.5, 2, 3, 4, 8, 24 et 48 heures. Cette procédure à été

réalisée à deux reprises afin d’augmenter la précision des résultats obtenus. Il est important

de spécifier que les prélèvements ont été effectués à des dates ultérieures à la date du 25

mai 2007, soit les 14 et 28 novembre 2007. La température moyenne observée lors de ces

deux campagnes est de 8ºC.

Le kb correspond à la pente du graphique de ln(C0/Ct) en fonction du temps de séjour. Le C0

correspond à la concentration de chlore lors du prélèvement sur le terrain (à 0 heure), le Ct

à la concentration de chlore au temps t, tandis que le temps de séjour correspond à

l’intervalle de temps passé dans la bouteille. Le kt a également été déterminé en évaluant la

pente du graphique de ln(C0/Ct) en fonction du temps de séjour en réseau de distribution.

Pour la zone de distribution du réservoir, le C0 et le temps de séjour sont estimés en

fonction de l’entrée 1. Le kt n’a pu être évalué pour la zone de distribution de l’UTE

81

puisque le temps de séjour, avant le calage, y était inconnu. Cependant, une étude réalisée

par Rodriguez et al. (2004) a permis d’évaluer le kt pour le réseau de Québec. Le temps de

séjour avait été évalué, suite à un arrêt de la fluoration, pour différents points en aval de

l’UTE. Le C0 correspond, dans ce cas, à la concentration en chlore résiduel à l’UTE et le

temps de séjour, au temps que met l’eau pour parvenir aux différents points

d’échantillonnage à partir de l’UTE. Par la suite, le kw a été obtenu par la soustraction du kb

à la valeur du kt. Le Tableau 8.1 présente les résultats obtenus.

Tableau 8.1. Valeurs expérimentales des coefficients de dégradation du chlore résiduel

kb kw kt

h-1

Secteur de Limoilou desservi par le réservoir 0,024 0,141 0,165

Secteur de Limoilou desservi par l’UTE 0,042

Secteur en amont de Limoilou desservi par l’UTE 0,051 0,104 0,155

Les valeurs observées sont comparables à celles que l’on trouve dans la littérature. En effet,

Powell et al. (2000) ont observé que la valeur du kb varie entre 0,02 et 0,74 h-1, alors que

Hallam et al. (2002) ont montré que la valeur du kw varie habituellement entre 0 et 1,56 h-1

sur le terrain. Cependant, lorsque ces coefficients sont entrés dans le modèle, la dégradation

du chlore résiduel est beaucoup trop rapide et les valeurs simulées sont beaucoup plus

faibles que celles observées. Un processus d’essais-erreurs a donc été suivi afin de

déterminer les valeurs permettant d’obtenir la meilleure corrélation possible, tel que

présenté en détails dans la Partie 2 de ce mémoire.

Conclusion générale

Ce mémoire porte sur l’évaluation de stratégies hydrauliques pour améliorer les

concentrations de chlore résiduel en extrémité de réseau. Le secteur sélectionné pour

l’étude est un quartier résidentiel de la ville de Québec alimenté en eau potable par deux

sources: une UTE et un réservoir situé en réseau. La recherche a été réalisée en deux

phases. La première a permis l’identification des zones de distribution de l’eau potable dans

le système de distribution à partir d’une caractérisation hydraulique du réseau, d’une étude

au traceur et d’une campagne de caractérisation de la qualité de l’eau. Pour ce faire, un

modèle représentant les conduites principales et locales du secteur Limoilou a été conçu.

Ensuite, comme le secteur ne possédait pas de compteurs d’eau résidentiels, la répartition

de la demande en eau a été estimée à partir d’une répartition spatiale de la population selon

les nœuds de consommation et d’une évaluation de la consommation journalière moyenne

par personne (débit per capita). Subséquemment, une étude au traceur comprenant 47

points d’échantillonnage a été effectuée en injectant à la sortie du réservoir une saumure de

CaCl2. Les résultats obtenus ont permis d’associer au réservoir les points d’échantillonnage

dont la concentration en calcium a augmenté au cours de l’essai. Finalement, les hypothèses

élaborées suite à l’étude au traceur ont été validées à partir des résultats d’une campagne de

caractérisation de la qualité de l’eau effectuée simultanément. Cette validation a été rendue

possible en comparant les valeurs de chlore résiduel aux deux entrées. Les différences entre

les valeurs sont dues au fait que l’eau provenant du réservoir y a été re-chlorée avant d’être

acheminée dans le réseau de distribution. De plus, cette campagne a permis d’identifier la

source d’alimentation en eau potable des points dont la concentration en calcium était

demeurée constante au cours de l’essai au traceur.

Dans la deuxième phase de l’étude, le modèle a été calé au niveau de l’hydraulique

(répartition des débits aux entrées et temps de séjour) ainsi qu’au niveau de la qualité

(concentrations de chlore résiduel). Au terme du calage, les capacités prédictives du modèle

ont jugées satisfaisantes. Sur la base du modèle de qualité, des stratégies hydrauliques ont

été évaluées afin d’optimiser les concentrations en chlore résiduel en extrémités de réseau.

Cinq groupes d’essais ont été explorés : (1) fermetures de vannes sur des conduites

importantes, (2) ajout de pompe re-circulatoire avec injection d’une solution hypochlorite,

83

(3) régulation de pression aux entrées du secteur, (4) ouverture d’une interconnexion avec

le réseau limitant à l’est, et (5) combinaison des essais 2 et 4. Suite aux différentes

simulations, deux stratégies hydrauliques se sont démarquées et des recommandations ont

été émises. Celles-ci impliquent l’ajout d’une pompe re-circulatoire et l’injection d’une

solution d’hypochlorite ainsi qu’une ouverture d’une interconnexion avec le réseau limitant

à l’est.

Dans des travaux futurs, la méthodologie pourrait être adaptée à un plus grand territoire

pour l’optimisation des temps de séjour en réseau de distribution. Également, il serait

souhaitable d’intégrer des paramètres tels les SPD et la qualité microbiologique de l’eau à

l’approche proposée.

Bibliographie

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89

Annexe A. Résultats de la campagne d’échantillonnage du 25 mai

Cette annexe contient les résultats obtenus lors de l’étude au traceur et de la caractérisation de la

qualité de l’eau potable.

Figure A.1. Localisation et numéro d’identification des 47 points d’échantillonnage

90

Tableau A.1. Résultats moyens obtenus aux points d’échantillonnages desservis par l’UTE lors de la campagne d’échantillonnage du 25 mai 2007

Tps de séjour simulé

(hr:min)1

T (ºC)2

Cl moy3

(mg/L) AHA (ppb) THM (ug/L) BHAA(ufc/ml) Turbidité (UNT)Absorbance (240

nm) 1 5:50 13,8 0,54 20,49 20,63 0 0,197 0,772 2 5:13 15,2 0,72 18,65 18,65 0 0,163 0,752 3 5:10 17,6 0,525 19,91 22,59 1 0,168 0,760 4 3:24 14,5 0,61 18,58 28,28 14 0,101 0,715 5 4:12 15,2 0,67 18,11 19,13 0 0,135 0,785 6 3:11 15,4 0,74 19,22 18,1 1 0,103 0,370 7 2:20 12,7 0,84 18,41 17,27 0 0,104 0,709 8 1:46 12,6 0,65 21,84 21,89 9 0,133 0,800 9 3:29 9,0 0,195 27,25 28,82 5 0,371 0,734

10 2:34 11,6 0,66 22,62 22,33 14 0,214 0,734 11 2:47 12,4 0,675 29,69 22,24 1 0,165 0,717 12 2:35 12,7 0,71 20,24 21,01 39 0,144 0,785 13 0:36 13,3 0,805 18,86 17,82 2 0,090 0,721 14 7:11 11,7 0,35 21,94 23,96 0 0,171 0,336 15 6:13 12,5 0,475 21,47 22,43 1 0,152 0,825 16 5:05 11,0 0,375 31,86 36,09 1 0,276 0,843 29 3:20 10,8 0,82 29,65 47,18 50 0,107 0,721

Poi

nts

appr

ovis

ionn

és p

ar l'

UT

E

30 4:45 10,2 0,6 27,44 30,17 1 0,156 0,559 1. Les temps de séjour ont été évalués à l’aide du modèle de prédiction de la qualité. 2. Les valeurs de température et de chlore résiduel présentées constituent des moyennes entre 14 :00 et 17 :00, une période stable du patron de chloration du 25 mai 2007, la journée d’échantillonnage. 3. Les THM présentés sont les THM4 (Trichlorométhane, Bromodichloroméhane, Dibromochlorométhane, Tribromométhane).

91

Tableau A.2. Résultats moyens obtenus aux points d’échantillonnages desservis par le réservoir lors de la campagne d’échantillonnage du 25 mai 2007

Tps de séjour observé

(hr:min)1

T (ºC)2

Cl moy2 (mg/L) AHA (ppb)

THM (ug/L)3 BHAA(ufc/ml) Turbidité (UNT)

Absorbance (240 nm)

18 5:04 10,1 0,56 32,88 35,54 0 0,173 0,548 19 1:02 9,8 1,23 37,9 44,07 0 0,179 0,788 20 0:51 10,0 1,15 27,37 42,84 0 0,118 0,877 21 1:23 11,0 1,15 39,94 43,31 2 0,150 0,827 22 1:07 12,0 1,18 40,57 40,94 0 0,134 0,817 23 2:21 9,7 1,17 43,5 44,41 0 0,151 0,722 24 2:02 9,8 1,02 43,86 43,25 0 0,152 0,724 25 1:45 9,6 0,89 31,56 44,78 0 0,260 0,508 26 1:01 10,0 1,15 44,24 34,1 0 0,140 0,722 27 1:15 10,8 1,18 37,57 44,23 0 0,136 0,760 28 2:02 10,5 0,88 30,91 39,48 0 0,144 0,733 32 5:04 12,2 0,50 43,42 39,2 0 0,178 0,852 33 1:43 9,3 1,11 41,05 40,83 0 0,133 0,816 34 2:25 10,8 1,06 37,12 38,65 0 0,129 0,752 35 3:36 10,5 0,92 38,43 39,52 0 0,133 0,762 36 1:45 10,1 1,18 41,99 40,65 10 0,147 0,839 37 2:01 9,8 1,27 39,64 1 0,134 0,869 38 2:18 12,6 0,61 42,85 42 2 0,172 0,798 39 2:17 12,6 0,53 40,15 38,36 0 0,150 0,563 40 7:50 12,4 0,00 34,21 50,71 8 0,477 0,851 41 7:54 12,6 0,20 44,33 45,12 0 0,262 0,710 42 2:59 9,9 0,91 43,15 43,47 1 0,144 0,801 43 3:11 9,6 1,03 45,27 40,85 0 0,141 0,508 44 3:30 9,6 0,29 43,64 43,57 8 0,211 0,833

Poi

nts

appr

ovis

ionn

és p

ar le

rés

ervo

ir

47 00:45 11,6 1,28 42,99 42,3 0 0,135 0,790 1. Les temps de séjour ont été évalués à l’aide du modèle de prédiction de la qualité. 2. Les valeurs de température et de chlore résiduel présentées constituent des moyennes entre 14 :00 et 17 :00, une période stable du patron de chloration du 25 mai 2007, la journée d’échantillonnage. 3. Les THM présentés sont les THM4 (Trichlorométhane, Bromodichloroméhane, Dibromochlorométhane, Tribromométhane).

92

Tableau A.3. Résultats moyens obtenus aux points d’échantillonnages desservis par un mélange des eaux du réservoir et de l’UTE lors de la campagne d’échantillonnage du 25 mai 2007

Tps de séjour simulé

(hr:min)1

T (ºC)2

Cl moy2

(mg/L) AHA (ppb)THM

(ug/L)3 BHAA(ufc/ml) Turbidité (UNT)Absorbance (240

nm)

17 8,11 11,7 0.55 22,28 25,07 0 0,165 0,818

31 10,11 10,2 0.26 28,36 32,34 0 0,199 0,723

45 12,39 10,6 0.06 31,2 35,6 9 0,285 0,775

Zon

e "m

ixte

"

46 14,13 11,0 0.1 26,65 34,21 3 0,348 0,822 1. Les temps de séjour ont été évalués à l’aide du modèle de prédiction de la qualité. 2. Les valeurs de température et de chlore résiduel présentées constituent des moyennes entre 14 :00 et 17 :00, une période stable du patron de chloration du 25 mai 2007, la journée d’échantillonnage. 3. Les THM présentés sont les THM4 (Trichlorométhane, Bromodichloroméhane, Dibromochlorométhane, Tribromométhane).

93

Annexe B Résultats du programme d’échantillonnage pour l’évaluation

de la variation saisonnière des différents paramètres de la qualité de l’eau potable

Cette annexe contient les résultats obtenus lors du programme d’échantillonnage s’étant étendue

sur une période de cinq mois (juin 2007 - novembre 2007). L’objectif de ce programme était

d’évaluer la variation saisonnière des différents paramètres de la qualité de l’eau potable. La

localisation des 13 points échantillonnés pour chaque campagne sont représentés à la figure A.1.

Il est à noter que la localisation des points d’échantillonnage avait également été présentée au

chapitre 8 du mémoire. Par contre, afin de faciliter la lecture, la numérotation des points

d’échantillonnage était différente de celle présentée à la figure A.1.

Figure B.1. Comparaison du patron de consommation de la campagne du 25 mai 2007 et des patrons de consommation pour les campagnes ayant été réalisées en juillet et en août

2007.

0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

1,20

1,40

1,60

1:00

3:00

5:00

7:00

9:00

11:0

013

:00

15:0

017

:00

19:0

021

:00

23:0

0

Temps (h)

Ta

ux

de

co

ns

om

ma

tio

n

4 juil T:18.27

18 juil. T:18.75

8 août T:19,61

15 aout T:19

8 aout T:18.61

25mai T:18.27

94

Figure B.2. Comparaison du patron de consommation de la campagne du 25 mai 2007 et des patrons de consommation pour les campagnes ayant été réalisées en septembre, octobre

et novembre 2007.

0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

1,20

1,40

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23Temps (h)

Ta

ux

de

co

ns

om

ma

tio

n

9sept. T:17.82

10 oct. T:14.31

14 nov. T:9.62

28 nov. T:7.42

25mai T:18.27

95

Tableau B.1. Variations saisonnières des concentrations en chlore résiduel (mg/L)

2007-07-04 2007-07-18 2007-08-08 2007-08-15 2007-08-31 2007-09-12 2007-10-10 2007-11-14 2007-11-28

1 0,20 0,35 0,38 1,10 0,62 0,81 0,58 1,05 1,15 5 0,54 0,54 0,71 1,59 0,80 1,06 0,89 1,21 1,34 13 0,67 0,74 0,86 1,73 0,93 1,15 0,93 1,37 1,39 17 0,25 0,17 0,33 1,87 0,55 0,72 0,46 0,94 0,52 20 0,83 1,03 0,97 1,39 1,32 1,24 1,04 1,11 1,15 28 0,51 0,65 0,59 0,98 0,94 0,95 0,98 1,03 1,05 29 0,58 0,50 0,72 1,52 0,79 1,01 1,12 1,19 1,09 36 0,71 0,79 0,31 0,72 1,11 1,21 0,98 1,17 1,10 38 0,92 1,00 0,83 1,19 0,97 1,10 0,98 0,92 1,05 39 0,76 0,76 1,17 1,16 0,95 1,02 0,81 1,10 1,03 44 0,03 0,01 0,13 0,12 0,45 0,10 0,64 0,18 0,65 47 0,01 0,00 0,07 0,04 0,29 0,01 0,02 0,00 0,37

CV284 0,80 1,09 1,02 1,49 1,30 1,12 1,10 1,15 1,16

96

Tableau B.2. Variations saisonnières de la température (ºC)

2007-07-04 2007-07-18 2007-08-08 2007-08-15 2007-08-31 2007-09-12 2007-10-10 2007-11-14 2007-11-28

1 21 18 19,5 19 19,2 17,5 14 9 10,5 5 20 19 21 20 19 18,8 13 13 12 13 23 19 20,4 20 17,2 18,2 13 7,5 7 17 22 18 20 19,5 19 17 13,5 10 14 20 18 19,5 19,5 19 18,5 18 14 7 5 28 16 18 19 19 18 17 14 9,5 6,5 29 18 19 20,5 20 19 18 14 10 7 36 18 19 19,5 18,5 19 18,1 16,5 7 6 38 18 19,75 18 19 19 18,0 15,0 12,0 4,0 39 18 19,5 20 18 19 18 15 9,5 8 44 11 18,5 18,5 18 18 18,0 15,5 11,0 8,0 46 16 18 18 17 18 18 16,5 14 6

47 18,5 18,5 21 20 19 17 12 5,5 2,5

97

Tableau B.3. Variations saisonnières des concentrations en THM4 (µg/L)

2007-07-04 2007-07-18 2007-08-08 2007-08-15 2007-08-31 2007-09-12 2007-10-10 2007-11-14 2007-11-28

1 22,65 32,84 39,15 38,01 41,01 38,14 23,85 20,57 25,42 5 23,43 30,02 37,03 34,77 39,36 31,76 21,8 18,16 17,95 13 20,57 29,22 33,4 32,44 34,81 28,88 17,6 15,36 18,40 17 25,86 33,29 38,5 42,93 46,07 40,47 26,64 24,56 83,26 20 44,09 47,075 59,73 67,36 79,78 66,46 43,08 37,13 29,62 28 36,94 43,65 49,81 59,68 68,2 56,85 44,5 38,85 28,71 29 24,65 36,45 36,55 41,77 34,9 42,62 19,88 26,57 36 45,87 51,13 61,56 71,27 83,29 67,43 46 39,47 26,29 38 44,58 49,57 67,02 64,33 83,27 67,0 42,9 39,14 30,66 39 43,79 61,88 62,83 82,57 66,56 43,59 33,35 31,27 44 32,83 40,43 63,71 65,5 91,05 71,7 49,8 48,60 33,70 46 27,35 36,88 64,19 55,7 83,4 48,34 49,31 33,85 37,51

47 40,55 47,7 66,09 67,06 84,98 63,66 42,54 38,08 30,06

98

Tableau B.4. Variations saisonnières des valeurs d’absorbance (à 240 ηm)

2007-07-04 2007-07-18 2007-08-08 2007-08-15 2007-08-31 2007-09-12 2007-10-10 2007-11-14 2007-11-28

1 0,13 0,14 0,17 0,16 0,15 0,117 0,121 0,151 0,156 5 0,12 0,13 0,20 0,15 0,15 0,112 0,114 0,147 0,145 13 0,12 0,13 0,16 0,16 0,15 0,112 0,112 0,146 0,135 17 0,13 0,14 0,34 0,16 0,15 0,12 0,126 0,153 0,267 20 0,11 0,12 0,13 0,14 0,14 0,109 0,109 0,127 0,133 28 0,14 0,13 0,18 0,14 0,41 0,112 0,116 0,132 0,437 29 0,12 0,12 0,16 0,15 0,15 0,11 0,113 0,152 0,135 36 0,18 0,15 0,15 0,15 0,14 0,115 0,111 0,128 0,132 38 0,11 0,12 0,14 0,14 0,14 0,114 0,109 0,128 0,135 39 0,12 0,12 0,14 0,14 0,14 0,112 0,111 0,133 0,135 44 0,14 0,16 0,24 0,16 0,15 0,165 0,124 0,161 0,162 46 0,14 0,16 0,21 0,16 0,17 0,164 0,145 0,192 0,191

47 0,12 0,11 0,13 0,14 0,14 0,114 0,107 0,128 0,405

99

Tableau B.5. Variations saisonnières des valeurs de turbidité (UNT)

2007-07-04 2007-07-18 2007-08-08 2007-08-15 2007-08-31 2007-09-12 2007-10-10 2007-11-14 2007-11-28

1 0,385 0,242 0,867 0,275 0,292 0,309 0,373 0,418 0,37 5 0,362 0,233 1,700 0,267 0,260 0,357 0,307 0,389 0,398 13 0,355 0,267 0,567 0,300 0,286 0,338 0,277 0,444 0,345 17 0,434 0,244 5,780 0,319 0,329 0,36 0,345 0,440 0,324 20 0,330 0,268 0,262 0,242 0,25 0,242 0,287 0,355 0,382 28 0,580 0,309 0,340 0,269 4,080 0,287 0,348 0,317 0,151 29 0,308 0,203 0,522 0,260 0,253 0,299 0,333 0,422 0,455 36 2,200 0,409 0,548 0,300 0,274 0,25 0,266 0,313 0,431 38 0,353 0,263 0,464 0,256 0,237 0,275 0,263 0,293 0,441 39 0,353 0,281 0,365 0,264 0,248 0,25 0,294 0,327 0,4 44 0,445 0,306 1,660 0,303 0,296 0,469 0,291 0,355 0,444 46 0,424 0,297 1,080 0,311 0,375 0,573 0,416 0,428 0,504

47 0,340 0,274 0,292 0,240 0,214 0,249 0,30 0,438 0,131

Tableau B.6. Variations saisonnières de la conductivité et du Ph mesurés aux entrées principales du réseau

2007-07-04 2007-07-18 2007-08-08 2007-08-15 2007-08-31 2007-09-12 2007-10-10 2007-11-14 2007-11-28

13 212 149 210 207 184 197 186 170 189 Conductivité (S.m-1) 47 209 178 214 205 187,30 192,00 184,00 143,00 169,00

13 7,67 7,66 7,71 7,72 7,73 7,74 7,66 7,63 7,77 Ph 47 7,69 7,65 7,76 7,82 7,77 7,79 7,57 7,69

100

Annexe C. Répartition de la consommation aux nœuds du modèle

Tableau C.1. Point d’échantillonnage et nœud correspondant dans le modèle

Point d'échantillonnage Nœud modèle

Point d'échantillonnage

Nœud modèle

1 H-8258Q 25 J-9287Q

2 J-8219Q 26 J-9236Q

3 J-8169Q 27 J-8024Q

4 J-8209Q 28 J-8687Q

5 G-8162Q 29 J-8061Q

6 J-8206Q 30 J-9174Q

7 J-321 31 J-8692Q

8 J-406 32 J-8347Q

9 J-483 33 J-8090Q

10 J-269 34 J-9110Q

11 J-8105Q 35 J-8961Q

12 J-8112Q 36 H-7992Q

13 J-8042Q 37 J-7981Q

14 J-8283Q 38 J-8404Q

15 J-8277Q 39 J-8434Q

16 J-8679Q 40 J-8439Q

17 J-8316Q 41 J-9003Q

18 J-8313Q 42 J-8010Q

19 J-7916Q 43 J-9048Q

20 J-50 44 J-8359Q

21 J-116 45 J-9069Q

22 J-499 46 J-9066Q

23 J-9273Q 47 J-8385Q

24 J-8286Q

101

Tableau C.2. Consommateurs majeurs à Limoilou (ICI)

Description Consommation

(m³/h) Nom de l'édifice No.

Point1 Nœud

modèle INDUSTRIE DE LA CHAUSSURE 0,12 1 J-7965Q INDUSTRIE DE PATES ET DE PAPIERS 189,98 DAISHOWA 2 J-7916Q BUANDERIE ET NETTOYAGE A SEC (LIBRE-SERVICE). 0,25 3 J-8090Q BUANDERIE, TEINTURERIE, NETTOYAGE A SEC. 2,41 4 J-8001Q SERVICE D'HOPITAL 51,89 HOPITAL L'ENFANT-JESUS 5 J-8090Q ENTREPOSAGE EN GENERAL 0,25 6 J-7996Q AUTRES INDUSTRIES DU PAPIER 67,49 GLASINE 7 J-8427Q HÔTEL OU HÔTEL-MOTEL 1,85 DAYS INN QUEBEC LE VOYAGEUR 8 J-9011Q INCINERATEUR 76,55 INCINERATEUR 9 J-8427Q USINE DE TRAITEMENT DES EAUX USEES (EPURATION) 6,08 USINE D'EPURATION EST 10 J-476 INDUSTRIE DU LAIT DE CONSOMMATION 28,60 11 J-8678Q

SERVICE D'HOPITAL 23,03 HOPITAL SAINT-FRANCOIS D'ASSISES 12 J-8057Q

GARAGE D'AUTOBUS ET EQUIPEMENT D'ENTRETIEN 0,35 AUTOCAR DUPONT 13 J-7969Q STATION-SERVICE (SAUF LIBRE-SERVICE) 0,21 EKO 14 J-8027Q DEPANNEUR AVEC LIBRE-SERVICE: PRODUITS PETROLIERS. 2,99 DEPANNEUR DU COIN (ULTRAMAR) 15 J-8133Q RESTAURANT OFFRANT DES REPAS RAPIDES (FAST FOOD) 0,31 PFK 16 J-8133Q

SERVICE DE LAVAGE D'AUTOMOBILES 0,07 17 J-297 1. Selon la numérotation présenté au tableau C1

102

Tableau C.3. Bilan des débits moyen pour la journée du 25 Mai 2007

m3/jour Somme Q lim+B-V (m3/jour)

C.V 174 (P122)-DEBIT 4212,828152

C.V 284 (P107)-DEBIT (CV) 34772,77252

C.V 350 (P116)-DEBIT 3422,831693 59620,5858 B

asse

-Vill

e

C.V 324 (P114)-DEBIT 3684,297558

C.V 252 (P258)-DEBIT_HAMEL 2503,028851 57106,57015

Ham

el

C.V 258 (P261)-DEBIT 11024,82706

UTEQUEBEC.VN02-DEBIT 2266,000151

Van

ier

UTEQUEBEC.VN03-DEBIT 248,0155383 2514,01569

ICI (m3/jour) Qres(m3/Jour) Population Somme population Limoilou 10858,97007 46 556

Basse-Ville 5219,668763 41027,93131 24 605 71 161

Qpercapita (L/p*jour)= 576,55 Qresidentiel = Qlim+B-V - ICI(lim et B-V) Q per capita = Qres/Pop(lim et B-V) Q entrant à limoilou=Poplim*Qpercap/(24*1000)+ICIlim/(24*1000)=1570,87 m3/heure Q entrant B-V =PopB-V*Qpercap/(24*1000)+ICIlim/(24*1000)=808,57 m3/heure

103

Tableau C.4. Répartition des débits aux entrées selon les débitmètres

No chambre de vannes Intersection Répartition aux entrées

(m3/hr) P107 (comprend B-V) Sortie du réservoir 1448,87

P258 Hamel (entrée 1 a) 104,29 P261 Hamel (entrée 1 b) 459,37

Somme Hamel 563,66

Somme entrant Limoilou par l’entrée 1 458,91

Tableau C.5. Répartition des débits aux entrées du modèle

Entrée du modèle1 Débit (m3/hr) 2 (R1) -189,61

3 (R2) 843,03

1b (R4) 520,49

4 (R5) 17,70

∑-1570,83 1. Les entrées sont localisées à la figure A.1.

Tableau C.6. Comparaison des débits mesurés aux débitmètres et aux entrées du modèle

modèle (m3/hr) Qmètres Différence CV 1001,65 1448,87 447,22

Hamel(sans Vanier) 545,28 458,91 86,37

104

Annexe D. Évaluation expérimentale des coefficients de la dégradation

du chlore résiduel

Tableau D.1. Concentrations de chlore résiduel obtenues lors du test de la bouteille pour l’évaluation des Kb

2007-11-14 2007-11-28

tps (min) ln(Co/Ct) tps (min) ln(Co/Ct) 0 0

80 0,1 72 180 0,16 120 240 0,10 180 0,04 480 0,18 240 0,14

1140 0,52 480 0,29 2880 0,72 1440 0,88

En

trée

3 (

po

int

20)

2880 1,49 0 0

42 57 120 0,10 120 0,05 180 0,11 180 0,11 240 0,17 240 0,14 300 0,39 480 0,27

1440 1,06 1440 0,95

E

ntr

ée 1

(p

oin

t 13

)

2880 0,37 0 0

76 0,10 107 0,03 60 0,23 180 0,09 120 0,32 240 0,11 180 0,46 480 0,07 240 0,71 540 0,15

1440 1,60 1450 1,25

UT

E

2880 2,26 2860 2,80

105

Tableau D.2. Kb obtenus expérimentalement1

Kb(1/min) Kb(1/hr)

14-nov 28-nov moy moy Entrée 3 pt 20

(réservoir) 0,0005 0,0003 0,0004 0,024

Entrée 1 Kb 13 0,0007 0,0007 0,0007 0,042

kb UTE 0,0007 0,001 0,00085 0,051 1. Le Kb est équivalent à la pente de ln(Co/Ct) en fonction du temps

Tableau D.3. Concentrations de chlore résiduel obtenues lors de l’évaluation des Ktotal

Tem

ps

séjo

ur

moy

(m

in)

Moy

enne

chl

ore

14 n

ov

Heu

re

d'éc

hant

illo

nnag

e

Tem

péra

ture

Moy

enne

chl

ore

28 n

ov

Heu

re

d'éc

hant

illo

nnag

e

Tem

péra

ture

Moy

enne

chl

ore

25 m

ai

CV 45 1,15 08:53 5,5 1,16 0,39 2,5 1,28

20 (C0) 51 1,11 07:40 7 1,15 0,34 5 1,15

36 105 11:45 7 1,10 0,49 6 1,18

28 122 1,03 10:57 9,5 1,05 0,46 6,5 0,88

39 139 12:08 9,5 1,03 0,50 8 0,53

Rés

ervo

ir

38 137 0,92 10:03 12,0 0,42 4,0 0,61

UTE 45 1,39 07:36 17,00 1,31 0,32 6,00

Ultramar (Chauveau) 300 0,64 08:00 9,00 1,02 0,34 8,00

YWCA(Holland) 480 09:12 12,00 0,71 0,41 6,00

Q

uéb

ec

Mc-Do (côte du palais) 840 09:23 0,40 4,00

107

Tableau D.4. Données nécessaires à l’évaluation des Ktotaux

2008-11-14 2008-11-28 2008-05-25

Tps de séjour moyen

Tps selon Po ln(Co/Ct) ln(Co/Ct) ln(Co/Ct)

CV 45

20 (C0) 51

36 105 54 0,049 -0,026

28 122 71 0,075 0,091 0,268

39 139 88 0,115 0,775

Rés

ervo

ir

38 137 86 0,188 0,642

UTE (Bouteille) 45

Ultramar (Chauveau) 300 255 0,776 0,250

YWCA (Holland) 480 435 0,620

Q

uéb

ec

Mc-Do (côte du palais) 840 795 N.B. Le KT est équivalent à la pente de ln(Co/Ct) en fonction du temps selon le P0

Tableau D.5. Kt obtenus expérimentalement

Kt (1/h)

2008-11-14 2008-11-28 2008-05-25 Réservoir 0,45 0,12 1,38

Québec 0,18 0,13

Annexe E. Calcul des coefficients de Hazen-Williams théoriques Cette annexe contient les calculs des coefficients de Hazen-Williams théoriques suite aux essais de bornes fontaines réalisées par la

ville sur De la Ronde, entre la 24 ième rue et Antoine-Silvy. Le responsable des opérations était monsieur Christian Tremblay,

ingénieur à la Ville de Québec. Les essais ont eu lieu le 6 septembre 2007 de 9 :30 à 10 :20.

Tableau E.1. Manipulation des vannes

De fondville 1 De fondville 2 Desroches 1 Desroches 2 23 ième rue De la Ronde 18ième rue

O O O O O O O

F F F F F F F

F F F F F F F

O O O O O O O

Tableau E.2. Mesures

No BI Statut * Élévation (m)

Pression statique

(psi)

Différencestatitique

(psi)

Pression dynamique

(psi)

Différencedynamique

(psi)

Perte de charge hf

(psi)

Débit Q

(Gal/min)

Type de conduite

Diamètre conduite

(m)

Longueurconduite

(m)

C mesuré

8187 M 7,9 72 61 650

-2 -11 9 F.G. 1995

0,213 154,00 48

8185 M 12,2 70 50 650

-5,5 -12 6,5 F.G. 1920

0,213 87,00 42

8182 M 13,1 64,5 38 650

109

-0,5 -5,7 5,2 F.G. 1945

0,213 171,00 69

8180 M 13,4 64 32,3 650

-3 -16,3 13,3 F.G. 1945

0,213 147,00 38

8178 P 13,7 61 16 650

* M = Manomètre P = Pitot

Tableau E.3. Coefficients de Hazen-Williams théoriques sur le tronçon 2 Tronçon 2: Entre les BI no 8185 et 8182

Année cible = 1920

Diamètre cible= 8 po

100 ans = 1907 60 ans

=1947 Valeurs cibles

Diam. (po)

CHW Diam. CHW Année Diam. (po)

CHW

6 49 6 58 1907 8 51,7 12 57 12 66 1947 8 60,7

Att

aqu

e ap

pré

ciab

le

8 51,7 8 60,7 1920 8 54,6

100 ans = 1907 60 ans

=1947 Valeurs cibles

Diam. (po)

CHW Diam. CHW Année Diam. (po)

CHW

6 30 6 39 1907 8 32,7 12 39 12 48 1947 8 41,7 A

ttaq

ue

sévè

re

8 32,7 8 41,7 1920 8 35,6

Tableau E.4. Coefficients de Hazen-Williams théoriques sur les tronçon 3 et 4

Tronçons 3 et 4: Entre les BI no 8182 et 8178 Année cible = 1945

Diamètre cible = 8 po

100 ans = 1907 60 ans = 1947 Valeurs cibles

Diam. (po)

CHW Diam. (po)

CHW AnnéeDiam. (po)

CHW

6 70 6 79 1907 8 72,7 12 78 12 85 1947 8 81,7

Att

aqu

e m

édér

ée

8 72,7 8 81,7 1945 8 81,2


Diam. (po)

CHW Diam. (po)


CHW

6 49 6 58 1907 8 51,7 12 57 12 66 1947 8 60,7

Att

aqu

e ap

pré

ciab

le

8 51,7 8 60,7 1945 8 60,2


Diam. (po)

CHW Diam. (po)


CHW

6 30 6 39 1907 8 32,7 12 39 12 48 1947 8 41,7

Att

aqu

e sé

vère

8 32,7 8 41,7 1945 8 41,2

111

Tableau E.5. Coefficients de Hazen-Williams pour différents types de matériaux

112

Annexe F. Traceur utilisé lors de l’étude au traceur réalisé le 25 mai 2007

Figure F.1. Fiche technique

114

Figure F.2. Rapport d’analyse

stratÉgies hydrauliques pour amÉliorer la qualitÉ …

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