Sources de contamination dans les sédiments des bassins de rétention et influence du type de précipitations sur la taille de la charge polluante

Dec 11, 2023

Rapports scientifiques volume 13, Numéro d'article : 8884 (2023) Citer cet article

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La densification des villes et de la population urbaine contribue à l'augmentation du ruissellement et des solides en suspension et à l'altération du cycle de l'eau en milieu urbain. De nos jours, l'infrastructure bleue-verte est promue pour augmenter la résilience d'une ville aux inondations ; cependant, les systèmes de drainage des eaux pluviales, soutenus par des réservoirs de rétention, sont toujours importants pour protéger les zones urbaines contre les inondations. L'accumulation de sédiments dans les infrastructures des eaux pluviales est liée à un problème de polluants tels que les métaux lourds, les nutriments, etc. Il s'agit de la première étude axée sur l'analyse des isotopes stables du carbone et de l'azote dans les sédiments de fond collectés dans les bassins de rétention municipaux afin de vérifier l'origine des polluants déposés immédiatement après les inondations pluviales. La recherche a en outre été prolongée par des analyses de la qualité de l'eau immédiatement après trois types de temps : une période sèche, des précipitations typiques (< 30 mm) et des pluies torrentielles (2 événements avec des précipitations quotidiennes supérieures à 30 mm qui ont provoqué des inondations pluviales de la zone urbaine). Les analyses des sédiments ont indiqué que la principale source de carbone et d'azote au fond des bassins de rétention avait été apportée par les eaux de ruissellement pluviales de la zone urbaine. Les engrais azotés organiques semblaient être la principale source d'azote, tandis que les sources de carbone organique étaient mixtes : plantes terrestres C3, bois et huile. De plus, il a été constaté que les pluies torrentielles provoquaient une multiplication par 23 de la concentration de N-NO3, une multiplication par sept de la concentration de P-PO4 et une multiplication par cinq de la concentration de matière organique, par rapport aux précipitations typiques.

L'urbanisation contribue à augmenter la quantité de matières en suspension qui se déversent dans les eaux. Le résultat est un apport supplémentaire de nutriments, de matières organiques, de pesticides et d'autres polluants qui provoque la dégradation des systèmes d'eau douce dans le monde entier. L'afflux de solides en suspension contribue également à augmenter la turbidité, réduit la pénétration de la lumière dans les couches plus profondes des cours d'eau et des réservoirs, ainsi qu'affecte la morphologie des canaux et des infrastructures hydrauliques. Selon Walling et Collins1, le transport des nutriments avec les sédiments et la contamination par suspension sont les plus grandes menaces pour l'eau douce, car c'est un vecteur d'autres polluants (métaux lourds, microplastiques, produits pharmaceutiques). De plus, la plupart des scénarios de changement climatique prédisent une augmentation irréversible de l'érosion des sols, accompagnée d'un changement significatif du régime des précipitations2.

Les solutions qui protègent les zones urbaines contre les inondations se divisent en rétention et en infiltration et sont appelées Green Infrastructure3. De nos jours, le moyen le plus efficace de gestion des eaux pluviales et de protection des villes contre les inondations pluviales est une protection à plusieurs niveaux. Le premier niveau est une stratégie d'infrastructures bleues et vertes (comme les jardins de pluie, les toits verts, etc.), contribuant à limiter le ruissellement et l'éventuelle accumulation d'eau dans le bassin versant pour faciliter l'infiltration ou la réutilisation des eaux pluviales au lieu d'origine. Selon cette conception, les bacs de rétention représentent le deuxième niveau de protection. En plus de la protection contre les crues en cas de pluies torrentielles de courte durée, ils permettent de fournir une source d'eau alternative pour améliorer la fiabilité et la sécurité de l'approvisionnement en eau (y compris les procédés de traitement)4,5, et servent de zones de loisirs ; ainsi, ils peuvent fournir divers services écosystémiques, en fonction de leur taille, de leur emplacement et des besoins de la société.

Une limitation clé des bassins de rétention, en ce qui concerne la protection contre les inondations, est le fait qu'ils ont un effet assez limité sur les débits de pointe lors de pluies prolongées. Cette limitation se produit lorsque les réservoirs se remplissent complètement pendant les précipitations et ne prennent pas le relais lors de nouvelles précipitations. Dans de telles occasions, ils deviennent en outre sujets aux défaillances, entraînant un écoulement incontrôlé des eaux de crue. Les analyses hydrologiques, visant principalement le calcul de la capacité de rétention des réservoirs et le contrôle du remplissage, ont déjà été largement décrites dans la littérature. Ces travaux s'appuyaient soit sur des modèles SWMM unidimensionnels6,7,8 et CADDIES bidimensionnels9, soit sur un modèle SWAT plus étendu10, qui ont déjà donné des résultats satisfaisants dans la prévision des menaces11,12. La plupart des recherches portant sur les réservoirs ne portent cependant que sur la rétention d'eau, oubliant les polluants transportés par les eaux de pluie. L'eau entrante contient des solides en suspension qui sont vecteurs, entre autres, de métaux lourds, de composés phosphorés et de HAP, qui coulent au fond des réservoirs, provoquant l'accumulation de solides13,14. De nombreux processus ont lieu à la limite des eaux sédimentaires, y compris la sédimentation, la remise en suspension et le dépôt des sédiments de fond, qui ont été discutés en détail par Lu et al.15 et Nawrot et al.16. Plusieurs études ont fait référence à des analyses des sédiments et/ou de la qualité de l'eau des cours d'eau urbains et des réservoirs de rétention16,17,18,19. Bien que le processus dominant soit la sédimentation (dans des conditions d'écoulement normales), même si les polluants déposés dans les sédiments peuvent présenter un risque de recontamination lors de la remise en suspension, par exemple lors d'épisodes d'inondation20,21. Chacun de ces aspects a été décrit séparément ; cependant, des études approfondies couvrant tous les aspects ci-dessus font défaut. Amundson et al.22 ont remarqué que les changements dans l'utilisation des terres et l'anthropopression contribuent à une augmentation des processus d'érosion, et donc à une augmentation des charges de solides en suspension. La recherche de méthodes pour vérifier la source des contaminants accumulés dans les sédiments de fond a été effectuée à l'aide de plusieurs méthodes d'empreintes sédimentaires. Pendant de nombreuses années, les méthodes liées à la recherche géochimique ou à la recherche sur les retombées radionucléides – et même une combinaison des deux – ont été largement utilisées. Cependant, ces méthodes manquent de référence à la zone analysée. En revanche, l'analyse isotopique est un outil utile et précis, qui indique l'origine des éléments sélectionnés. Dans l'analyse isotopique, les valeurs caractéristiques se réfèrent aux plantes C3 et C4 (ce sont des groupes de plantes dépendant du déroulement de la photosynthèse) ainsi qu'aux sols locaux. Les valeurs proches de celles caractéristiques indiquent précisément l'origine élémentaire.

L'objectif principal de notre étude était d'analyser les isotopes stables de l'azote et du carbone déposés dans les sédiments de fond des bassins de rétention et de suivre l'origine de l'azote et des matières organiques rassemblées dans les sédiments. Un autre objectif était de rechercher l'impact des pluies torrentielles entraînant des inondations pluviales, en tant que source potentielle des charges polluantes les plus importantes, sur la qualité de l'eau et le volume des polluants (N-NO2, N-NO3, N-NH4, P-PO4, Ptot, DCO et MES) transportés vers la mer. L'étude a porté sur deux années (2016-2017), au cours desquelles deux épisodes de pluies torrentielles se sont produits durant les saisons estivales (juillet 2016 et juillet 2017).

Les sources de pollution dans un bassin versant urbain sont similaires dans de nombreux endroits, mais la quantité et la proportion de polluants peuvent varier. Les résultats de notre étude contribuent à la compréhension du rôle des bassins de rétention en ville, non seulement dans la prévention des inondations mais aussi en termes de piégeage et d'évacuation des polluants. Les échantillons ont été prélevés sur le ruisseau Oliwski à Gdańsk, dans le nord de la Pologne. Le cours d'eau se déverse directement dans la mer Baltique. C'est l'un des plus longs cours d'eau de la ville, avec jusqu'à 13 réservoirs de protection contre les inondations.

Deux types d'échantillons ont été prélevés au cours de cette étude : des échantillons de sédiments de fond et des échantillons d'eau. Des échantillons de sédiments de quatre bassins de rétention ont été prélevés comme marqueur et pour obtenir des informations sur les sources de pollution d'une longue période de sédimentation. Au cours des saisons estivales 2016 et 2017, deux pluies torrentielles se sont produites dans le bassin versant analysé. De tels événements de fortes précipitations n'avaient pas été notés dans cette zone au cours des 100 dernières années d'observations météorologiques. L'épisode pluvieux de 2016 a été classé comme une pluie de 600 ans. Par conséquent, les données sur la qualité de l'eau du cours d'eau ont été divisées en trois ensembles : la période sans précipitations (temps sec), après des précipitations normales (temps humide) et après des pluies torrénatives. La pollution de l'eau d'un cours d'eau urbain s'écoulant vers la mer a été comparée à ces deux épisodes de crue pluviale, pour des situations se produisant par temps sec (précipitations inférieures à 5 mm) ainsi que pour des précipitations comprises entre 5 et 30 mm.

Le troisième ensemble de données est étayé par des informations sur la hauteur, la durée et l'intensité des précipitations provenant d'une station d'observation locale et des données sur le niveau d'eau dans les réservoirs de rétention du ruisseau Oliwski. Sur la base des mesures, le modèle HCMS a été conçu pour calculer le débit d'eau, qui a été utilisé pour déterminer les charges polluantes rejetées par le ruisseau Oliwski dans la mer.

Gdańsk est une ville d'une superficie de plus de 260 km2, avec une population de 464 000 personnes en 2017 et de 471 000 personnes en 2020. Les eaux pluviales de la ville s'écoulent vers la mer Baltique par un système de drainage urbain ou via des cours d'eau. L'un des cours d'eau collectant les eaux pluviales et se jetant directement dans le golfe de Gdańsk est le ruisseau Oliwski, dont le bassin versant est égal à 28,92 km2 (près de 43% urbanisé) et sa longueur est de près de 10 km. Le long du ruisseau, 13 bassins de rétention ont été construits, occupant une superficie de 13,5 hectares et recueillant plus de 70 000 m3 d'eau (Fig. 1).

Carte avec l'emplacement des points d'échantillonnage le long du ruisseau Oliwski. Les chiffres rouges 1 à 6 indiquent les points de prélèvement d'eau. Les chiffres rouges RT8, RT5, RT3 et RT1 indiquent les points de prélèvement des sédiments (RT = bassin de rétention). La carte a été dessinée dans AutoCad sur la base de Google Maps.

Le bassin d'Oliwski est un chenal typique bien délimité, constitué d'un réseau de diverses carrières, formant des cours d'eau pérennes. Depuis le milieu du XVe siècle, l'énergie des cours d'eau a été utilisée comme ressource pour un certain nombre de moulins à eau ainsi que des réservoirs. À l'heure actuelle, ces ouvrages hydrauliques sont considérés comme des objets historiques et les réservoirs sont utilisés comme stockage de contrôle des crues. En général, les déversements des réservoirs ne sont pas contrôlés contre les inondations. Par conséquent, suite à une situation d'inondation, les réservoirs ont peu d'impact sur l'atténuation des surtensions et le retardement du débit de pointe. La capacité de stockage des réservoirs a été réduite par le dépôt de sédiments et la répartition de la végétation.

La figure 2 présente la bathymétrie de quatre bassins de rétention analysés. Ces quatre RT ont été sélectionnés en raison de leur localisation dans la partie urbanisée du bassin versant. La profondeur des réservoirs analysés ne dépasse pas 2,0 m. RT 8 (nommé Spacerowa) est le réservoir le moins profond ; sur la majeure partie de sa surface, la profondeur est d'environ 1,0 m. Il est situé derrière le bassin versant forestier, tout près d'une rue passante. La surface de la RT8 est de 10 800 m2 et le volume est de 5 040 m3. La RT 5 (nommée Grunwaldzka) est située derrière le parc de la ville, dans la rue principale de Gdańsk. Il est légèrement plus profond que le réservoir RT8. La surface du RT5 est de 16 900 m2 et le volume est de 8 450 m3. La RT3 (nommée Chlopska) est située entre des quartiers résidentiels, également proches de la route, mais avec moins de circulation. C'est le réservoir le plus profond; la majeure partie de la surface du réservoir a une profondeur supérieure à 1 m. La superficie du RT3 est de 12 000 m2 et le volume est de 6 000 m3. Le dernier RT1 (appelé Jelitkowska), est situé le plus près de l'embouchure du ruisseau vers la mer, dans la partie touristique de la ville, près de la plage, à côté d'une route beaucoup moins fréquentée. Ce réservoir a une grande île avec de la végétation, qui est l'habitat des oiseaux. La majeure partie a plus de 1,0 m de profondeur. La surface du RT1 est de 10 100 m2 et le volume est de 5 050 m3.

Cartes bathymétriques des réservoirs de rétention sélectionnés avec points d'échantillonnage (a) RT 8, (b) RT 5, (c) RT 3, (d) RT 123. La carte a été dessinée dans OpenStreetMap sur la base de google maps.

Échantillonnage

Sédiments de fond

Des échantillons de sédiments ont été prélevés en 8 points à partir de 4 bacs de rétention (RT), un à l'entrée et un à la sortie de chaque bassin. Huit points de prélèvement étaient situés sur quatre bacs de rétention (RT1, RT3, RT5 et RT8), deux points de prélèvement sur chaque RT (Fig. 1).

Des échantillons de carottes de sédiments de fond ont été prélevés au cours de l'été 2017, à l'aide d'une carotteuse constituée d'une sonde en verre acrylique martelée en des points sélectionnés du fond des réservoirs. Avant de retirer la sonde avec les sédiments, l'accès à l'air a été coupé pour protéger les couches de sédiments du déplacement. La sonde a ensuite été placée sur un trépied spécial qui a été utilisé pour éjecter les sédiments du fond résultant de l'abaissement progressif et de l'éjection du contenu à travers une broche interne spéciale. Cette méthode d'échantillonnage a permis de diviser l'échantillon en couches de 5 cm d'épaisseur. La profondeur de la carotte extraite dépendait de la quantité de sédiments de fond déposés. Des carottes d'une profondeur de 0,60 m ont été extraites de la RT1 des deux points (IN et OUT). Depuis le RT3 depuis les points IN et OUT, respectivement 0,55 et 0,70 m, depuis RT5, 0,50 et 0,45 m, depuis le RT8 0,60 et 0,65 m. Les échantillons de sédiments des couches successives ont été placés dans des sacs à cordes jetables, congelés et stockés à - 20 ° C jusqu'à l'analyse. Au total, 93 échantillons de sédiments ont été analysés.

Échantillons d'eau du ruisseau Oliwski

Des échantillons d'eau ont été prélevés à 6 points le long du ruisseau Oliwski (marqués en rouge sur la figure 1). Les échantillons ont été prélevés, dans la période allant de juin 2016 à septembre 2017, pendant trois types de temps : (a) une période sèche sans précipitations (< 5 mm), (b) après des précipitations "typiques" (temps humide) (5–30 mm), et (c) après des pluies torrentielles (> 30 mm). Au total, 11 événements d'échantillonnage ont été collectés par temps sec et 11 événements d'échantillonnage immédiatement après une pluie typique, avec une fréquence d'env. une fois par mois. Au cours de la période d'enquête, deux pluies abondamment torrentielles se sont produites les 16 juillet 2016 et 27 juillet 2017 ; les échantillons ont été prélevés le matin les jours suivants.

Les échantillons d'eau pour analyse physico-chimique ont été prélevés à la pelle ou directement de la partie médiane du ruisseau vers des bouteilles (plastique ou verre), d'un volume de 1 L. En période sans pluie, les échantillons ont été prélevés sur une période de 1 à 2 h avec une fréquence de 10 à 15 min, l'échantillon final étant un échantillon composite. Les échantillons ont été transportés sans conservation dans un réfrigérateur portable jusqu'au laboratoire pour effectuer l'analyse dans les 4 h suivant le prélèvement.

Analyses de laboratoire

Sédiments de fond

Des échantillons congelés de sédiments de fond ont été préparés pour l'analyse du carbone organique (Corg), de l'azote total (Ntot), des isotopes stables du carbone (δ13C) et de l'azote (δ15N). Dans un premier temps, les échantillons ont été décongelés à température ambiante, puis transférés dans des boîtes de Pétri, préalablement pesés et décrits. Les échantillons dans les boîtes ont été placés dans un séchoir de laboratoire à une température de 60 °C et séchés jusqu'à poids constant. Ensuite, les échantillons ont été homogénéisés à l'aide d'un mortier d'agate, en éliminant au préalable les ingrédients qui ne pouvaient pas être broyés (par exemple, les branches, les déchets métalliques solides, le tissu et les fragments de plastique).

Les concentrations de Corg, Ntot, δ13C et δ15N ont été mesurées dans un analyseur élémentaire Flash EA 1112 Series, combiné avec le spectromètre de masse à rapport isotopique IRMS Delta V Advantage (Thermo Electron Corp., Allemagne), en utilisant une combustion à haute température (oxydation à 1020 °C, suivie d'une réduction sur du cuivre à 680 °C). Pour éliminer les carbonates, des échantillons secs et homogènes des sédiments ont été pesés dans des capsules d'argent et acidifiés avec 2 M HCl. Le contrôle qualité comprenait des mesures de blancs et de matériaux de référence certifiés (LKSD-1, "flußsediment"), fournis par HEKAtech GmbH (Allemagne). Les analyses ont fourni une exactitude et une précision satisfaisantes (récupération moyenne 97,1 ± 2,0 %, la précision donnée par rapport à l'écart-type était de 1,5 %). Les rapports isotopiques δ13C et δ15N ont été calculés à l'aide de gaz de référence purs : CO2 et N2 étalonnés par rapport aux normes de l'AIEA : CO-8 pour δ13C et N-1 pour δ15N. Les résultats de δ13C et δ15N sont donnés en notation delta classique, c'est-à-dire en fonction de PDB pour δ13C et en fonction de l'air pour δ15N selon l'Eq. (1).

où R est les rapports 13C/12C et 15N/14N.

Le rapport du carbone à l'azote total a été déterminé en utilisant la formule (2).

où \(Corg [\mathrm{\%}]\)—le pourcentage de carbone organique dans l'échantillon de sédiment, \(Ntot [\%]\)—le pourcentage d'azote total dans l'échantillon de sédiment.

Eau

Les concentrations d'azote (N–NO2, N–NO3, N–NH4, Ntot), de phosphore (P–PO4, Ptot) et de DCO ont été étudiées à l'aide de tests en cuve Hach Lange immédiatement après la livraison des échantillons au laboratoire24,25,26,27. Le spectrophotomètre Hach VIS DR3900 a été utilisé pour les mesures. La minéralisation de la matière organique en produits inorganiques a été effectuée dans un thermostat haute température Hach HT200S. Toutes les mesures ont été effectuées en triple, et le résultat a été calculé comme la moyenne arithmétique des trois répétitions.

Données météorologiques et événements pluvieux

La quantité de précipitations a été mesurée à la station météorologique située dans le bassin versant du ruisseau Oliwski (à 150 m du point n° 3 (Fig. 1)). Les mesures ont été faites toutes les minutes avec une précision de 0,1 mm et transmises à un système de télérelève. La classification des trois types de précipitations (dans trois types de temps) et des dates est présentée dans le tableau 1.

Le critère clé des précipitations typiques était supérieur à 5 mm de hauteur, car ces précipitations ont provoqué un afflux dans le réseau d'égouts et les récepteurs. Le taux de précipitation était généralement de 0,1 à 0,2 mm/min, ce n'est qu'en octobre 2016 que l'intensité des précipitations était supérieure à 0,2 mm/min par 8 min, et en octobre 2017 par 21 min. Les pluies torrentielles, plus variées, seront décrites en détail.

Débits et charges polluantes transportées avec les eaux

Sur la base des résultats de nombreuses mesures de la quantité de précipitations, des paramètres physiques du lit du cours d'eau, du débit, du niveau d'eau et d'autres paramètres, un modèle hydraulique HEC-HMS du débit du cours d'eau a été créé28,29. Il a été calibré à l'aide des données des mesures de la quantité de précipitations dans le bassin versant et de l'ordonnée de l'eau dans les réservoirs de rétention (données obtenues auprès de la compagnie d'eau locale Gdańskie Wody). Les valeurs du débit dans le cours d'eau en un temps sans précipitations résultent d'une série de mesures effectuées sur le cours d'eau. Les données d'entrée du modèle sont la quantité de précipitations. Le résultat de la charge rejetée par le ruisseau Oliwski dans la baie de Gdańsk de la mer Baltique a été calculé sur la base de la formule (3) au point 6 (débit vers la mer). De plus, la formule (4) présente la méthode de calcul de la charge annuelle des paramètres analysés, en fonction du débit, de la concentration en polluant et du nombre de jours avec et sans pluie.

où \({L}_{x}\)—charge polluante „x" [mg/d], \({Q}_{i}\)—intensité des précipitations en ième heure (\(i\in \left(1;24\right)\)) [L/h], données obtenues à partir du modèle hydraulique, \(\overline{{c }_{x}}\)—concentration moyenne du polluant "x"" [mg/L],

\({LA}_{x}\)- charge polluante annuelle „x" [mg/d], \({Q}_{i}\)—intensité des précipitations en ième heure (\(i\in \left(1;24\right)\)) [L/h], données obtenues à partir du modèle hydraulique, \(\overline{{c }_{xd}}\)—concentration moyenne du polluant "x" en jour sec [mg/L], \(\overline{ {c }_{xr}}\)—concentration moyenne du polluant "x" par jour de pluie [mg/L], \({n}_{d}\)—nombre de jours secs (sans précipitations), à Gdańsk \({n}_{d}=203\), \({n}_{r}\)—nombre de jours de pluie, à Gdańsk \({n}_{r}=162\).

Les résultats de la mesure du débit dans le ruisseau Oliwski, nécessaire au calcul des charges polluantes, ont été calculés dans le modèle hydraulique HEC-HMS décrit précédemment.

Modèles d'analyse statistique et de calcul

Les analyses statistiques ont été effectuées dans le programme Statistica 13. Des tests de normalité de la distribution ont été effectués à l'aide du test χ2. Le test vérifiant la signification statistique était le test U de Mann-Whitney.

De plus, le modèle de mélange "Iso-Source" a été utilisé dans l'analyse30,31,32.

Les résultats seront présentés d'abord en ce qui concerne l'analyse des sédiments puis l'analyse de l'eau. Les analyses de la qualité des sédiments visaient à vérifier les sources de contamination. Le ruissellement de surface était une source probable de contamination, et sa qualité a donc été analysée plus avant. Les analyses de la qualité de l'eau visaient à vérifier si le phénomène d'afflux de polluants change dans différentes conditions météorologiques et quelle est l'ampleur de ces changements.

L'origine des composés carbonés et azotés dans les sédiments de fond

Les analyses des isotopes stables du carbone et de l'azote33 permettent de répondre à la question de savoir si la matière organique est apportée aux sédiments de fond avec les eaux pluviales ou si elle provient de processus se déroulant dans le bassin de rétention. Nos analyses ont porté sur la teneur en carbone organique et en azote total, ainsi que sur le rapport carbone/azote34. Les résultats des analyses isotopiques sont partiellement présentés sur la figure 3, tandis que les résultats détaillés sont inclus dans l'annexe 1.

Résultats des mesures de δ13C, δ15N et C/N en fonction de la profondeur dans les cuves RT8, RT5, RT3 et RT1.

Le rapport de la concentration de carbone à l'azote peut indiquer la source d'origine de la matière organique ainsi que fournir des informations sur les processus en cours dans la couche de sédiments. Si le rapport C/N > 12, il indique l'origine terrestre de la matière organique, alors qu'un rapport C/N < 8 renvoie à une origine autochtone (planctonique)35. Zhang et al. rapportent que le rapport C/N = 15 est la limite entre origine indigène et allochtone36. La recherche menée en Chine s'est attachée à répondre à la question de savoir comment le développement du bassin versant affecte le rapport C/N. Il a été montré que pour la forêt, le rapport était de 10,84 ± 0,11, pour les prairies de 10,35 ± 0,13 et pour les terres arables de 10,00 ± 0,3037. Dans notre étude, le rapport médian C/N était de 24,30, tandis que la plage min-max était de 12,54–45,81. Ceci indique que dans toutes les RT la matière organique était d'origine allochtone. Dans les couches de surface des RT 1, 3 et 5, un rapport plus faible s'est produit à la sortie qu'à l'entrée. Des résultats statistiquement significatifs n'ont été confirmés que pour le réservoir RT5., ce qui montre que dans ce réservoir la matière organique est probablement en train de se transformer dans la couche superficielle des sédiments.

Des informations plus détaillées sur les sources spécifiques de matière organique dans les sédiments de fond peuvent être obtenues à partir de l'analyse des isotopes stables δ13C et δ15N. Les résultats de ces analyses, ainsi que les teneurs en azote total et en carbone organique, sont présentés dans les tableaux 4 et 5. Les résultats obtenus des mesures isotopiques dans les échantillons de sédiments ont été comparés aux résultats des sources précédemment mesurées disponibles dans la littérature34,38,39. Les figures 4 et 5 montrent les plages de résultats pour les 8 points d'échantillonnage, ainsi que des données sur les sources d'azote telles que les engrais, les dépôts atmosphériques et les eaux usées, ainsi que le charbon, le bois et les plantes pour le carbone.

Résultats des mesures de δ13C dans les sédiments de fond RT, ainsi que les données de la littérature sur la source de carbone organique dans les sédiments46,47,48.

Résultats des mesures de δ15N dans les sédiments de fond RT, ainsi que les données de la littérature sur les sources d'azote dans les sédiments38,50,51,52.

Selon des études de recherche antérieures, les valeurs de δ13C comprises entre − 28 ‰ et − 26 ‰ indiquent une origine terrestre (allochtone) tandis que les valeurs comprises entre − 22 ‰ et − 19 ‰ indiquent une source aquatique (autochtone)40,41. En se référant à ces rapports, on peut supposer que la majeure partie de la matière organique dans les sédiments de fond des RT sur le ruisseau Oliwski était d'origine terrestre, tandis que le reste provenait du phytoplancton d'eau douce et des plantes terrestres de type C3 (qui peuvent lier le CO2 directement de l'atmosphère et de la photosynthèse suivant la voie de Calvin-Benson)34,37.

Un diagramme présentant la relation entre C/N et δ13C a été réalisé pour confirmer l'origine de la matière organique sur la base des sources autochtones et allochtones (Fig. 6). Les valeurs rapportées dans les études de recherche précédentes ont également été marquées sur le diagramme. Les valeurs de δ13C et C/N pour le plancton d'eau douce sont respectivement − 30,0 ± 2‰ et 7,342,43, tandis que pour les sols, respectivement – ​​23,29 ± 1,39 ‰ et 10,92 ± 1,8243. Pour les plantes C3 (dans la région analysée, il pourrait s'agir, par exemple, de saules et de pins) δ13C était de − 27,12 ± 1,75‰ et le rapport C/N était de 39,37 ± 21,7144,45, tandis que pour les plantes C4 (y compris les graminées, les carex, la canne à sucre) δ13C était de − 13,00 ± 0,50‰, et le rapport C/N était de 2 5 ± 1036. La figure montre les résultats pour chaque réservoir, selon lesquels presque tous les résultats indiquent une source allochtone de matière organique dans les sédiments.

Diagrammes de dispersion de δ13C en fonction de C/N pour les sources potentielles de carbone organique, réservoir de rétention R, IN-inflow, OUT-outflow36.

Les résultats des mesures de δ13C sont conformes aux rapports de recherche précédents en termes de valeurs inférieures pour les réservoirs d'eau terrestres par rapport aux résultats des échantillons marins33,49. L'analyse isotopique indique des sources mixtes de carbone organique dans les sédiments analysés, y compris le pétrole brut, les plantes terrestres C3, les eaux souterraines, le charbon, le bois et le phytoplancton d'eau douce47. De plus, les résultats de notre étude se situent également dans la fourchette, indiquant que les organismes pourraient être la source de carbone46. Les sources telles que les dépôts atmosphériques, le plancton marin ou le carbonate marin ont été exclues.

Une analyse encore plus détaillée peut être effectuée en ce qui concerne les teneurs en isotopes de l'azote. Comme le montre la figure 5, la plage des teneurs en δ15N pour tous les réservoirs était comprise entre 0,35 et 7,13. Les valeurs les plus basses concernent plutôt le RT8, tandis que les plus élevées concernent le RT3. Cette observation confirme les dépendances notées par Voss et al.53 selon lesquelles des valeurs delta plus élevées se réfèrent davantage aux zones urbaines qu'aux zones couvertes de forêts (comme le bassin versant de la RT8). Les sources d'azote semblent être mixtes, principalement constituées d'engrais affluant dans les réservoirs. La quantité d'azote dans les sédiments des réservoirs était plutôt un mélange d'engrais organiques (environ 83 %) et inorganiques (environ 17 %). Il est difficile d'identifier avec une grande précision quels types d'engrais étaient à une dose plus élevée, mais compte tenu des valeurs, ils étaient plus susceptibles d'être des engrais azotés (en moyenne 68 %)34,49. Ce n'est qu'en RT5 que les résultats montrent clairement des engrais 100 % organiques. Le rejet d'eaux usées ou l'utilisation de fumier comme source d'azote dans les sédiments peuvent être exclus.

Une tentative a été faite pour comparer les résultats à quelques études qui ont été menées en Pologne et dans d'autres pays. Malheureusement, les données des études sur les bassins versants urbains manquent encore, la comparaison s'applique donc aux bassins versants forestiers et agricoles. Les concentrations de carbone organique - mesurées dans le ruisseau Oliwski - ne diffèrent pas beaucoup de celles mesurées dans d'autres parties de la Pologne et dans d'autres pays. Dans six réservoirs de barrage du sud-est de la Pologne (Rzeszów, Maziarnia, Besko, Nielisz, Chańcza et Klimkówka), le pourcentage de carbone organique dans la matière organique totale variait entre 0,08 et 5,90 %40, tandis que dans les réservoirs de Solina et Myczkowce, il se situait entre 1,94 et 2,92 % et entre 3,95 et 4,08 %, respectivement54. En France, dans le bassin versant de Kervida-Naizin, les résultats obtenus ne dépassent pas non plus 5,80 % dans les carottes prélevées55.

Enfin, les corrélations entre δ13C et δ15N pour tous les réservoirs ont également été analysées (tableau 6). Une corrélation significative avec p < 0,05 s'est produite dans deux réservoirs : RT8 et RT3. Après avoir divisé les résultats en entrée et en sortie, il a été conclu que dans le réservoir RT8, la corrélation ne s'est produite que pour l'entrée (valeur 0,63), tandis que dans le réservoir RT3 pour la sortie (valeur 0,59) (tableau 2). La corrélation existante indique une dominance d'une source commune de matière organique dans les sédiments.

Un graphique de mélange de deux données a également été réalisé pour quatre sources de matière organique et d'azote dans les sédiments : zooplancton d'eau douce, phytoplancton d'eau douce, MO terrestre et MO sédimentaire (Fig. 7). Selon le graphique, la sédimentation n'était pas la source du carbone et de l'azote. Certains des échantillons provenaient probablement de sources mixtes, donc un triangle a été créé entre les trois sources, et il y avait 24 échantillons dedans (3 en RT1, 6 en RT3, 8 en RT5 et 7 en RT8). La figure 8 présente la part des sources individuelles (FP, FZ, T) dans les sédiments de quatre réservoirs (RT). Dans les réservoirs RT3, RT5 et RT8, la teneur la plus élevée en sources terrestres a été confirmée (dans les plages de 47 à 63 %, 35 à 78 % et 51 à 92 %, respectivement). La part la plus élevée de MO terrestre a été enregistrée dans les échantillons de sédiments de RT 5 IN et RT 8 IN, jusqu'à 78 % et 92 %, respectivement. Cependant, la part la plus élevée de FZ a été enregistrée dans les échantillons RT1 OUT et RT5 OUT (54 % et 48 %). Également dans les échantillons RT5 OUT (ainsi que RT3 IN), la teneur en FP était élevée, jusqu'à 48 % et 41 % respectivement.

Diagramme de mélange pour δ15N et δ13C à partir de trois sources potentielles pour tous les échantillons. Les triangles indiquent les valeurs pour 4 sources, tandis que les rectangles indiquent les plages typiques de valeurs isotopiques2,43,56,57.

Part des sources mixtes dans les réservoirs de rétention successifs (RT) à l'entrée (IN) et à la sortie (OUT), respectivement. Trois sources ont été distinguées : FP - Phytoplancton d'eau douce, ZP - Zooplancton d'eau douce, T - OM terrestre. Analyse effectuée pour 24 points estimés à l'aide d'un modèle de mélange de sources multiples ("Iso-Source"). Le point médian est la moyenne et les moustaches indiquent la plage min-max.

Dans les considérations ci-dessus, il a été prouvé que les polluants collectés dans les sédiments proviennent en partie du ruissellement de surface du bassin versant. Par conséquent, dans la partie suivante, le temps dans lequel le volume de polluants était le plus élevé a été vérifié. Les résultats des périodes d'inondations étaient particulièrement intéressants, car il s'agit d'un phénomène relativement rare, et pourtant, dans la période analysée, ils se sont produits deux fois, et leur cours était complètement différent. La deuxième partie des résultats concerne les analyses de la qualité de l'eau, utilise des mesures hydrologiques et vise à évaluer divers phénomènes météorologiques en relation avec la pollution de l'eau du cours d'eau.

Caractéristiques des précipitations

Les précipitations de juillet 2016, ont commencé le jeudi 14 à 01h00, mais avant 05h00 ont traversé une profondeur de 5 mm, alors que leur intensité a commencé à augmenter vers 00h00. L'intensité maximale a été enregistrée à 0,8 mm en 1 min, 16,1 mm en 30 min et 27,3 mm en une heure, entre 18 h et 19 h (lorsque la quantité était de 89,1 mm). Les précipitations se sont arrêtées avant 03h00 le 15 juillet. La profondeur totale des précipitations a été enregistrée à 178,1 mm (Fig. 9). En 2017, le scénario des précipitations était différent. Les pluies ont commencé vers 06h00 le 26 juillet avec une intensité moyenne de 7,5 mm en 30 min. L'intensité maximale des précipitations était également de 0,8 mm en 1 min et de 14,9 mm en 30 min, mais cette intensité maximale était beaucoup plus courte qu'en juillet 2016. Les précipitations se sont terminées le 27 juillet vers 17h30. La profondeur totale des précipitations était de 114,3 mm (Fig. 10).

Courbe des précipitations totales, mesurée à Gdańsk Oliwa les 14 et 15 juillet 2016.

Courbe des précipitations totales, mesurée à Gdańsk Oliwa les 26 et 27 juillet 2017.

Les précipitations qui se sont produites à Gdańsk les 14 et 15 juillet 2016 et les 26 et 27 juillet 2017 ont provoqué de nombreuses inondations extrêmement graves dans le bassin versant du ruisseau Oliwski. Les caractéristiques des deux événements pluvieux ont été présentées dans le tableau 3. Les précipitations de juillet 2016 ont été classées comme fortes, bien qu'elles aient périodiquement montré un caractère torrentiel58. La quantité de précipitations qui s'est produite les 14 et 15 juillet 2016 était proche de la norme de précipitations sur deux mois pour la zone analysée. À la suite de ces précipitations, la zone urbaine a subi des dommages importants, notamment des bâtiments résidentiels et éducatifs, des rues et des trottoirs. Les tunnels, les voies de tramway et les tramways ont été inondés. Deux réservoirs de rétention ont également été endommagés (dont un sur le ruisseau Oliwski). Les pertes après les précipitations en 2016 ont été estimées à 10,5 millions de PLN (2,65 M USD). L'inondation de 2017 n'a pas causé de pertes aussi importantes en raison de la moindre intensité des précipitations et de l'expérience d'il y a un an (une plus grande capacité dans les réservoirs de rétention, des sacs de sable pour les bâtiments, la construction de barrages anti-inondation). La seule conséquence des pluies torrentielles a été l'inondation des rues et des trottoirs.

Étant donné que les analyses isotopiques ont sans aucun doute indiqué les sources allochtones d'azote et de carbone organique dans les sédiments, le ruissellement des eaux pluviales semblait être la source la plus probable de composés C et N. Par conséquent, nous avons analysé les changements de la qualité de l'eau par temps sec et humide, en accordant une attention particulière à deux événements de pluie torrentielle qui se sont produits au cours de la période d'étude. Les eaux pluviales s'écoulant dans le lit du cours d'eau (délivrées avec le ruissellement) transportent des polluants dissous et en suspension. Le plus grand afflux vers les réservoirs se produit pendant ou après la pluie. La quantité de précipitations est également importante, et des précipitations plus intenses sont susceptibles d'être à l'origine de la charge polluante plus élevée (à la fois en raison de la concentration plus élevée, mais surtout en raison du débit plus élevé). L'analyse de la qualité de l'eau dans le ruisseau Oliwski est présentée dans le tableau 4. D'après les résultats présentés, on peut conclure qu'après des pluies torrentielles, la plupart des concentrations spécifiques étaient significativement plus élevées (jusqu'à 8 fois) qu'après des précipitations "typiques". L'influence de la quantité de précipitations était beaucoup plus perceptible par rapport aux composés azotés, en particulier en juillet 2016, lorsque la quantité et l'intensité de l'averse étaient plus élevées, conduisant à une observation selon laquelle le lessivage des composés azotés est plus important lors de précipitations plus intenses. Les analyses statistiques ont confirmé qu'en dehors du N-NH4 en 2016 et du P-PO4 en 2017, les concentrations des composés testés après des pluies torrentielles ont augmenté (p < 0,05).

Dans les graphiques ci-dessous (Figs. 11 et 12), l'évolution de la qualité de l'eau après des pluies torrentielles en 2016 et 2017 est présentée, par rapport aux événements pluviométriques "typiques" survenus dans une période similaire (juin 2016, juin 2017). Les précipitations après lesquelles des échantillons ont été prélevés en juin 2016 étaient de 30,0 mm, tandis que les précipitations typiques en juin 2017 étaient de 23,5 mm, ce qui représente 17 % et 21 % de la somme des pluies torrentielles en 2016 et 2017, respectivement. Les pluies torrentielles ont provoqué une augmentation des concentrations de tous les paramètres mesurés, passant d'une augmentation de 3 fois de P-PO4 en juillet 2017 à une augmentation de plus de 124 fois de TSS en juillet 2016 par rapport au temps humide. La plus forte augmentation, en moyenne, était de 5 fois pour le N–NO3 et de près de 5 fois pour le N-NO2, et la plus faible (en moyenne de 2 fois) pour le N–NH4. Une augmentation significative de la concentration en N–NO3 et en MES suite à des pluies torrentielles en 2016 a été observée au point 5, qui résulte cependant de l'endommagement du réservoir situé en amont du point de prélèvement. En conséquence, une partie des sédiments a été éliminée sous forme de suspension avec l'eau qui coule. Les figures 11 et 12 montrent qu'après les pluies de 2016, les concentrations de polluants étaient plus élevées qu'en 2017. L'analyse a été statistiquement confirmée pour N–NO3, N–NH4, P–PO4, DCO et TSS (p < 0,05). Ceci est probablement lié à une plus grande somme de précipitations qui a provoqué un ruissellement plus rapide et, par la suite, des dommages au bac de rétention, ce qui a entraîné un déversement incontrôlé.

Concentrations des formes azotées (N–NO2, N–NO3, N–NH4), phosphore (P–PO4, Ptot) et DCO dans le ruisseau Oliwski lors des inondations urbaines de juillet 2016 et juillet 2017. Les barres bleues/vertes représentent les résultats après des précipitations typiques (juin 2016 et 2017), et les barres entières (la somme du bleu et de l'orange ou du vert et du gris) renvoient aux résultats lors des pluies torrentielles de juin 2016 et juin 2017.

Concentrations de TSS dans le ruisseau Oliwski lors d'inondations urbaines en juillet 2016 et juillet 2017. La barre bleue/verte représente le résultat après des précipitations typiques (juin 2016 et 2017) et la barre entière (la somme du bleu et de l'orange ou du vert et du gris) est le résultat de juillet.

Les résultats de la corrélation de Spearman pour les pluies torrentielles de juillet 2016 et 2017 ont montré que la concentration de TSS était corrélée à la concentration de N-NO2 et N-NO3, avec des valeurs de coefficient de corrélation égales à 0,75 et 0,61, respectivement (tableau 5). En ne considérant que les points 1 à 4 (en amont de la rupture du bac de rétention), les valeurs des coefficients pour les composés azotés sont plus élevées. Dans des études antérieures, une corrélation entre la concentration de P-PO4 et de TSS a été démontrée (valeur du coefficient 0,75)59,60,61. Il a été observé que lors de précipitations typiques (comme en juin 2016 et 2017) les concentrations de contaminants diminuaient avec le sens d'écoulement, après avoir traversé des bassins de rétention successifs, ce qui peut indiquer une plus grande quantité d'élimination par sédimentation dans les bassins. Ceci est également confirmé par l'analyse du coefficient de corrélation, selon laquelle la concentration de TSS était liée à la concentration non seulement de N-NO2 et N-NO3 mais aussi de Ptot et de DCO, les coefficients de corrélation dans le cas du temps humide étaient plus élevés (valeurs 0,84, 0,78, 0,96, 0,73, respectivement) (Tableau 5).

La charge de polluants

La détermination des charges de polluants se déversant dans la mer Baltique par les eaux du ruisseau Oliwski a été faite pour le point de prélèvement no. 6, situé directement à l'embouchure du cours d'eau dans la baie de Gdańsk. Les charges polluantes après des pluies normales et torrentielles et pendant la période sans pluie ont été calculées conformément à la formule (2). Le débit au point de fermeture du cours d'eau dépendait des conditions météorologiques. Par temps sec, elle était égale à environ 0,22 m3/s, par temps humide (en fonction de l'intensité momentanée des précipitations et du ruissellement), elle était comprise entre 0,23 et 6,17 m3/s, en moyenne 1,95 m3/s, et la médiane était de 1,55 m3/s. Lors des pluies torrentielles de juillet 2016, l'intensité du débit dans le ruisseau a varié de 0,52 à 112,91 m3/s, avec une moyenne de 30,12 m3/s et une médiane de 9,25 m3/s. Alors que lors des pluies torrentielles de juillet 2017 la volatilité était moindre, l'intensité du débit dans le ruisseau a varié de 0,74 à 22,75 m3/s (moyenne de 13,19 m3/s, médiane de 13,61 m3/s).

De plus, une comparaison du débit dans le cours d'eau après deux événements de pluies torrentielles (Fig. 13) indique qu'à tous les points de prélèvement, les valeurs maximales de débit étaient plus de 5 fois plus élevées après les précipitations torrentielles de 2016, par rapport à l'épisode pluvieux de 2017. Les valeurs moyennes étaient 2,3 à 3,0 fois plus élevées pendant les pluies torrentielles de 2016 par rapport aux précipitations de l'année suivante. Ces différences sont principalement dues à une intensité et une durée des précipitations plus élevées en 2016 qu'en 2017.

Le débit aux points 1 à 6 du ruisseau Oliwa après des pluies torrentielles en juillet 2016 et juillet 2017. (a) Débit maximal, (b) débit moyen.

Le volume de polluants rejetés après des pluies torrentielles par rapport au volume par temps sec et par temps humide est illustré à la Fig. 14. De plus, le tableau 6 présente les résultats des calculs des charges annuelles de polluants se déversant dans la mer Baltique. Le nombre moyen annuel de jours de pluie à Gdańsk est de 162, avec 203 jours sans pluie. Ces chiffres, ainsi que les charges polluantes quotidiennes calculées précédemment, permettent d'estimer la charge annuelle approximative rejetée par le ruisseau Oliwski (tableau 6). Le volume de polluants rejetés après les pluies de juillet 2016 représentait 67 % de la charge annuelle de TSS, 31 % de N–NO2 et 10–20 % des autres paramètres analysés. Après les pluies de juillet 2017, la charge rejetée était considérablement plus faible ; même ainsi, il représentait 2 à 9% du rejet annuel des charges polluantes analysées. À la suite de l'inondation survenue en juillet 2016, un volume supplémentaire de plus de 3,5 tonnes de N–NO3, plus de 57 tonnes de matière organique (exprimé en DCO) et plus de 1 100 tonnes de MES ont été déversés dans la mer Baltique. Cette seule inondation était responsable de 2,4 % de la charge annuelle de N–NO3 autorisée depuis le territoire polonais par le plan d'action pour la mer Baltique (BSAP) d'HELCOM62. Des charges aussi élevées doivent être importantes pour l'environnement. L'inondation n'entraîne pas seulement des pertes matérielles dans les zones urbanisées, un problème qui peut être résolu avec des mesures financières appropriées, mais aussi, et plus important encore, des pertes pour l'environnement, qui peuvent être irréversibles, notamment dans le contexte de l'eutrophisation et de l'hypoxie de la Baltique, conduisant à la formation d'une zone morte.

Charges de N–NO2, N–NO3, N–NH4, P–PO4, Ptot, COD et TSS rejetées dans la mer Baltique par temps sec, précipitations typiques et pluies torrentielles.

La figure 15 montre les résultats des calculs - le nombre de jours, respectivement, sans précipitations ou avec un temps humide, qui se traduirait par la même charge que celle rejetée après des précipitations torrentielles. Par exemple, dans le cas du N–NO2, il faudrait 17 mois de temps sec pour décharger la même charge que celle émise quotidiennement lors d'un événement de pluie torrentielle en juillet 2016. Pour le P–PO4 et le TSS, ce serait 16 mois et près de 3 ans, respectivement. Après les pluies torrentielles de 2017, les délais étaient plus faibles : 4,5 mois par rapport au N–NO2, plus de 6 mois par rapport au DCO, plus de 3 mois par rapport au N–NO3 et N–NH4. A titre de comparaison, la période de précipitation "typique", par rapport aux composés azotés et à la DCO, était environ 10 fois plus courte, par rapport à P–PO4 et Ptot 17 et 7 fois plus courte, respectivement. Cela illustre l'importance du ruissellement des eaux pluviales des zones urbaines pour la qualité des eaux de surface, et souligne surtout le grand impact des pluies catastrophiques et des inondations urbaines, qui est souvent réduit ou négligé.

Le nombre de jours sans précipitations et avec des précipitations jusqu'à 30 mm, qui entraînent le rejet de la même charge de polluants qui s'est écoulée après les pluies torrentielles de juillet 2016 et juillet 2017. Analyse du dessin : combien de jours sans précipitations (en haut du dessin) ou avec un temps humide (en bas du dessin) sont nécessaires pour éliminer la même quantité de polluants qu'après des pluies torrentielles en 2016 (à gauche) et après des pluies torrentielles en 2017 (à droite).

Nos recherches contribuent à élucider les voies de migration des polluants diffus et contribuent à l'évaluation des phénomènes complexes de dépôt, de remise en suspension et de transport des polluants dans les récepteurs et bassins de rétention des eaux pluviales urbaines, en particulier lors des inondations pluviales.

En raison de l'augmentation dynamique de la population et de la densité urbaine, les inondations pluviales risquent d'augmenter considérablement. Les inondations urbaines peuvent entraîner de graves conséquences non seulement en termes de pertes matérielles, mais peuvent également entraîner des rejets importants de polluants qui présentent un risque substantiel pour l'environnement. Par conséquent, il est important de comprendre la réponse des zones urbaines en termes de polluants rejetés par temps de pluie.

Au moyen d'une analyse des isotopes stables du carbone et de l'azote, nous avons identifié l'origine allochtone (terrestre) des polluants déposés dans les sédiments, ce qui indique que les polluants ont été amenés dans les bassins de rétention avec le ruissellement des eaux pluviales. La source allochtone a été confirmée non seulement par des analyses directes, mais également par des analyses d'échantillons indiquant une origine mixte des contaminants à l'aide d'un modèle de mélange multi-sources. Les engrais azotés organiques se sont avérés être la principale source d'azote dans les sédiments de fond. En revanche, les sources de carbone organique étaient mixtes, y compris les plantes terrestres C3, le bois et le pétrole. De plus, une contribution mineure du phytoplancton d'eau douce a été vérifiée.

Une comparaison des concentrations de N–NO2, N–NO3, N–NH4, P–PO4, Ptot, COD et TSS après des pluies torrentielles et « typiques » (avec une hauteur de précipitation allant jusqu'à 30 mm) a révélé une augmentation significative de toutes les concentrations mesurées après des pluies torrentielles. Nous avons observé les augmentations suivantes : N–NO3 1,2 fois, N–NH4 1,8 fois, P–PO4 environ 2,0 fois, Ptot environ 2,0 fois, COD environ 2,0 fois et TSS 8,0 fois. C'est le cas des nitrates et de l'azote nitrique dont la concentration a été multipliée par 3,7 après des pluies torrentielles par rapport à un temps humide. Les bacs de rétention ont été moins efficaces pour réduire le volume entrant de polluants lors de pluies torrentielles que lors de pluies typiques. Cela était dû à la sédimentation limitée sous une plus grande dynamique d'écoulement, qui pourrait également provoquer une remise en suspension des polluants déjà déposés. Les charges de composés azotés et phosphorés rejetées par le ruisseau Oliwski après une journée de pluie torrentielle correspondent aux charges rejetées pendant 1 an dans le cas de l'azote, et 3 à 4 mois dans le cas du phosphore, par temps sec. En se référant aux précipitations "typiques", la même charge, que celle des pluies torrentielles, pourrait être déversée pendant les périodes de 18 à 56 jours de précipitations typiques pour les charges de composés azotés, de phosphore et de matière organique et jusqu'à 24 jours pour les TSS. Des pluies torrentielles ont contribué à une augmentation rapide de la concentration de polluants dans le cours d'eau recevant les eaux de ruissellement pluviales.

Les bassins de rétention jouent un rôle très important dans la prévention des inondations en milieu urbain. Ils retiennent également efficacement les polluants transportés par les eaux de ruissellement, même s'ils sont moins efficaces lors des pluies torrentielles et des inondations pluviales. De plus, les sédiments déposés dans les bassins de rétention urbains peuvent être une source de recontamination de l'eau. Les recherches futures devraient se concentrer sur les moyens de réduire le ruissellement vers les cours d'eau, comme une analyse des effets des zones tampons le long des cours d'eau qui devraient réduire le ruissellement.

Les ensembles de données utilisés et/ou analysés au cours de l'étude en cours sont disponibles auprès de l'auteur correspondant sur demande raisonnable.

Walling, DE & Collins, AL Transport et gestion des sédiments fins. Rivière Sci. Rés. Géré. 21e siècle. https://doi.org/10.1002/9781118643525.CH3 (2016).

Article Google Scholar

Hirave, P., Glendell, M., Birkholz, A. & Alewell, C. L'analyse isotopique spécifique à un composé avec une approche d'échantillonnage nichée détecte la variabilité spatiale et temporelle des sources de sédiments en suspension dans un bassin hydrographique écossais à moyenne échelle. Sci. Environ. 755, 142916 (2021).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Guan, M., Sillanpää, N. & Koivusalo, H. Évaluation des pratiques LID pour restaurer le régime de ruissellement avant le développement dans un bassin versant urbanisé du sud de la Finlande. Sci de l'eau. Technol. 71, 1485–1491 (2015).

Article PubMed Google Scholar

Dissanayake, J. & Han, M. L'effet du nombre de réservoirs sur la qualité de l'eau dans les systèmes de collecte d'eau de pluie en cas d'apport soudain de contaminants. Sci. Environ. 769, 144553 (2021).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Alim, MA et al. Adéquation de l'eau de pluie collectée sur le toit pour la production potentielle d'eau potable : un examen de la portée. J. Propre. Prod. 248, 119226 (2020).

Article Google Scholar

Taghizadeh, S., Khani, S. & Rajaee, T. Modèle hybride d'optimisation de SWMM et d'essaim de particules pour le contrôle de la qualité des eaux de ruissellement urbain à l'aide d'infrastructures vertes (LID-BMP). Urbain pour. Vert urbain. 60, 127032. https://doi.org/10.1016/j.ufug.2021.127032 (2021).

Article Google Scholar

Pochwat, K., Słyś, D. & Kordana, S. La variabilité temporelle d'un hyétographe synthétique des précipitations pour le dimensionnement des réservoirs de rétention des eaux pluviales dans les petits bassins versants urbains. J. Hydrol. 549, 501–511 (2017).

Annonces d'article Google Scholar

Szelag, B., Kiczko, A. & Dabek, L. Dimensionnement des réservoirs d'eaux pluviales en fonction de l'incertitude. Eau (Suisse) 11, 321 (2019).

Google Scholar

Prodanovic, V., Wang, A. & Deletic, A. Évaluation de la rétention d'eau et de la corrélation avec les conditions climatiques de cinq espèces de plantes dans les eaux grises traitant les murs verts. Eau Rés. 167, 115092 (2019).

Article CAS PubMed Google Scholar

Wielgat, P. et al. Vers un modèle SWAT multi-bassins pour la migration des nutriments et des pesticides vers la baie de Puck (mer Baltique méridionale). PeerJ 9, e10938 (2021).

Article PubMed PubMed Central Google Scholar

Wang, Y., Meng, F., Liu, H., Zhang, C. & Fu, G. Évaluation de la résilience aux inondations à l'échelle du bassin versant des zones urbaines à l'aide d'une métrique basée sur des cellules de grille. Eau Rés. 163, 114852 (2019).

Article CAS PubMed Google Scholar

Guidolin, M. et al. Un modèle d'inondation 2D d'automates cellulaires pondérés pour une analyse rapide des inondations. Environ. Modèle. Logiciel 84, 378–394 (2016).

Article Google Scholar

Lodhi, AR & Acharya, K. Bassins de rétention comme meilleures pratiques de gestion pour le contrôle de la qualité de l'eau dans une région aride. Sci de l'eau. Ing. 7, 155–167 (2014).

Google Scholar

Sterpejkowicz-Wersocki, W., Kolerski, T., Widerski, T., Szpakowski, W. & Szydłowski, M. Dépôt de sédiments dans les réservoirs du bassin urbain. Int. Multidiscip. sci. GeoConference Surv. géol. Min Écol. directeur. SGEM 31, 577–584 (2017).

Lu, T., Chen, N., Duan, S., Chen, Z. & Huang, B. Contrôles hydrologiques sur les réservoirs en cascade régulant la rétention de phosphore et les flux en aval. Environ. Sci. Pollution. Rés. 23, 24166-24177 (2016).

Article CAS Google Scholar

Nawrot, N., Wojciechowska, E., Rezania, S., Walkusz-Miotk, J. & Pazdro, K. Les effets de la circulation des véhicules urbains sur la contamination par les métaux lourds dans les déchets de balayage des routes et les sédiments de fond des réservoirs de rétention. Sci. Environ. 749, 141511 (2020).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Matej-Lukowicz, K., Wojciechowska, E., Nawrot, N. & Dzierzbicka-Głowacka, LA Contributions saisonnières des nutriments des petits bassins versants urbains et agricoles du nord de la Pologne. PeerJ 2020, e8381 (2020).

Article Google Scholar

Shore, M. et al. Influence des pressions de phosphore des débits d'orage et de base sur l'écologie des cours d'eau dans les bassins versants agricoles. Sci. Environ. 590–591, 469–483 (2017).

Article ADS PubMed Google Scholar

Matej-Łukowicz, K. et al. Les sédiments de fond peuvent-ils être une matière fertilisante potentielle? Une analyse de la composition chimique pour une réutilisation potentielle en agriculture. Mater. 14, 7685 (2021).

Article Google Scholar

Schroeder, H. et al. Mobilité de l'eau sédimentaire (interface) des métaux (loïdes) et des nutriments dans des conditions non perturbées et pendant la remise en suspension. J. Hazard. Mater. 394, 122543 (2020).

Article CAS PubMed Google Scholar

Wojciechowska, E. et al. Études sur la répartition des métaux lourds dans les sédiments de fond des bassins de rétention du bassin versant urbanisé. Année protection Environnements 19, 572–589 (2017).

Google Scholar

Amundson, R. et al. Sol et sécurité humaine au 21ème siècle. Sciences (80-). 348, (2015).

Fish Scan. Bacs de rétention. http://www.fishscan.pl/zbiorniki-retencyjne/ (2020).

ISO 23696–1:2023 - Qualité de l'eau—Détermination du nitrate dans l'eau à l'aide de petits tubes scellés — Partie 1 : Réaction colorée au diméthylphénol (Comité technique : ISO/TC 147/SC 2 Méthodes physiques, chimiques et biochimiques, 2023).

ISO 6878:2004 - Qualité de l'eau—Dosage du phosphore—Méthode spectrométrique au molybdate d'ammonium (Comité technique : ISO/TC 147/SC 2 Méthodes physiques, chimiques et biochimiques, 2004).

ISO 11905-1:1997 - Qualité de l'eau — Dosage de l'azote — Partie 1 : Méthode utilisant la digestion oxydative au peroxodisulfate (Comité technique : ISO/TC 147/SC 2 Méthodes physiques, chimiques et biochimiques, 1997).

ISO 6060:1989-Qualité de l'eau—Détermination de la demande chimique en oxygène. (Comité technique : ISO/TC 147/SC 2 Méthodes physiques, chimiques et biochimiques, 1989).

Kolerski, T. & Kalinowska, D. Modélisation mathématique du système de gestion des inondations dans la ville de Gdańsk, étude de cas du ruisseau Oruński. Acta Sci. Pol. Former. Circumiectus 18, 63–74 (2019).

Article Google Scholar

Walega, A. Application du programme HEC-HMS pour la reconstruction d'un événement d'inondation dans un bassin non contrôlé. J. Water L. Dev. 18, 13–20 (2013).

Article Google Scholar

Phillips, DL & Gregg, JW Partitionnement des sources à l'aide d'isotopes stables : faire face à trop de sources. Oecologia 136, 261-269 (2003).

Article ADS PubMed Google Scholar

Fry, B. Approches alternatives pour résoudre les problèmes de mélange d'isotopes sous-déterminés. Mar. Écol. Programme. Ser. 472, 1–13 (2013).

Article ADS CAS Google Scholar

Fry, B. Écologie des isotopes stables (Springer, 2008).

Google Scholar

Xuan, Y., Tang, C., Liu, G. & Cao, Y. Enregistrements isotopiques du carbone et de l'azote des effets de l'urbanisation et de l'hydrologie sur la matière organique particulaire et sédimentaire dans le delta très urbanisé de la rivière des Perles, en Chine. J. Hydrol. 591, 125565 (2020).

Article CAS Google Scholar

Koszelnik, P., Gruca-Rokosz, R. & Bartoszek, L. Un modèle isotopique pour l'origine de la matière organique autochtone contenue dans les sédiments de fond d'un réservoir. Int. J. Sédiment Res. 33, 285-293 (2018).

Article Google Scholar

Kopprio, GA et al. Marqueurs biogéochimiques à travers un gradient de pollution dans un estuaire patagonien : Une approche multidimensionnelle des acides gras et des isotopes stables. Mar. Pollut. Taureau. 137, 617–626 (2018).

Article CAS PubMed Google Scholar

Zhang, Y. et al. Sources et caractéristiques de la matière organique particulaire dans les petites rivières tropicales de montagne (sud-ouest de la Chine) sous l'effet des activités anthropiques. Écol. indic. 125, 107471 (2021).

Article CAS Google Scholar

Liu, C. et al. Source de répartition de la matière organique induite par l'érosion dans la région vallonnée du plateau de loess en Chine : aperçu du biomarqueur lipidique et de l'analyse de la signature isotopique. Sci. Environ. 621, 1310-1319 (2018).

Article ADS CAS PubMed Google Scholar

Choi, WJ et al. Impact des types d'utilisation des terres sur la concentration de nitrate et δ15N dans les eaux souterraines non confinées dans les zones rurales de Corée. Agric. Écosystème. Environ. 120, 259–268 (2007).

Article CAS Google Scholar

Chen, X., Jiang, L., Huang, X. & Cai, Z. Identification de la source d'azote et des caractéristiques de transport des estuaires urbains et des rivières contrôlées par des vannes dans le nord du lac Taihu. Chine. Écol. indic. 130, 108035 (2021).

Article CAS Google Scholar

Gruca-Rokosz, R. Dynamique des gaz à effet de serre de carbone dans les réservoirs endigués : mécanismes de production, émissions atmosphériques (Book, 2015) [WorldCat.org]. (Maison d'édition de l'Université de technologie de Rzeszów, 2015).

Torres, IC, Inglett, PW, Brenner, M., Kenney, WF & Reddy, KR Valeurs isotopiques stables (δ13C et δ15N) de la matière organique des sédiments dans les lacs subtropicaux de statut trophique différent. J. Paleolimnol. 47, 693–706 (2012).

Annonces d'article Google Scholar

Kendall, C., Silva, SR & Kelly, VJ Compositions isotopiques du carbone et de l'azote de la matière organique particulaire dans quatre grands systèmes fluviaux à travers les États-Unis. Hydrol. Processus. 15, 1301-1346 (2001).

Annonces d'article Google Scholar

Ye, F., Guo, W., Shi, Z., Jia, G. & Wei, G. Dynamique saisonnière de la matière organique particulaire et sa réponse aux inondations dans l'estuaire de la rivière des Perles, en Chine, révélées par des analyses d'isotopes stables (δ13C et δ15N). J. Geophys. Rés. Océan. 122, 6835–6856 (2017).

Article ADS CAS Google Scholar

Kaiser, D., Unger, D. & Qiu, G. Dynamique de la matière organique particulaire dans les systèmes côtiers du nord du golfe de Beibu. Suite Étagère Res. 82, 99-118 (2014).

Annonces d'article Google Scholar

Herbeck, LS, Unger, D., Krumme, U., Liu, SM & Jennerjahn, TC Impact des précipitations induites par le typhon sur la dynamique des nutriments et des matières en suspension d'un estuaire tropical affecté par les activités humaines à Hainan. Chine. Estuaire. Côte. Étagère Sci. 93, 375–388 (2011).

Article ADS CAS Google Scholar

Leavitt, SO Isotopes du carbone. Écurie. Encycl. Terre Sci. Ser. https://doi.org/10.1007/978-1-4020-4411-3_32 (2009).

Article Google Scholar

Vieth, A. & Wilkes, H. Isotopes stables dans la compréhension des processus d'origine et de dégradation du pétrole. Handb. Hydrocarbure. Microbiol lipidique. https://doi.org/10.1007/978-3-540-77587-4_5 (2010).

Article Google Scholar

Planavsky, N., Partin, C. & Bekker, A. Les isotopes du carbone comme traceur géochimique. Encycl. Astrobiol. https://doi.org/10.1007/978-3-642-11274-4_228 (2011).

Article Google Scholar

Winogradow, A. & Pempkowiak, J. Identification des sources récentes et du devenir de l'azote sédimentaire dans la mer Baltique sur la base de la composition élémentaire de la matière organique et des rapports des isotopes stables de l'azote et du carbone. Mar. Pollut. Taureau. 160, 111622 (2020).

Article CAS PubMed Google Scholar

Mayer, B., Bollwerk, SM, Mansfeldt, T., Hütter, B. et Veizer, J. La composition isotopique de l'oxygène du nitrate généré par la nitrification dans les sols forestiers acides. Géochim. Cosmochim. Acta 65, 2743–2756 (2001).

Article ADS CAS Google Scholar

Xue, D. et al. Limites actuelles et perspectives d'avenir des méthodes d'isotopes stables pour l'identification des sources de nitrate dans les eaux de surface et souterraines. Eau Rés. 43, 1159-1170 (2009).

Article CAS PubMed Google Scholar

Chen, Y. et al. Détection in situ du soufre dans l'atmosphère par spectroscopie de claquage induite par laser et technologie de spectrométrie de masse des aérosols à particules uniques. Opter. Technologie laser. 145, 107490 (2022).

Article CAS Google Scholar

Voss, M. et al. Identification de la source de nitrate au moyen de traceurs isotopiques dans les bassins versants de la mer Baltique. Biogéosciences 3, 663–676 (2006).

Article ADS CAS Google Scholar

Koszelnik, P. Sources et distribution des éléments biogéniques sur l'exemple du complexe réservoir Solina-Myczkowce (Oficyna Wydawnicza Rzeszów University of Technology, 2009).

Lambert, T., Pierson-Wickmann, AC, Gruau, G., Thibault, JN & Jaffrezic, A. Les isotopes du carbone en tant que traceurs des sources de carbone organique dissous et des voies d'eau dans les bassins versants d'amont. J. Hydrol. 402, 228-238 (2011).

Article ADS CAS Google Scholar

Jones, RI, Grey, J., Sleep, D. & Quarmby, C. Une évaluation, à l'aide d'isotopes stables, de l'importance des sources de carbone organique allochtones pour le réseau trophique pélagique du Loch Ness. Proc. R. Soc. B Biol. Sci. 265, 105 (1998).

Article Google Scholar

Phillips, DL et al. Meilleures pratiques pour l'utilisation de modèles de mélange d'isotopes stables dans les études sur les réseaux trophiques. Peut. J. Zool. 92, 823–835 (2014).

Article Google Scholar

Szpakowski, W. & Szydłowski, M. Évaluation des précipitations catastrophiques du 14 juillet 2016 dans le bassin versant du ruisseau urbanisé strzyza à Gdańsk, Pologne. Polonais J. Environ. Étalon. 27, 861–869 (2018).

Article Google Scholar

Dybowski, D., Dzierzbicka-Glowacka, LA, Pietrzak, S., Juszkowska, D. & Puszkarczuk, T. Estimation de la charge de lessivage d'azote des champs agricoles dans la commune de Puck avec une calculatrice interactive. PeerJ 2020, e8899 (2020).

Article Google Scholar

Pietrzak, S. et al. Risque de pertes de phosphore dans le ruissellement de surface des terres agricoles dans la commune baltique de Puck à la lumière de l'évaluation réalisée sur la base de l'indicateur DPS. PeerJ 2020, e8396 (2020).

Article MathSciNet Google Scholar

Wojciechowska, E. et al. Perte de nutriments de trois bassins versants de petite taille dans le sud de la mer Baltique en relation avec les pratiques et la politique agricoles. J. Environ. Gérer. 252, 109637 (2019).

Article CAS PubMed Google Scholar

HELCOM. Plan d'action pour la mer Baltique. (2007).

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Faculté de génie civil et environnemental, Université de technologie de Gdańsk, Narutowicza 11/12, 80-233, Gdańsk, Pologne

Karolina Matej-Łukowicz, Ewa Wojciechowska, Tomasz Kolerski & Nicole Nawrot

Institut d'océanologie de l'Académie polonaise des sciences, Powstańców Warszawy 55, 81-712, Sopot, Pologne

Karol Kuliński & Aleksandra Vinogradow

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La correspondance est Karolina Matej-Łukowicz.

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Réimpressions et autorisations

Matej-Łukowicz, K., Wojciechowska, E., Kolerski, T. et al. Sources de contamination dans les sédiments des bassins de rétention et influence du type de précipitations sur la taille de la charge polluante. Sci Rep 13, 8884 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-35568-9

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Reçu : 17 novembre 2022

Accepté : 20 mai 2023

Publié: 01 juin 2023

DOI : https://doi.org/10.1038/s41598-023-35568-9

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