Estimation Et Cartographie de La Vulnérabilité Des Eaux Souterraines en Milieu Urbain

Université de Neuchâtel Centre d’Hydrogéologie et de Géothermie
Estimation et cartographie de la vulnérabilité

des eaux souterraines en milieu urbain
THESE
présentée à la Faculté des sciences de l’Université de Neuchâtel
Pour l’obtention du grade de docteur ès sciences
Par
Romain Ducommun
Soutenue le 17 mai 2010, présentée publiquement le 25 juin 2010
Acceptée sur proposition du jury, composé de :
Prof. François Zwahlen Université de Neuchâtel Directeur de thèse

Prof. Pierre Perrochet Université de Neuchâtel Rapporteur
Prof. Alain Dassargues Université de Liège, Belgique Rapporteur
Prof. Jacques Mudry Université de Franche-Comté, France Rapporteur
Université de Neuchâtel
2010
A l’Offrande Musicale et à The Indian Queen
Aux Danois de Turboweekend

Table des matières
Tables des matières
Résumé …………………………………………………………………………………..........vii
Abstract ……………………………………………………………………………………….ix
Remerciements ………………………………………………………………………………..xi
1. Introduction..........................................................................................1
1.1. Généralités .................................................................................................................. 1
1.2. Objectifs de l’étude ..................................................................................................... 2
1.3. Structure de l’étude ..................................................................................................... 3
2. Cartographie de vulnérabilité des eaux souterraines et

hydrogéologie urbaine : état des connaissances et liens existants ........ 5
2.1. Introduction ................................................................................................................. 5
2.2. Estimation de la vulnérabilité des eaux souterraines aux contaminations : état des
connaissances .......................................................................................................................... 6
2.2.1. Cartographie de vulnérabilité des eaux souterraines : concepts et méthodes ...... 6
2.2.1.1. Généralités ............................................................................................................................ 6
2.2.1.2. Cartographie de vulnérabilité : attributs et paramètres........................................................ 8
2.2.1.3. Échelle spatiale et utilisation des cartes de vulnérabilité ................................................... 11
2.2.2. Types de méthodes : méthodologies, milieux hydrogéologiques concernés ..... 13
2.2.2.1. Types de concepts et techniques d’estimation de la vulnérabilité ....................................... 14
2.2.2.2. Méthodes paramétriques - empiriques : milieux hydrogéologiques concernés ................... 16
2.2.3. Données hydrogéologiques, validation scientifique et limitations des méthodes
de vulnérabilité .................................................................................................................. 18
2.2.3.1. Données hydrogéologiques ................................................................................................. 18
2.2.3.2. Validation et calibration des méthodes d’estimation de la vulnérabilité............................. 18
2.2.3.3. Limitations et inconvénients des méthodes de vulnérabilité : améliorations proposées ...... 20
2.2.4. Approche Européenne (COST Action 620) : concepts généraux pour la
protection de la ressource en eau souterraine .................................................................... 21
2.2.4.1. Bases physiques quantitatives ............................................................................................. 21
2.2.4.2. Modèle conceptuel général de l’Approche européenne....................................................... 22
2.2.4.3. Facteurs pour l’estimation de la vulnérabilité selon l’Approche européenne ..................... 23
2.2.5. Méthode DRASTIC : méthodologie et paramètres ........................................... 25
2.2.6. Estimation des aléas et du risque de contamination des eaux souterraines ....... 27
2.2.7. Processus de recharge naturelle et estimation de la vulnérabilité ..................... 30
2.2.7.1. Type de recharge naturelle des eaux souterraines .............................................................. 30
2.2.7.2. Liens entre type et régime de recharge et cartographie de la vulnérabilité ........................ 31
2.3. Hydrogéologie urbaine, recharge et contaminations urbaines : état des connaissances
................................................................................................................................... 33
2.3.1. Système hydrogéologique des aquifères urbains : surfaces imperméables,
ruissellement et recharge ................................................................................................... 33
2.3.2. Conduites souterraines : processus d’infiltration et d’exfiltration et paramètres
associés ........................................................................................................................... 38
2.3.2.1. Dynamique des processus d’infiltration et d’exfiltration .................................................... 39
2.3.2.2. Détérioration des conduites et débits d’exfiltration : variables effectives........................... 41
2.3.3. Hydrochimie et contaminants urbains, marqueurs chimiques spécifiques ........ 42
2.3.3.1. Généralités .......................................................................................................................... 42
2.3.3.2. Impact qualitatif des eaux usées .......................................................................................... 43
2.3.3.3. Impact qualitatif des eaux claires et du ruissellement urbain ............................................. 44
2.3.4. Autres impacts urbains : effet barrière, remaniement du sous-sol et exploitation
de l’eau ........................................................................................................................... 46
2.3.5. Impact hydrogéologique et hydrochimique de l’urbanisation : résumé ............ 47
2.4. Approches dans la gestion des eaux souterraines urbaines et leur vulnérabilité ....... 49
2.4.1. Approches récentes pour la gestion et la protection des eaux souterraines
urbaines et estimation de la vulnérabilité .......................................................................... 49
2.4.1.1. Approches globales pour la gestion et la protection des eaux souterraines urbaines :
grands projets ............................................................................................................................................ 49
2.4.1.2. Approches globales pour la protection des eaux souterraines urbaines : projet AISUWRS51
2.4.1.3. Autres approches spécifiques .............................................................................................. 53
2.4.2. Application des méthodes d’estimation de la vulnérabilité : prise en compte des
éléments urbains ................................................................................................................ 53
2.5. Milieu hydrogéologique urbain et estimation de la vulnérabilité : concepts et
propositions généraux ........................................................................................................... 54
2.5.1. Impacts quantitatifs et qualitatifs des éléments urbains sur l’eau souterraine :
liens avec la vulnérabilité et l’aléa en milieu urbain ......................................................... 55
2.5.1.1. Dissociation des impacts quantitatifs et qualitatifs des éléments urbains ........................... 55
2.5.1.2. Impact quantitatif des éléments urbains et vulnérabilité intrinsèque urbaine ..................... 56
2.5.1.3. Impact qualitatif des éléments urbains et aléas urbains...................................................... 56
2.5.2. Intégration des éléments urbains dans les méthodes d’estimation de la
vulnérabilité : perspectives ................................................................................................ 57
2.5.3. Cas de l’Approche européenne COST620 : caractéristiques communes aux
milieux karstiques et urbains - exemple préliminaire d’intégration des éléments urbains 57
2.5.3.1. Caractéristiques hydrogéologiques communes aux milieux karstiques et urbains .............. 58
2.5.3.2. Vulnérabilité intrinsèque urbaine : bypass (« court-circuit ») des couches superficielles
protectrices et fonctionnement hydrologique .............................................................................................. 58
2.5.3.3. Facteurs de l’Approche européenne et éléments urbains : liens préliminaires ................... 59
2.5.3.4. Résumé ................................................................................................................................ 61
Table des matières
3. Essais de traçage dans des aquifères urbains : caractérisation des

flux d’eau dans le sous-sol urbain.......................................................... 63
3.1. Introduction ............................................................................................................... 63
3.2. Essais de traçages urbains ......................................................................................... 65
3.2.1. Essais de traçage sur le site de Colombier ........................................................ 65
3.2.1.1. Site de Colombier ................................................................................................................ 65
3.2.1.2. Méthodologie ...................................................................................................................... 67
3.2.1.3. Résultats .............................................................................................................................. 69
3.2.2. Essais de traçages sur le site de Neuchâtel ........................................................ 71
3.2.2.1. Site de Neuchâtel ................................................................................................................. 71
3.2.2.2. Méthodologie ...................................................................................................................... 73
3.2.2.3. Résultats .............................................................................................................................. 75
3.3. Discussion des résultats............................................................................................. 80
3.3.1. Influence des éléments urbains et de la structure de la zone non-saturée sur la
restitution des traceurs....................................................................................................... 80
3.3.1.1. Influence des matériaux artificiels/remblayés de la zone non-saturée urbaine ................... 82
3.3.1.2. Conduites souterraines : infiltration et exfiltration ............................................................. 82
3.3.1.3. Essais à Neuchâtel : structures de la zone non-saturée sous les surfaces vertes (non-
imperméabilisées)........................................................................................................................................ 83
3.3.1.4. Ecoulement de l’eau dans la zone saturée........................................................................... 83
3.3.2. Evaluation de l’influence des conditions et événements hydrologiques sur les
flux d’eau dans la zone non-saturée urbaine ..................................................................... 84
3.3.3. Restitution des traceurs dans les aquifères des sites d’essais : paramètres et liens
avec l’adaptation de l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque en milieu urbain ........... 84
3.4. Conclusions ............................................................................................................... 88
3.4.1. Eléments urbains et leur impact sur l’estimation locale de la vulnérabilité ...... 88
3.4.2. Vers une adaptation de la cartographie de vulnérabilité pour les milieux
urbains : problématique des essais de terrain à l’échelle locale ........................................ 89
4. Modélisation et simulation numérique : flux d’eau souterraine

urbaine et paramètres hydrodynamiques typiques du milieu urbain ...
91
4.1. Introduction ............................................................................................................... 91
4.1.1. Concept de base................................................................................................. 91
4.1.2. Modélisation numérique en milieu urbain : bref aperçu des connaissances
actuelles ........................................................................................................................... 93
4.2. Modélisation et simulation en éléments-finis............................................................ 94
4.2.1. Principes de bases ............................................................................................. 94
4.2.2. Aquifères modélisés en MEF ............................................................................ 96
4.3. Simulation numérique de flux d’eau souterraine en milieu urbain : description des
paramètres hydrodynamiques spécifiquement urbains .......................................................... 97
4.3.1. Recharge effective spatialement hétérogène : variations du terme source source
/ perte ........................................................................................................................... 98
4.3.2. Conduites et cavités souterraines : conditions aux limites de transfert ........... 100
4.3.2.1. Conditions aux limites de transferts – type Cauchy (CLT) ................................................ 100
4.3.2.2. Conductivité hydraulique équivalente d’une conduite fissurée ......................................... 100
4.3.2.3. CLT : conversion de géométrie (planaire à radial)........................................................... 102
4.3.3. Fondations de bâtiments : modifications de la géométrie de l’aquifère .......... 104
4.4. Modèle en éléments-finis 2-D de la Maladière ....................................................... 105
4.4.1. Aquifère de la Maladière : géologie, hydrogéologie et caractéristiques urbaines
105
4.4.2. Aquifère de la Maladière : modèle conceptuel ................................................ 107
4.4.3. Aquifère de la Maladière : description du modèle 2-D en éléments-finis et
résultats des simulations de base (sans éléments urbains)............................................... 109
4.4.3.1. Géométrie du MEF, calibration et paramètres de simulations ......................................... 110
4.4.3.2. Résultats des simulations de base (sans éléments urbains) .............................................. 112
4.4.4. Aquifère de la Maladière : modèle urbain et résultats des simulations associées
(avec éléments urbains) ................................................................................................... 117
4.4.4.1. MEF urbain de la Maladière : paramètres associés (recharge effective hétérogène,
conditions de transfert, etc.) ...................................................................................................................... 117
4.4.4.2. Résultats des simulations urbaines successives (avec éléments urbains) – régime « pseudo-
permanent » .......................................................................................................................................... 120
4.4.4.3. Impact des conduites souterraines (modélisées en CLT) : séries temporelles en régime
transitoire .......................................................................................................................................... 137
4.5. Modèle en éléments-finis 2-D de CHYNcity .......................................................... 139
4.5.1. CHYNcity : contexte urbain et hydrogéologique, modèle conceptuel et MEF
(géométrie, limites, paramètres, temporalité) .................................................................. 139
4.5.2. Résultats des simulations de base (sans éléments urbain) ............................... 145
4.5.3. Résultats des simulations urbaines (avec éléments urbains) ........................... 147
4.5.3.1. Recharge effective hétérogène........................................................................................... 147
4.5.3.2. Conditions aux limites de transfert et coefficients de transferts corrigés .......................... 150
4.5.3.3. Modification du toit de l’aquifère modélisé ...................................................................... 155
4.6. Comparaison des modèles Maladière et CHYNcity : effets du changement d’échelle
spatiale sur l’influence hydrodynamique des éléments urbains modélisés ......................... 158
4.7. Conclusions : perturbation de l’écoulement de l’eau souterraine et lien avec la
vulnérabilité intrinsèque ...................................................................................................... 162
Table des matières
5. Estimation et cartographie de la vulnérabilité intrinsèque dans les

milieux urbains : paramètres, méthodologies et problématiques .... 165
5.1. Introduction ............................................................................................................. 165
5.2. Adaptation de l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque en milieu urbain : éléments
et processus urbains ............................................................................................................ 166
5.2.1. Eléments urbains et vulnérabilité intrinsèque des eaux souterraines urbaines 166
5.2.1.1. Protection de la ressource en eau souterraine urbaine : impacts urbains sur l’infiltration
de l’eau et sur la recharge verticale de l’aquifère .................................................................................... 166
5.2.1.2. Protection de la source en eau souterraine urbaine : impacts urbains sur l’écoulement
saturé dans l’aquifère................................................................................................................................ 169
5.2.2. Echelle cartographique de représentation et temporalité : éléments urbains à
considérer ........................................................................................................................ 170
5.2.2.1. Spatialisation de l’impact des éléments urbains................................................................ 170
5.2.2.2. Types de surfaces et leur contribution à la recharge verticale de l’aquifère urbain
(vulnérabilité de la ressource)................................................................................................................... 171
5.2.2.3. Zonation des réseaux de conduites souterraines et du facteur de perte (vulnérabilité de la
ressource) .......................................................................................................................................... 172
5.2.2.4. Infrastructures urbaines et perturbations de l’écoulement en zone saturée (vulnérabilité de
la source) .......................................................................................................................................... 173
5.2.2.5. Cartographie de la vulnérabilité urbaine : échelle spatiale - échelle temporelle ............. 174
5.2.3. Adaptation de la cartographie de vulnérabilité de la ressource - intégration des
éléments urbains : exemples et méthodologie ................................................................. 174
5.2.3.1. Méthodes paramétriques-empiriques. Adaptation des facteurs existants pour l’estimation
de la vulnérabilité intrinsèque – exemple de la méthode DRASTIC .......................................................... 175
5.2.3.2. Méthodes paramétriques-empiriques. Ajout de nouveaux facteurs - Approche européenne et
carte des processus anthropiques affectant la recharge ............................................................................ 176
5.2.3.3. Méthodes à base physique : intégration du construit urbain dans les modèles existants .. 181
5.2.4. Facteur hydrologique urbain ........................................................................... 183
5.2.5. Aléas et évaluation du risque en milieu urbain : spécificités et adaptation ..... 184
5.3. Adaptation de l’estimation de la vulnérabilité en milieu urbain : méthodologie
générale ............................................................................................................................... 186
6. Conclusions : synthèse générale, perspectives et limitations .......189

6.1. Synthèse générale .................................................................................................... 189
6.1.1. Résultats et observations ................................................................................. 189
6.1.2. Propositions ..................................................................................................... 190
6.2. Limitations et perspectives de la méthodologie proposée ....................................... 191
7. Références .........................................................................................193
Annexes ……………………………………………………………………………………. 207

MOTS-CLÉS : CARTOGRAPHIE DE LA VULNÉRABILITÉ, HYDROGÉOLOGIE URBAINE, ESSAIS DE
TRAÇAGES, SIMULATIONS NUMÉRIQUES
Résumé
Résumé
Les méthodes d’estimation et de cartographie de la vulnérabilité de l’eau souterraine ont été

jusqu’à présent développées pour les milieux naturels et ruraux. Dans les milieux urbains,
certains éléments spécifiques, comme les conduites souterraines, la concentration du
ruissellement sur les surfaces imperméables (bitumes, bétons) ou la présence de matériaux
artificiels fortement remaniés dans le sous-sol, ont une influence notable sur l’infiltration de
l’eau en surface et sur la percolation de l’eau dans la zone non-saturée – processus participant
de la recharge urbaine. La recharge spécifiquement urbaine des eaux souterraines, ainsi que les
perturbations urbaines de l’écoulement en milieu saturé, doivent donc être inclus dans les
schémas d’estimation de la vulnérabilité, afin de mettre au point une méthodologie de
cartographie de la vulnérabilité adaptée aux milieux urbains, et ce particulièrement pour la
cartographie à échelle locale.
Dans ce but, une étude de la littérature, des essais de traçage en milieu urbain (Colombier et
Neuchâtel, Suisse) et une série de simulations numériques du milieu urbain ont permis de
mieux cerner l’impact de différents éléments urbains (surfaces imperméables, conduites
souterraines et infrastructures en zone saturée) sur les écoulements de l’eau en surface et
subsurface urbaines.
Les essais de traçages urbains ont permis d’observer les processus suivants : (1) rôle dual des
conduites souterraines sur la recharge (augmentation ou diminution de la recharge locale, par
exfiltration ou infiltration) ; (2) augmentation de la recharge suite à la concentration du
ruissellement en bordure de surfaces imperméables ; et (3) augmentation de la recharge en
présence de matériaux artificiels remblayés dans la zone non-saturée.
Les simulations numériques urbaines, réalisées avec deux modèles en éléments-finis d’échelle
spatiale différente (1/3000 et 1/15000), ont permis de régionaliser l’impact des éléments
urbains sur l’écoulement souterrain. Ces simulations ont montré que la recharge hétérogène
(répartition spatiale selon le type de surface) a peu d’influence quelle que soit l’échelle
cartographique, et qu’inversement, l’impact des conduites souterraines est significatif à
différentes échelles cartographiques, même avec des valeurs faibles de facteur de perte. Les
perturbations induites par les infrastructures en zone saturée ont également été caractérisées,
mais sans toutefois pouvoir établir un lien entre ces perturbations et l’échelle cartographique.
Ces différents résultats ont alors été pris en compte pour l’établissement d’une méthodologie
générale d’estimation de la vulnérabilité adaptée au milieu urbain, qui propose notamment de
compiler les éléments urbains au sein d’une carte des processus anthropiques affectant la
recharge. Les indices de cette carte, modulables selon l’échelle cartographique et/ou la
disponibilité en données, et ne prenant en compte que l’information sur le construit urbain
(indépendante du contexte hydrogéologique), peuvent être superposés à des indices de
vulnérabilité classiques, obtenus au moyen de méthodes existantes. Le produit final de cette
superposition étant une carte d’indices de la vulnérabilité intrinsèque potentielle de l’aquifère
urbain.
vii

Abstract
Abstract
Vulnerability assessments and mapping methods for groundwater were primarily designed for
rural and natural areas. In urban areas, urban-specific elements like underground pipes, a
concentrated runoff on sealed surfaces, or the presence of artificial materials in the unsaturated
zone impact surface water infiltration and water percolation in the unsaturated zone –
processes that strongly affect the groundwater recharge. Urban-specific groundwater recharge,
and flow perturbations caused by urban elements, have to be included in a vulnerability
assessment scheme adapted to urban areas, more specifically for large-scale vulnerability
mapping.
In this perspective, a literature overview, tracer tests in urban context (Colombier and
Neuchâtel, Switzerland) and numerical modelling of the urban environment were conducted to
assess the impact of different urban elements (sealed surfaces, underground pipes and
underground structures in the saturated zone) on the surface and subsurface urban water flow.
The results of the urban tracer tests revealed: (1) the dual role of pipes on recharge (increase or
decrease of local recharge by pipe exfiltration or infiltration); (2) an increase in recharge due to
runoff concentration at the boundaries of sealed surfaces; and (3) an increase in recharge due
to the presence of artificial backfill materials in the unsaturated zone.
The urban numerical modelling, carried out by the means of two finite-element models with
two different spatial scales (1/3000 and 1/15000), allowed the regionalisation of the impact of
urban elements on groundwater flow. The results have pointed out how little the impact of the
heterogeneous recharge (related to the surface type) at any map scale actually is, and inversely,
how significant the impact of the underground pipes at various map scales is. The impact of
underground structures on groundwater flow was characterised, without being able to establish
any causal link between this impact and the map scale.
The different results were used then in order to establish a general methodology for the
adaptation of the vulnerability assessments in urban areas. This methodology aggregates the
different urban elements into an anthropic-related recharge processes map. The indexes of
this map can be adapted depending on the map scale and the data availability. Practically, this
index contains only information about the urban infrastructures (independent of the
hydrogeological context), and can be overlaid on any vulnerability index obtained through any
existing methods (dependant of the hydrogeological context). The final product of this index
overlay is an urban aquifer potential intrinsic vulnerability index map.
ix

Remerciements
Remerciements
Un travail de doctorat n’est pas un ouvrage réalisé en solitaire, où un seul cerveau (et des
mains…) est mis à l’épreuve. Le résultat final est l’œuvre d’une multitude de contributions,
qui ont toutes consolidé et augmenté le travail effectué. Ces lignes témoignent de ma profonde
reconnaissance pour toutes les personnes impliquées de près ou de loin dans cette étude.
Prof. François Zwahlen, directeur de cette thèse, qui m’a laissé une très grande liberté
intellectuelle lors de ce travail, mais qui a su aux moments opportuns me remettre sur les rails,
m’empêchant ainsi de me perdre dans les vastes domaines de la cartographie de la
vulnérabilité et de l’hydrogéologie urbaine. Sa très grande culture des processus
hydrogéologiques, ainsi que son expérience pratique, ont très largement contribué au plaisir de
mener cette étude.
Prof. Pierre Perrochet, membre du jury, et Dr. Ellen Milnes, pour leur précieuse aide et leurs
remarques pertinentes à destination du Béotien de la simulation numérique que je n’ai jamais
cessé d’être.
Prof. Alain Dassargues et Prof. Jacques Mudry, membres du jury, pour leurs remarques
extrêmement constructives, qui ont permis d’améliorer la qualité du présent travail.
MM. Pierre-Olivier Aragno et Didier Gretillat, à la Ville de Neuchâtel, ainsi qu’à M. Pierre
Quinche, à la GANSA de Colombier, pour leur indispensable aide technique et
bibliographique à l’occasion des nombreux essais de traçages en milieu urbain qui parsèment
cette étude.
L’ensemble de collaborateurs du CHYN, responsables d’un environnement de travail

particulièrement stimulant et agréable, en premier lieu mon ex-collègue de bureau François
Gainon, dont les boutades ravageuses n’auront jamais cessé de me réjouir, mais aussi, entre
autres, Domagoj Babic, Vincent Badoux, Xanthippe Boutsiadou, Pascale Ducommun, Vivian
Gremaud, Jaouher Kerrou, Giona Preisig, Michiel Pronk et Charles Robert-Charrue. Je tiens
également à remercier Pierre-André Schnegg et Roberto Costa, pour la mise à disposition et le
suivi technique de leurs fabuleux fluorimètres de terrain, ainsi que les secrétaires du CHYN
Carine Erard et Corrine Carraux, pour m’avoir rendu agréable l’administration du cours
Master.
A l’ensemble des étudiants en hydrogéologie que j’ai encadré durant quatre ans, trop
nombreux pour être cités ici. Leur fraîcheur d’esprit (et leurs propositions d’apéro) ont
régulièrement alimenté mon enthousiasme durant toute cette période.
A mes amis, ainsi qu’au collectif Cycle Opérant, pour avoir accompagné électroniquement
durant ces années de travail.
A mes parents Christiane et Marc, ainsi qu’à ma sœur Lorraine. Ces quelques lignes ne
suffisant évidemment pas pour leur témoigner mon immense gratitude pour leur soutien
permanent durant toutes ces années d’études.
Enfin, last but not least, je tiens à remercier sincèrement Martine, pour son infinie patience et
son soutien inconditionnel, même lors des épisodes les plus délicats de la présente thèse.
xi

Introduction
1. Introduction
1
Introduction
1.1. GÉNÉRALITÉS
L’urbanisation et son impact environnemental est une problématique majeure dans notre
civilisation industrielle en perpétuelle croissance. L’eau souterraine est ainsi une des
nombreuses ressources naturelles qui est systématiquement menacée par le développement
urbain et les activités polluantes qui y sont associées, comme les réseaux d’eaux usées ou
l’accroissement du parc industriel (Foster (2001)), menace d’autant plus significative que ces
ressources en eau sont fréquemment exploitées et consommées pour l’alimentation –
particulièrement dans les pays en développement.
Sujet de recherche prolifique, actuel et nécessaire, l’évaluation du potentiel de contamination

de l’eau souterraine urbaine mobilise de nombreux hydrogéologues et experts en
environnement, qui ont ainsi proposé différentes approches méthodologiques : par exemple la
quantification précise de l’exfiltration des réseaux d’égouts (Rutsch et al. (2008) ou Ellis et al.
(2003), par exemple) ou divers outils de gestion et de modélisation des ressources en eau
souterraine urbaine (Wolf et al. (2005), Epting et al. (2008), par exemple). A côté de ces
approches généralistes existent également divers types d’études locales : études d’impact
(généralement lors de la construction d’ouvrages), études de contaminants spécifiques
(hydrocarbures, métaux lourds, etc.) et leurs activités associées (problématique des sites
pollués) – méthodes fréquemment utilisées hors des milieux académiques.
Développées à l’origine pour les milieux naturels, les méthodes d’estimation et de cartographie
de la vulnérabilité aux contaminations sont également un outil important et largement utilisé
pour la protection des eaux souterraines - et les décisions pour l’aménagement du territoire qui
en résultent. Ces méthodes identifient et combinent une série de paramètres
géomorphologiques, géologiques et hydrogéologiques, permettant au final d’obtenir un indice
de vulnérabilité de l’eau souterraine, représentatif de la capacité du milieu naturel à retarder,
disperser, diluer et/ou dégrader un contaminant potentiel en provenance de la surface ou de la
subsurface (Gogu et al. (2000), Vrba et al. (1994)).
Ces méthodes, nombreuses et souvent mise au point pour des contextes hydrogéologiques
naturels spécifiques (fréquemment les milieux karstiques, très vulnérables aux contaminations
; cf. par exemple Doerfliger et al. (1998)), n’ont toutefois jamais intégré explicitement dans
leurs schémas méthodologiques le construit urbain, l’hétérogénéité qu’il représente et l’impact
qu’il induit sur les écoulements d’eau en surface et dans le sous-sol.
De manière générale, l’urbanisation induit en effet une série d’impacts quantitatifs et
qualitatifs sur l’eau souterraine (Morris et al. (2003)) :
1
Chapitre 1
 Changements importants de la configuration spatiale et du taux de la recharge des

aquifères.
 Modification des régimes d’abstraction de l’eau, à court ou à long-terme.
 Dégradation globale ou localisée de la qualité de l’eau souterraine.
Par rapport aux milieux naturels, le milieu urbain présente ainsi une hydrologie et une
hydrogéologie spécifique, qu’il est nécessaire de prendre en compte lors de l’estimation et de
la cartographie de la vulnérabilité de l’eau souterraine. Mais également lors de l’évaluation des
aléas de contamination que fait peser l’urbanisation sur les ressources aquifères.
1.2. OBJECTIFS DE L’ÉTUDE
L’objectif premier de la présente thèse est d’établir un lien entre les domaines de recherche liés
à l’estimation de la vulnérabilité et à l’hydrogéologie urbaine, en proposant une réflexion
méthodologique sur l’adaptation de l’estimation et de la cartographie de la vulnérabilité dans
les milieux urbains. Complément aux approches susmentionnées pour la protection des eaux
souterraines urbaines, la cartographie de vulnérabilité spécifique aux milieux urbains est ainsi
un outil supplémentaire pour la gestion des eaux souterraines urbaines et la planification
territoriale.
Le deuxième objectif de cette thèse est de dénouer la problématique de l’échelle

cartographique de représentation de la vulnérabilité des eaux souterraines en milieu urbain, et
du besoin en données de tous types (infrastructures, hydrogéologiques, pédologiques, etc.) qui
en est tributaire. Compte tenu de la complexité du construit urbain, et de l’augmentation du
besoin en données lorsque l’échelle cartographique diminue, il est alors nécessaire de trouver
des solutions pour simplifier l’estimation de la vulnérabilité à échelle régionale.
Au moyen d’une étude bibliographique, d’essais sur le terrain et de modélisations numériques

des écoulements souterrains en milieu urbain, la présente thèse tente ainsi de conjuguer ces
deux objectifs, pour permettre au final d’optimiser la cartographie de vulnérabilité en tenant
compte de la forte hétérogénéité hydrogéologique induite par l’urbanisation des systèmes
aquifères.
2
Introduction
1.3. STRUCTURE DE L’ÉTUDE
La présente thèse est structurée de la manière suivante :
Chapitre 2. Etat des connaissances sur l’estimation et la cartographie de la

vulnérabilité, et l’hydrogéologie urbaine. Sur la base de la littérature, une première
tentative pour établir un lien entre ces deux domaines de recherche y est esquissée.
Chapitre 3. Essais de traçage urbains et autres études de terrain. Ce chapitre présente

deux sites d’études urbains (Colombier et Neuchâtel, Suisse) et les résultats des essais
qui y ont été réalisés. La discussion des résultats a été menée dans la perspective d’une
caractérisation de l’impact d’éléments spécifiquement urbains sur la restitution des
traceurs dans l’aquifère, permettant au final une détermination du lien entre cet impact
et les valeurs locales d’indices de vulnérabilité intrinsèque.
Chapitre 4. Modélisations et simulations numériques urbaines. Ce chapitre présente

plusieurs simulations numériques d’écoulement de l’eau souterraine en milieu urbain
(réalisées au moyen du logiciel FEFLOW). Divers éléments urbains (recharge
hétérogène, conduites souterraines, infrastructures de bâtiments) ont été inclus dans les
modèles, à plusieurs échelles cartographiques, et les résultats des simulations ont été
comparés avec des modèles de base « naturels ». Ces comparaisons ont alors permis de
déterminer la pertinence, selon l’échelle spatiale, de l’intégration du construit urbain
dans l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque.
Chapitre 5. Estimation et cartographie de la vulnérabilité en milieu urbain. Sur la base

des observations de terrain et des résultats des simulations numériques urbaines, ce
chapitre présente diverses propositions pour l’adaptation de la cartographie de
vulnérabilité aux milieux urbains : éléments urbains à considérer, à quelle échelle
cartographique, et manière de les intégrer dans la cartographie de vulnérabilité. Une
réflexion est également menée sur les problématiques plus générales concernant d’une
part le comportement hydrologique urbain, et d’autre part l’évaluation des aléas en
milieu urbain. Ce chapitre est conclu par une méthodologie générale pour l’adaptation
de la cartographie de vulnérabilité aux zones urbaines.
Chapitre 6. Conclusions générales, perspectives et limitations de l’adaptation de la

cartographie de vulnérabilité aux milieux urbains.
3

Etat des connaissances
2. Cartographie de vulnérabilité des eaux souterraines et hydrogéologie urbaine : état des connaissances et liens existants
2
Cartographie de vulnérabilité des eaux
souterraines et hydrogéologie urbaine :
état des connaissances et liens existants
2.1. INTRODUCTION
Ce chapitre a pour but de présenter l’état actuel des connaissances dans les deux domaines de
recherche en hydrogéologie, ayant a priori peu de connexions, que sont la cartographie de la
vulnérabilité des eaux souterraines aux contaminations et l’étude hydrogéologique du milieu
urbain. Le deuxième objectif de ce chapitre est alors d’identifier les liens existants entre ces
deux domaines de l’hydrogéologie, et le cas échéant, de voir si des liens peuvent alors être mis
en lumière de façon préliminaire.
Ces deux domaines sont exposés dans les deux premières sections de ce chapitre. La section
2.2 présente ainsi les concepts de bases ainsi que les méthodes utilisées pour estimer la
vulnérabilité d’un aquifère en général, ou plus précisément d’une source ou d’un puits, à tout
type de contamination en provenance de la surface. Un poids particulier est donné aux
concepts de l’Approche européenne (Zwahlen (2004)) ainsi qu’à la méthode DRASTIC (Aller
et al. (1987)). La section 2.3 présente quant à elle l’état actuel des connaissances sur le
comportement hydrogéologique des aquifères urbains, ainsi que les menaces de nature
anthropogénique qui pèsent sur ces ressources en eau.
Par la suite, la section 2.4 présente brièvement quelques approches pour la gestion de la
ressource urbaine en eau souterraine, et examine si des liens existent déjà entre les deux
domaines de recherche susmentionnés, avec comme guide les questions suivantes : dans quelle
mesure les méthodes de cartographie de vulnérabilité existantes intègrent déjà certains aspects
et concepts de l’hydrogéologie urbaine ? Et inversement : dans quelle mesure les nombreuses
études liées aux ressources en eau souterraines urbaine (gestion des ressources, modélisation
des pollutions, études d’impact, etc.) intègrent-elles les concepts liés à l’estimation de la
vulnérabilité de la ressource en eau souterraine étudiée ?
Comme introduction à la problématique de la présente thèse, une réflexion préliminaire définit

les éléments urbains à prendre en compte pour l’adaptation des méthodes cartographiques
d’estimation de la vulnérabilité dans les milieux urbains1 (section 2.5). Avec ainsi en toile de
fond la question centrale du présent travail : existe-t-il une façon pertinente de caractériser la
vulnérabilité des eaux souterraines en milieu urbain, en y intégrant la forte hétérogénéité des
conditions de recharge et d’écoulement des eaux souterraines dans ce type de milieu ?
1
Cet aspect sera développé en détail dans le chapitre 5.
5
Chapitre 2
Un premier exemple d’adaptation possible au contexte urbain d’une méthode existante

(Approche européenne COST620 (Zwahlen (2004)) se propose de modifier les facteurs OCPK
de l’Approche européenne (définie initialement pour les milieux karstiques), à la lumière de
quelques analogies existantes entre les environnements hydrogéologiques karstiques et
urbains.
2.2. ESTIMATION DE LA VULNÉRABILITÉ DES EAUX SOUTERRAINES AUX

CONTAMINATIONS : ÉTAT DES CONNAISSANCES
Premier sujet abordé, et cœur de la présente thèse, les méthodes d’estimation et de

cartographie de la vulnérabilité des eaux souterraines aux contaminations font l’objet de la
présente section. Domaine scientifique extrêmement vaste, il est évidemment très difficile de
faire une présentation exhaustive de toutes les méthodes existantes sans diluer le propos dans
une information trop abondante et au final peu pertinente.
D’autre part, le but premier de cette thèse étant d’aborder la problématique de la cartographie
de la vulnérabilité dans les milieux urbains dans une perspective la plus large possible, il aurait
été absurde de passer du temps à décrire en détail chacune de ces méthodes d’estimation.
Aussi, c’est plutôt les aspects généraux, les principaux types de méthodes et leurs limitations
qui seront présentés dans cette section (parties 2.2.1 à 2.2.3). De nombreuses méthodes
d’estimation de la vulnérabilité étant restées de surcroît confidentielles, seules deux approches
seront décrites plus en détail ici : l’Approche européenne pour l’estimation de la vulnérabilité
intrinsèque (partie 2.2.4), pour sa pertinence, et la méthode américaine DRASTIC (partie
2.2.5), pour sa simplicité et son utilisation relativement répandue.
Un rapide survol de la caractérisation des aléas et du risque de contamination de l’eau

souterraine fera l’objet de la partie 2.2.6. Enfin, la partie 2.2.7 présente brièvement les types de
recharge des eaux souterraines et leur lien avec l’estimation et cartographie de vulnérabilité,
afin d’établir une base pour la présentation de la recharge en milieu urbain (partie 2.3).
2.2.1. Cartographie de vulnérabilité des eaux souterraines : concepts et méthodes

2.2.1.1. Généralités
Comme proposé dans Vrba et al. (1994) (dans un recueil exhaustif sur les méthodes
cartographiques de vulnérabilité), la vulnérabilité des eaux souterraines est une propriété qui
est relative, non-mesurable et sans dimension. Ces auteurs proposent la définition suivante
pour la vulnérabilité des eaux souterraines : « la vulnérabilité est une propriété intrinsèque
d’un système d’eau souterraine qui dépend de sa sensibilité aux impacts humains et/ou
naturels »2. Bien que l’expression « vulnérabilité » puisse être associée à un large panel de
problèmes généraux ou spécifiques (par exemple les changements climatiques ou les
problèmes d’intrusion saline), elle sera toujours associée ici à la contamination de l’eau
souterraine. Le concept de base pour l’estimation de la vulnérabilité de l’eau souterraine est
2
“Vulnerability is an intrinsic property of a groundwater system that depends on the sensitivity of that system to
human and/or natural impacts”.
6
que l’environnement physique, biologique et chimique naturel peut offrir une forme
d’autoprotection naturelle contre les atteintes en provenance des activités humaines
polluantes, ou de phénomènes naturels polluants, localisés en surface ou subsurface (Foster
(2007) ; Vrba et al. (1994)). La vulnérabilité de l’eau souterraine étant alors par définition la
plus élevée là où l’autoprotection du système hydrogéologique est la plus faible. Selon un
point de vue maximaliste, et en considérant les échelles de temps de certains phénomènes
hydrogéologiques et de possibles contaminations, NRC (1993) proposent de considérer toutes
les eaux souterraines comme étant vulnérables (« All groundwater is vulnerable ») – à divers
degrés cependant. En se focalisant sur les paramètres du système considéré, les différentes
définitions formulées ci-dessus ne sont toutefois que partiellement satisfaisantes, car elles font
l’impasse sur une description physique du concept de « vulnérabilité ». Pour pallier à ce
manque, en se basant sur une approche de type « Pression-Etat-Impact » (en anglais « PSI » ;
Gardin et al. (2006)), Popescu et al. (2008) proposent ainsi une définition généraliste de la
vulnérabilité, dotée d’une signification physique claire : le concept généraliste de la
vulnérabilité de l’eau souterraine devrait refléter la facilité avec laquelle un système aquifère
(« l’Etat ») transforme une pression (en amont) en un impact (en aval).
Fig. 2.1 : Système de classification des cartes hydrogéologiques (d’après Struckmeier (1989)). Progrès techniques et
informatiques aidant, il est désormais possible de mettre au point des cartes de la vulnérabilité à grande échelle
(locales), et dynamiques - lorsque les données sont suffisamment abondantes toutefois (cf. infra)
Parmi les nombreux outils cartographiques (fig. 2.1) à la disposition de l’hydrogéologue ou de

toute autre personne responsable de la gestion de ressources en eaux souterraines ou de
l’aménagement du territoire, la carte de vulnérabilité est ainsi un des éléments-clé pour la
protection et la gestion des ressources en eau.
Les cartes de vulnérabilité ont toutefois la particularité de ne pas représenter directement les
ressources en eaux et leurs éléments associés (niveaux piézométriques, sources, etc.), mais
plutôt un ensemble de paramètres dérivés de ces éléments, voire parfois non-affiliés
directement à l’eau souterraine (pente, type de sols, etc.). Elles permettent ainsi de représenter
une multitude de données en provenance de sources variées, en les modulant en un nombre
limité d’indices relatifs de vulnérabilité. Ces cartes sont également dépendantes du temps (à
l’inverse des cartes géologiques, par exemple), dans le sens où les paramètres utilisés
7
Chapitre 2
(profondeur du niveau piézométrique, intensité de la recharge, etc.) peuvent varier

temporellement.
Concrètement, la cartographie de vulnérabilité établit une représentation spatiale 2-D du degré

de vulnérabilité d’un aquifère donné à une contamination potentielle, basée sur les attributs
hydrogéologiques, géomorphologiques et hydrologiques (climat, pluviométrie) de celui-ci.
Une carte de vulnérabilité subdivise ainsi une portion de territoire en unités spatiales
homogènes (polygones ou cellules) montrant un même indice de vulnérabilité, basé sur
plusieurs paramètres de l’unité spatiale considérée (paramètres géologiques, pédologiques,
etc. ; cf. infra). Toujours selon Vrba et al. (1994), conséquence de la sélection arbitraire des
paramètres et des calculs d’indices (tout aussi arbitraires) pour l’estimation de la vulnérabilité,
deux unités spatiales différentes montreront ainsi toujours des valeurs de vulnérabilité
relatives. Les méthodes de détermination de la vulnérabilité ne fournissent donc jamais de
valeurs absolues d’indices.
2.2.1.2. Cartographie de vulnérabilité : attributs et paramètres
Comme déjà mentionné, la cartographie de vulnérabilité se base sur une série d’attributs et de
paramètres en provenance de diverses sources de données : géologiques, hydrogéologiques,
pédologiques, climatiques et géomorphologiques. Ces paramètres sont ensuite combinés en
divers indices relatifs de vulnérabilité. La figure 2.2 présente les principaux attributs, et leurs
paramètres associés, nécessaires pour l’établissement de cartes de vulnérabilité.
Fig. 2.2 : Attributs de la vulnérabilité de l’eau souterraine et paramètres associés (modifié d’après Vrba (1991))
Comme spécifié par Goldscheider et al. (2004 (1)), l’estimation de la vulnérabilité peut être
classée en deux catégories : vulnérabilité intrinsèque et vulnérabilité spécifique.
La vulnérabilité intrinsèque est liée aux attributs hydrologiques, géologiques et

hydrogéologiques d’une unité spatiale. Elle est indépendante du type et de la durée de la
contamination potentielle (indépendante du scénario de contamination). Le résultat est une
carte de vulnérabilité intrinsèque, basée uniquement sur les propriétés du sol et du sous-sol de
l’unité spatiale.
8
L’estimation de la vulnérabilité spécifique nécessite quant à elle la prise en compte des

propriétés physiques et chimiques d’un contaminant particulier ou d’un groupe de
contaminants, en plus des propriétés intrinsèques (cf. supra) de l’unité spatiale. Le résultat est
une carte de vulnérabilité spécifique, basée sur des propriétés prédéfinies d’un contaminant en
relation avec les propriétés du sol et du sous-sol de l’unité spatiale.
Comme mentionné plus haut, l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque s’articule donc autour
du potentiel d’autoprotection par le milieu géologique. D’après Foster (2007), les facteurs
prioritaires à considérer pour tout type d’estimation de la vulnérabilité devraient être les
suivants :
 Caractéristiques hydrodynamiques et physico-chimiques permettant la dispersion, la

retardation et la dégradation d’un panache de polluant ; caractéristiques internes au
système pouvant ainsi atténuer la contamination potentielle.
 Caractéristiques physiques permettant de réduire l’infiltration verticale de l’eau ;
caractéristiques internes ou externes au système pouvant ainsi diminuer la recharge des
eaux souterraines.
Le deuxième point, lié à la recharge et aux vitesses et débits d’écoulement de l’eau dans la
zone non-saturée, est un aspect très important de la présente thèse. La recharge est donc l’objet
de parties spécifiques de ce chapitre (2.2.7 et 2.3.1).
Concernant le premier point, il est donc nécessaire de caractériser la capacité d’atténuation par
le milieu d’un panache de contaminant dans la zone non-saturée puis dans l’aquifère. Cette
atténuation se fait grâce aux processus physiques, physico-chimiques et biologiques ayant lieu
dans le sol et sous-sol qui permettent, comme mentionné ci-dessus, de retarder3 l’arrivée du
contaminant dans la zone saturée (ou en aval dans un puits ou une source), ou d’en diminuer la
concentration. Sans entrer dans les détails, ces processus sont les suivants4 :
 Dispersion
 Filtration
 Sédimentation
 Adsorption/désorption
 Biodégradation et/ou dégradation chimique/radioactive
 Processus physico-chimiques : oxydoréduction, complexation, précipitation, volatilisation
La figure 2.3 synthétise, qualitativement, la relation entre divers paramètres physiques et

chimiques du sol et sous-sol et l’efficacité des processus d’atténuation susmentionnés.
Ces paramètres sont donc à intégrer, de façon explicite ou implicite, dans les attributs
nécessaires à l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque.
3
Ce qui en soit ne diminue pas la concentration d’un contaminant, mais laisse plus de temps aux processus
d’atténuation biologiques et chimiques pour opérer. C’est pourquoi les processus de retardation sont aussi inclus
dans l’expression « processus d’atténuation ».
4
En parallèle au processus advectif pur pour l’écoulement de l’eau dans les milieux souterrains. Le but ici n’est pas
de décrire en détail les processus d’atténuation d’une contamination. Le lecteur pourra se référer par exemple à
Fetter (1999) pour une description exhaustive de ces processus.
9
Chapitre 2
Fig. 2.3 : Relation qualitative entre les paramètres physiques et chimiques du sol et sous-sol et l’efficacité des
processus d’atténuation : (-) peu ou pas de corrélation ; (+) corrélation significative ; (++) forte corrélation (modifié
d’après COST Action 620 (2004))
La figure 2.3 présente le même type de relation, mais cette fois-ci pour les caractéristiques
physiques et chimiques du contaminant lui-même. Ces paramètres sont donc à prendre en
compte pour l’estimation de la vulnérabilité spécifique. Toutefois, la présente thèse se
focalisant essentiellement sur les problèmes de vulnérabilité intrinsèque en milieu urbain, les
concepts détaillés liés à la vulnérabilité spécifique ne seront pas discutés en détail ici5.
Fig. 2.4 : Relation qualitative entre les paramètres physiques et chimiques du contaminant et l’efficacité des
processus d’atténuation : (-) peu ou pas de corrélation ; (+) corrélation significative ; (++) forte corrélation (modifié
d’après COST Action 620 (2004))
5
Le lecteur pourra se référer à COST Action 620 (2004) pour une présentation des concepts et méthodes de à la
vulnérabilité spécifique.
10
L’effet de ces processus

d’atténuation sur un panache
potentiel, en zone non-saturée et
saturée, est montré sur la figure
2.5 (sous forme de courbe de
restitution théorique en aval dans
l’aquifère). De manière générale,
le transport de contaminant dans
l’eau souterraine est un mélange
de tous ces processus, le but final
de la carte de vulnérabilité étant
de synthétiser les attributs
Fig. 2.5 : Courbe théoriques de restitution (concentration vs
favorisant ces processus temps) pour un contaminant selon divers processus liés au
d’atténuation (fig. 2.6)6, pour les transport en milieu souterrain (la retardation n’est pas
formations du sol et du sous-sol non- représentée ici). D’après Brouyère et al. (2001)
saturé (donc pour la protection d’une
ressource « globale » en eau souterraine). Et le cas échéant, pour les formations saturées de
l’aquifère, pour la protection d’une source spécifique de l’aquifère (puits ou exutoire naturel).
Fig. 2.6 : Processus d’atténuation des contaminants dans les formations de sol, sous-sol non-saturé et aquifère
(d’après Foster et al. (1988), modifié d’après Gowler (1983)).
2.2.1.3. Échelle spatiale et utilisation des cartes de vulnérabilité
Dans son rôle d’outil cartographique simple et synthétique, pour la protection des ressources
en eau souterraine ou l’aménagement du territoire, la carte de vulnérabilité peut être mise au
point à différentes échelles cartographiques. Le type d’utilisation de cartes de vulnérabilité est
alors complètement dépendant de l’échelle spatiale à laquelle ces cartes sont établies. La figure
6
La figure 2.6 inclut également la dilution dans les processus d’atténuation. Dilution qui peut être interprétée ici
comme le rapport entre le flux de recharge venant de la zone non-saturée et le flux dans la zone saturée.
11
Chapitre 2
2.7 résume ce lien entre échelle spatiale et utilisation des cartes de vulnérabilité. Le problème
de l’échelle cartographique pour la vulnérabilité, et le besoin en données hydrogéologiques qui
y est associé (partie 2.2.3), est un point important de cette thèse. Ce point sera discuté plus en
détail dans le chapitre 5.
Fig. 2.7 : Classification des cartes de vulnérabilité (modifié d’après Vrba et al. (1994))
L’utilisation des cartes de vulnérabilité peut être divisée en trois domaines principaux (Vrba et
al. (1994) ; fig. 2.8):
 Aménagement du territoire (planification d’activités territoriales) : les cartes de

vulnérabilité peuvent être
utilisées par différents
responsables politiques, agences
gouvernementales ou entreprises
privées comme outils
préliminaires lors de la
planification de projets sur le
territoire, ou pour définir des
priorités temporelles pour la
gestion des ressources en eau. En Fig. 2.8 : Domaines d’utilisation des cartes de
cas de planification obligatoire vulnérabilité
d’activités polluantes, la localisation
de zones à faible vulnérabilité peut ainsi être déterminée pour ces activités.
 Protection des eaux souterraines (estimation des contaminations potentielles) : les cartes de
vulnérabilité peuvent être utilisées par les experts hydrogéologues et agences
environnementales pour déterminer l’urgence et la localisation d’éventuelles mesures
destinées à protéger les eaux souterraines. Elles permettent par exemple de déterminer
quels sites nécessitent une étude hydrogéologique détaillée (pour une étude d’impact, par
exemple)7.
7
Permettant ainsi une estimation localisée du risque de pollution sur des cibles définies. Celles-ci faisant alors
l’objet d’études spécifiques (qui ne peuvent jamais être remplacées par une carte de vulnérabilité).
12
 Domaine éducatif/pédagogique (matériel pédagogique) : les cartes de vulnérabilité peuvent

enfin être utilisées en tant qu’outil explicatif pour les responsables politiques,
l’enseignement et le grand public, de par la manière synthétique dont ces cartes présentent
une somme de données complexes8.
La figure 2.9 synthétise les liens entre type d’outils cartographiques, échelles de représentation
spatiale et utilisateurs concernés, montrant ainsi la place des cartes de vulnérabilité au sein du
panel plus large d’outils pour la protection des eaux souterraines.
Fig. 2.9 : Utilisateurs, échelles de représentation et outils pour l’estimation et le contrôle de la contamination de
l’eau souterraine (tiré de Foster et al. (2002))
Compte tenu de la variété d’utilisateurs potentiels de cartes de vulnérabilité et de l’usage

principal qui en est fait (usage pratique pour le milieu non-scientifique, plus rarement pour la
recherche scientifique), celles-ci doivent dès lors être parfaitement claires, standardisées et
faciles à comprendre pour les personnes non-initiées à l’hydrogéologie.
2.2.2. Types de méthodes : méthodologies, milieux hydrogéologiques concernés
Depuis la formalisation du concept de « vulnérabilité » et ses premières applications (Margat

(1968) ; Albinet et al. (1975)), les méthodes d’estimation de la vulnérabilité se sont
multipliées, tant sur le plan conceptuel que pratique. De façon générale, selon l’utilisation qui
va en être faite, les méthodes cartographiques d’estimation de la vulnérabilité peuvent
s’articuler selon deux axes principaux :
8
L’expression « vulnérabilité » est ainsi explicite auprès du grand public pour la prise de conscience des menaces
qui pèsent sur les ressources en eau souterraine (Vrba et al. (1994)).
13
Chapitre 2
 Selon les types de concepts et techniques : méthodes paramétriques (indices), statistiques,

par modélisation physique.
 Selon le type de milieu hydrogéologique (pour les méthodes paramétriques
particulièrement) : poreux, fissuré ou karstique.
2.2.2.1. Types de concepts et techniques d’estimation de la vulnérabilité
Très nombreuses, les méthodes d’estimation peuvent être classées en trois catégories
principales (selon Liggett et al. (2009))9 :
 Méthodes paramétriques avec indices superposables (empiriques)

 Méthodes par modélisation physique (mathématiques-numérique)
 Méthodes statistiques (prévisionnelles)
Le choix du type de méthode lors de l’élaboration d’une carte de vulnérabilité se fait alors
selon le degré de complexité voulu (et donc de la validité scientifique des conclusions,
défendable ou non scientifiquement ; Focazio et al. (2002)) et le type d’utilisateur désiré. Sans
entrer dans les détails pour chacune de ces méthodes10, la figure 2.10 résume les avantages et
inconvénients des approches susmentionnées, ainsi que le type d’utilisateur qui leur est
associé11.
Les méthodes paramétriques, permettant de calculer rapidement de façon empirique des

indices de vulnérabilité, sont fréquemment utilisées et s’appuient sur une sélection d’attributs
et paramètres physiques représentatifs de la vulnérabilité (épaisseur de la zone non-saturée,
type de sol, etc.), qui sont discrétisés et classés par intervalle décroissant d’effet supposé sur
l’atténuation d’une contamination (donc d’accroissement de la vulnérabilité). Gogu et al.
(2000) subdivisent la famille des méthodes paramétriques en trois sous-systèmes, selon
l’approche théorique utilisée :
 Systèmes matriciels. Basés sur un nombre limité de paramètres physiques rigoureusement

choisis et présentés sous forme de matrice. L’estimation de l’indice de vulnérabilité se fait
alors de façon très rapide et simple (exemple fig. 2.11a), selon un système de tableau
multi-paramètres.
 Systèmes de paramètres classés combinés. Les paramètres physiques jugés nécessaires à
l’estimation de la vulnérabilité sont répartis sur une échelle de valeurs classées d’après leur
influence estimée sur l’atténuation d’une contamination potentielle. Ces classes sont
ensuite combinées selon un schéma calculatoire défini pour donner un indice final de
vulnérabilité (exemple fig. 2.11b)
9
Qui reprend en la classification de NRC (1993) en trois grandes familles : méthodes d’indices et superposition,
méthodes basées sur les processus physiques et méthodes statistiques.
10
La méthode paramétrique DRASTIC (Aller et al. (1987)) ainsi que l’approche globale dite « européenne »
(Zwahlen (2004), Daly et al. (2002)), qui seront utilisées dans la présente étude comme base pour la réflexion liée
aux milieux urbains, font l’objet de parties spécifiques de ce chapitre (2.2.4 et 2.2.5). Les méthodes statistiques et
par modélisation physique ne seront pas décrites plus avant dans ce chapitre.
11
Selon Focazio et al. (2002).
14
Type de méthode Avantages Inconvénients Type d’utilisateur Référenc

es
 Coûts réduits  Indices de  Administrations Aller et al.
 Rapides vulnérabilité et (1987),
 Peu gourmandes purement qualitatifs gouvernements Civita et
en données  Fortement  Experts divers al. (1997),
Méthodes hydrogéologiques dépendantes du  Domaine Vias et al.
paramétriques-  Facilement jugement de l’expert éducatif (2006)
empiriques interprétables  Fréquentes
divergences
d’estimation entre les
méthodes (pour un
même site)
 Indices de  Gourmandes en  Experts en Connell et
vulnérabilité données hydrogéologie et al. (2003),
quantifiés hydrogéologiques en sciences de Neukum
 Peu ou pas de  Difficilement l’environnement et al.
jugement subjectif utilisables sans  Administrations (2009),
de l’expert consultation de et Jeannin et
Méthodes par  Permettant l’expert gouvernements al. (2001)
modélisation l’estimation de la  Coûts élevés : main-
physique vulnérabilité d’œuvre et logiciels
intrinsèque ou
spécifique
 Basées sur la
physique réelle
des écoulements
souterrains
 Indices de  Spécialisées :  Experts en Masetti et
vulnérabilité souvent développées hydrogéologie et al. (2009),
quantifiés, avec pour un seul type de en sciences de Tesoriero
incertitudes contaminant l’environnement et al.
 Peu ou pas de  Pas de méthodes  Administrations (1997),
Méthodes jugement subjectif « clé-en-main » et Worrall et
statistiques- de l’expert  Difficilement gouvernements al. (2003),
prévisionnelles  Corrélations utilisables sans Worrall et
directes avec des consultation de al. (2005)
données de terrain l’expert
(contaminations
réelles et
potentielles
Fig. 2.10 : Avantages, inconvénients et type d’utilisateurs-cible pour les trois types principaux de méthodes
d’estimation de la vulnérabilité
 Systèmes « point-count » (classement – pondération). Proche du système de paramètres

classés combinés, avec l’ajout de facteur de pondération pour chaque valeur de paramètre,
selon son efficacité particulière dans l’atténuation d’une contamination potentielle. Les
valeurs finales d’indices sont alors obtenues par la somme pondérée des valeurs de
paramètre. La méthode DRASTIC (Aller et al. (1987)) et la méthode SINTACS (Civita et
al. (1997)) qui en est dérivée sont de bons exemples de systèmes « point-count ».
Le mélange de plusieurs de ces approches dans les schémas conceptuels d’estimation de la

vulnérabilité est fréquent (exemple de système hybride matriciel / « point-count » pour la
méthode COP, fig. 2.11c).
15
Chapitre 2
2.2.2.2. Méthodes paramétriques - empiriques : milieux hydrogéologiques concernés
Alors que les approches statistiques et par modélisation physique, basées sur les processus
physiques d’écoulement de l’eau et du transport des contaminants, sont a priori indépendantes
du contexte hydrogéologique12, les méthodes paramétriques – empiriques sont quant à elles en
grande partie dépendante de ce contexte. La plupart de ces méthodes sont ainsi en règle
générale dédiée à un environnement hydrogéologique précis, par le choix des paramètres
géologiques pour l’estimation de la vulnérabilité. Ainsi les méthodes déjà mentionnées
DRASTIC et SINTACS s’appliquent de préférence aux milieux aquifères poreux13, alors que
les méthodes EPIK (Doerfliger et al. (1999) ; Doerfliger et al. (1998)) et DISCO (Pochon et al.
(2008)), entre autres, ont été développées pour les milieux karstiques et fissurés,
respectivement14. Les milieux karstiques ont également été en premier lieu au centre de
l’Approche européenne (Zwahlen (2004)). Néanmoins cette approche, par le concept global
d’estimation de la vulnérabilité qu’elle propose (origin – pathway – target ; partie 2.2.4), est
utilisable également dans les autres contextes hydrogéologiques, ce qui en fait la base de
réflexion principale de la présente étude.
Certaines méthodes se veulent également généraliste, comme l’approche pragmatique

proposée dans la méthode GOD (fig. 2.11b ; Foster et al. (1988)) ou « hybrides », comme la
méthode COP (Vias et al. (2006)).
12
Ces méthodes ne dépendent que des paramètres physiques introduits dans les modèles et des équations
d’écoulement et de transport.
13
La méthode originelle a été souvent adaptée pour les besoins de différents cas d’études (partie 2.2.5).
14
Comme déjà mentionné, le but n’est pas ici de faire une liste exhaustive de toutes les méthodes existantes
d’estimation de la vulnérabilité, mais plutôt de mettre en lumière les principes et techniques communes à toutes ces
méthodes.
16
a)
b)
c)
Fig. 2.11 : Exemple de méthodes paramétriques-empiriques d’estimation de la vulnérabilité. a) Système matriciel

simple (tiré de Adams et al. (1992)) ; b) Système paramètres classés combiné : système GOD (tiré de Foster et al.
(1988)) ; c) Système hybride matriciel / « point-count » : méthode COP (tiré de Vias et al. (2006))
17
Chapitre 2
2.2.3. Données hydrogéologiques, validation scientifique et limitations des méthodes de

vulnérabilité
2.2.3.1. Données hydrogéologiques
Le problème de la qualité et disponibilité des données hydrogéologiques est un aspect

fondamental de l’estimation de la vulnérabilité. Une information hydrogéologique de faible
qualité et/ou quantité peut ainsi amener à des estimations erronées de la vulnérabilité. Quelle
que soit l’approche choisie, méthodes par modélisation physique ou paramétriques, il est donc
toujours préférable de disposer de données fiables et en quantité suffisante15.
Dans l’optique de fournir des cartes de vulnérabilité intrinsèques fiables, les méthodes
d’évaluation de la vulnérabilité devraient prendre en compte les points suivants :
 Lors de la sélection des données, la priorité doit aller aux paramètres physiques et
géologiques ayant un rôle dans l’atténuation d’un contaminant : vitesse (rapide dans
conduits/fissures ou lente dans matrice) et volume du flux de recharge16 de l’aquifère,
propriétés pédologiques et épaisseur du sol, propriétés géologiques et épaisseur de la zone
non-saturée, propriétés géologiques et volume de la zone saturée.
 Les cartes de vulnérabilité nécessitant une connaissance aussi complète que possible du
système hydrogéologique, il est donc nécessaire de se procurer un maximum de données
hydrogéologiques pour la zone étudiée17, ou de procéder à des études complémentaires, le
cas échéant.
 L’échelle spatiale de cartographie de vulnérabilité est fortement dépendante de la qualité et
densité des données hydrogéologiques (Vrba et al. (1994)), et doit donc être déterminée en
conséquence. Des données hydrogéologiques abondantes et détaillées permettent
l’élaboration de cartes de vulnérabilité à échelle spatiale locale. Dans le cas contraire,
seules des estimations générales de vulnérabilité sont possibles, de préférence à échelle
régionale seulement.
2.2.3.2. Validation et calibration des méthodes d’estimation de la vulnérabilité
Par leur nature fondamentalement estimative18, les méthodes cartographiques de vulnérabilité

doivent être validées par divers moyens (observations sur le terrain, statistiques sur des panels
de données existantes, modélisation mathématique/numérique), afin d’être considérées comme
outil scientifiquement valable. De même, lors de l’application d’une méthode existante à un
aquifère donné, il est également recommandé de valider dans un second temps les indices de
vulnérabilité obtenus.
Les approches pour la validation des méthodes d’estimation de la vulnérabilité (fig. 2.12) sont
évidemment très différentes selon le type de méthode utilisée :
15
Comme mentionné dans le paragraphe § 2.2.2.1, les méthodes paramétriques permettent plus facilement d’estimer
la vulnérabilité au moyen d’un panel de données hydrogéologiques réduit.
16
Se référer à la partie 2.2.7 pour un rapide survol des processus de recharge, et la partie 2.3.1 pour la recharge en
milieu urbain.
17
Disponibles par exemple auprès des agences gouvernementales, bureau et entreprises privés ou institutions
académiques.
18
En particulier pour les méthodes paramétriques – empiriques, qui reposent sur des pré-requis en grande partie
subjectifs liés à l’expert, et pas directement sur des processus naturels quantifiés
18
 Pour les méthodes paramétriques – empiriques, la validation peut se faire selon un

processus comparatif pour un site donné :
 Comparaison des indices de vulnérabilité obtenus par une méthode cartographique

avec des résultats d’essais sur le terrain (cf. par exemple Goldscheider et al.
(2001) ; Perrin et al. (2004) ; Celico et al. (2007)), ou en provenance de base de
données hydrochimiques (par exemple Holman et al. (2005) ; Rupert (2001)).
 Comparaison des indices obtenus avec les résultats de modèles numériques
calibrés du site étudié (Neukum et al. (2008)19 ; Nobre et al. (2007)).
L’estimation de la vulnérabilité peut le cas échéant être améliorée a posteriori (calibration

par changement des facteurs de pondération, ou choix d’une autre méthode paramétrique,
par exemple) pour que les indices de vulnérabilité correspondent mieux aux observations.
Ce type de validation par comparaison est toutefois complètement dépendant du site
étudié, les indices de vulnérabilité devant par conséquent être validés à chaque fois sur
chaque site20.
Fig. 2.12 : Validation des méthodes de vulnérabilité des eaux souterraines
 Pour les méthodes par modélisation physique, qui prennent déjà directement en compte le
transport de solutés en zone non-saturée ou saturée (cf. par exemple Connell et al.
(2003)21, Brouyère et al. (2001)22, Jeannin et al. (2001)23, Neukum et al. (2009)24), la
validation peut se faire selon un processus de calibration itérative (automatisée ou
manuelle, grâce à des données hydrogéologiques), pour un site donné, cette validation
19
Validation par calibration des temps de transit en zone non-saturée, calculés avec un modèle 1-D vertical dédié.
20
A noter que les validations par comparaison peuvent de plus être effectuées grâce aux traceurs naturels (isotopes,
éléments stables, gaz dissous) ou dans le cas du karst, par l’analyse des hydrographes de sources (Zwahlen (2004)).
21
Adaptation de l’équation advection-dispersion en milieu non-saturé vertical. Modèle homogène poreux (pas de
macropores) à double couche sol – sous-sol (interface à la zone racinaire).
22
Réflexion de base sur l’approche par modélisation physique de l’estimation de la vulnérabilité (plus tard repris
dans l’Approche européenne décrite dans Zwahlen (2004)).
23
Approche par modélisation physique selon le solveur 1-D VULK.
24
Approche par modélisation physique verticale non-saturée multicouche, reprenant les postulats de base proposé
par Brouyère et al. (2001).
19
Chapitre 2
restant cependant exportable à d’autres sites (contrairement aux méthodes paramétriques -

empiriques). Le facteur-limitant pour la validation des méthodes par modélisation
physique est alors lié à la disponibilité et la qualité des données hydrogéologiques.
2.2.3.3. Limitations et inconvénients des méthodes de vulnérabilité : améliorations

proposées
Pour les méthodes paramétriques – empiriques d’estimation de la vulnérabilité, le problème

principal est la grande disparité des résultats qui est souvent observée lors de l’application de
plusieurs de ces méthodes sur un même site (Gogu et al. (2003), Gogu et al. (2001), Ravbar et
al. (2009))25. En premier lieu, Neukum et al. (2007), par exemple, proposent de standardiser
les cartes de vulnérabilité26, afin d’obtenir des indices finaux de vulnérabilité identiques, et
donc plus facilement accessible à un utilisateur externe. L’amélioration peut également se faire
sur les paramètres eux-mêmes : Fredrick et al. (2004) proposent par exemple d’améliorer le
paramètre « profondeur du niveau piézométrique » dans la méthode DRASTIC (paramètre D ;
partie 2.2.5), par l’inclusion d’un algorithme (utilisable dans un SIG) permettant de calculer
localement la profondeur de la nappe aquifère (et donc éviter de prendre des valeurs moyennes
par secteur) en fonction des éléments liés à l’eau de surface. Dumont et al. (2007) présentent
quant à eux une méthode de quantification de l’incertitude sur chaque paramètre (exemple
aussi avec la méthode DRASTIC), et sa propagation dans le processus de calcul d’indices de
vulnérabilité, permettant au final d’obtenir des indices finaux dont la marge d’erreur est
connue27. L’autre point négatif souvent relevé dans la littérature pour les méthodes
paramétriques – empiriques est le poids important donné au jugement personnel de l’expert
lors du choix des valeurs et/ou pondérations de paramètres lors du calcul des indices de
vulnérabilité, ainsi que la redondance partielle entre certain paramètres (particulièrement pour
la méthode DRASTIC ; partie 2.2.5), pouvant alors induire leur surestimation dans le calcul
d’indices de vulnérabilité. Rosen (1994) remarque cependant (pour la méthode DRASTIC) que
le grand nombre de paramètres permet souvent, statistiquement, de « diluer » les erreurs
potentielles faites par l’expert lors du calcul d’indices.
Pour les méthodes par modélisation physique de l’estimation de la vulnérabilité, les problèmes
sont plutôt liés à l’aspect souvent généraliste des approches proposées – donc qui ne sont pas à
proprement parler des méthodes spécifiques à l’estimation de la vulnérabilité. Pour y remédier,
Frind et al. (2006) proposent par exemple une approche quantitative pour l’estimation locale
de la vulnérabilité d’une source ou un puits (donc intégrant la zone de capture). Pour ces
méthodes, les problèmes potentiels sont, de plus, la grande quantité de données
hydrogéologiques nécessaire pour leur application, ainsi que leurs résultats finaux, souvent
difficilement utilisables dans leur forme initiale par un utilisateur non-averti (fig. 2.10).
Les travaux récents de Dassargues et al. (2009), présentent une nouvelle approche,
pragmatique, à cheval entre les deux grands type de méthodes d’estimation de la vulnérabilité
(paramétriques – empiriques et par modélisation physique). Cette approche propose ainsi une
réflexion en deux volets : un premier volet par modélisation physique selon trois facteurs
25
En plus des problèmes inhérents aux méthodes paramétriques : forte dépendance au jugement de l’expert
(subjectivité) et aspect qualitatif uniquement.
26
Au moyen d’un traitement statistique simple des indices en provenance de plusieurs méthodes paramétriques
appliquées sur le même site.
27
Une méthode similaire a été appliquée par Antonakos et al. (2007) à un aquifère contaminé aux nitrates.
20
(inspiré de Brouyère et al. (2001)) : temps de transit – durée de la contamination –

concentration maximum relative de la contamination28 ; un deuxième volet comprenant le
choix de la pondération de ces trois facteurs par l’utilisateur final, permettant une adaptation de
l’estimation de la vulnérabilité selon le cadre socio-économique ou légal, mais tout en gardant
une base physique29.
A noter encore, limitation fondamentale des cartes de vulnérabilité, que celles-ci ne doivent
pas être utilisées pour des études spécifiques de cas (auquel cas il faut procéder à des études de
site à l’échelle locale, du type étude d’impact), mais uniquement comme méthodes générales,
utiles à la planification territoriale et à la gestion des ressources en eau souterraine. Et garder à
l’esprit les incertitudes inhérentes liées à toute estimation de la vulnérabilité (NRC (1993)) lors
de futures planifications et prises de décisions basées sur cet outil.
2.2.4. Approche Européenne (COST Action 620) : concepts généraux pour la protection de
la ressource en eau souterraine
La protection des ressources en eau souterraines selon l’Approche européenne, présenté en

premier lieu par Daly et al. (2002), puis faisant l’objet du rapport final de Zwahlen (2004), est
une approche généraliste de l’estimation de la vulnérabilité (bien que développée à l’origine
pour les milieux karstiques). Elle ne propose pas de méthodes précises pour l’estimation de la
vulnérabilité, mais inclut plusieurs méthodes qui sont dérivée de son approche globale. Cet
aspect généraliste fait de l’Approche européenne une base de réflexion solide pour l’adaptation
des méthodes d’estimation de la vulnérabilité en milieu urbain, d’où l’intérêt d’y consacrer une
partie dans ce chapitre.
2.2.4.1. Bases physiques quantitatives
Brouyère et al. (2001) ont défini les bases physiques de l’estimation quantitative de la
vulnérabilité intrinsèque qui sont intégrées implicitement dans l’Approche européenne.
L’approche physique développée par ces auteurs repose sur trois questions fondamentales, en
cas de contamination accidentelle de l’eau souterraine dans un bassin versant (fig. 2.13a) :
1. Combien de temps faut-il pour qu’une contamination atteigne la cible ?

2. A quelle concentration la cible va être contaminée ?
3. Combien de temps cette contamination va-t-elle durer ?
Les trois facteurs liés à ces questions - temps de transit, concentration maximum et durée de la
contamination - sont ainsi intimement liés à la configuration du système aquifère. Le temps de
transit et la durée de contamination étant largement dépendants de la conductivité hydraulique,
de la porosité, du gradient hydraulique et de l’épaisseur des couches traversées. La
28
Concrètement, il s’agit de modèles en « colonnes 1-D » (intégrant les trois processus hydrodynamiques),
combinés pour chaque cellule 2-D horizontale (carte), moyennant un coefficient de « dangerosité » latérale si la
formation dans la cellule est peu perméable ou de forte pente (ruissellement augmenté).
29
Les auteurs proposent en fin d’article une généralisation de cette approche à tout type d’impact sur les eaux
souterraines.
21
Chapitre 2
concentration maximum étant quant à elle dépendante des capacités d’atténuation des
formations en sous-sol, mais également de la valeur de recharge effective de l’aquifère.
Fig. 2.13 : a) Les trois questions fondamentales en cas de contamination dans un bassin versant ; b) Définition des
limites de concentration comme pourcentage de la concentration maximale observée (valeurs-seuil) ; (modifié de
Brouyère et al. (2001))
Ces facteurs peuvent ainsi être caractérisés, au moyen d’essais de terrain (principalement
essais de traçage) ou par modélisation numérique, en chaque point du bassin versant (et pour
des valeurs de concentration définies par l’utilisateur ; fig. 2.13b)30, selon une configuration de
« cube de vulnérabilité » à trois axes, correspondant à ces trois facteurs, et leur effet sur la
courbe de restitution de la contamination (fig. 2.14)31. De façon concrète, des classes de
vulnérabilité peuvent ainsi finalement être définies par intervalles (par exemple des temps de
transit et/ou durée de 1 jour, 10 jours, 1 an, 10 ans) sur chaque axe du cube, pour chacun des
trois facteurs, selon les besoins de
l’utilisateur (utilisation à long-terme ou
non de la ressource, valeurs de
concentrations tolérées, etc.).
2.2.4.2. Modèle conceptuel général

de l’Approche européenne
Comme proposé par Goldscheider et

al. (2004 (1)), l’Approche européenne
pour l’estimation de la vulnérabilité, se
base sur un modèle conceptuel général,
Fig. 2.14 : Déplacement dans le cube de

vulnérabilité selon les principaux mécanismes
hydro-dispersif (advection, dispersion,
atténuation physique, dilution) (tiré de Brouyère
et al. (2001))
30
Ces valeurs-seuils de concentration peuvent être définies en fonction de différentes contraintes : expérimentales
(valeurs de détection des appareils) ou légales (valeurs définies par la loi selon l’usage de l’eau à protéger).
31
La transformation d’une contamination ponctuelle lors de son transport dans l’eau souterraine (zone non-saturée
et saturée) étant toujours une combinaison de tous ces processus hydro-dispersifs, le « déplacement » d’une
contamination dans le cube de vulnérabilité est ainsi plus complexe à identifier de façon exacte dans la réalité.
22
simple mais extrêmement pratique : le modèle Origine – Trajet – Cible (abrégé OTC ; en
anglais « Origin – Pathway - Target »), présenté sur la fig. 2.15.
Fig. 2.15 : Modèle OTC selon l’Approche européenne (modifié de Goldscheider et al. (2004 (1))
L’Origine se réfère à la source de contamination. Celle-ci pouvant être localisée en surface ou

proche de la surface, l’origine est alors considérée comme le point (contamination ponctuelle)
ou la zone (contamination diffuse) d’où le contaminant potentiel est relâché dans
l’environnement.
Le Trajet se réfère au chemin d’écoulement de tout contaminant depuis l’origine jusqu’à la

cible.
Si la Cible est une ressource aquifère indifférenciée, l’estimation de vulnérabilité est alors liée
à la protection de la Ressource, et le trajet est l’écoulement vertical à travers les couches
protectrices de la zone non-saturée (1er trajet). Si la cible est une source ou un puits exploité,
l’estimation de vulnérabilité est alors liée à la protection de la Source, et le trajet doit alors
inclure l’écoulement « horizontal » dans la zone saturée (2ème trajet).
Tous les processus potentiels d’atténuation d’une contamination (§ 2.2.1.2) doivent alors être
pris en compte tout au long des 1er et 2ème trajets. C’est également sur ces trajets que peut être
appliqués le raisonnement physique décrit dans le paragraphe précédent. La caractérisation
précise de l’origine (la source de contamination : type et quantité du contaminant, étendue,
localisation, etc.) est plutôt lié au domaine de l’estimation de l’aléa et du risque de
contamination (partie 2.2.6).
2.2.4.3. Facteurs pour l’estimation de la vulnérabilité selon l’Approche européenne
De manière plus détaillée, trois groupes de facteurs généraux (groupe de facteurs O, C et P)

plus un facteur spécifique au karst (facteur K) sont distingués (Goldscheider et al. (2004 (2)))
dans l’Approche européenne. La combinaison de ces groupes de facteurs dans différentes
méthodes d’estimation de la vulnérabilité intrinsèque32 permet la détermination d’indices de
rétention d’une contamination (donc in extenso d’indices de vulnérabilité intrinsèque) pour un
environnement géologique donné. Les groupes de facteurs OCPK de l’Approche européenne
32
Dont certaines sont décrites dans Zwahlen (2004).
23
Chapitre 2
doivent ainsi avoir, physiquement parlant, une influence sur les trois axes du « cube de
vulnérabilité » décrit au paragraphe § 2.2.4.1 : temps de transit, concentration maximum et
durée de la contamination à la cible. Ces facteurs peuvent être décrits de la façon suivante :
 Facteur O : couches protectrices superficielles. Le facteur O est lié au type et épaisseur du

sol, du sous-sol et des formations géologiques de la zone non-saturée. Ces couches
agissent alors comme un tampon protecteur de nature physique, chimique et biologique
entre l’origine et la cible, pour tout type de contamination. Selon Goldscheider et al. (2004
(2)), la zone biologiquement active du sol est de la plus haute importance pour les
processus de dégradation d’un contaminant, et donc son rôle dans l’estimation de
vulnérabilité intrinsèque est extrêmement important. Les attributs comme la porosité, la
texture, la lithologie et la macroporosité (risque de court-circuit des couches protectrices
superficielles) doivent donc être caractérisés pour le calcul du facteur O final.
 Facteur C : concentration de l’écoulement. Le facteur C représente la concentration du
ruissellement de surface et de l’eau en subsurface, cette concentration ayant lieu soit en
des endroits spécifiques (pertes, failles), soit étant liée à des zones d’infiltration
préférentielle et/ou facilitée des eaux de surface. Dans des environnements
hydrogéologiques « homogènes » (type poreux non-fissuré / non-karstifié), le facteur C
peut être négligé. A l’inverse, dans les milieux hydrogéologiques très hétérogènes (donc
karstifiés / fissurés, ou urbains justement, la concentration du ruissellement en surface ou
subsurface (dans un épikarst très fracturé par exemple) peut amener à un court-circuit
complet des couches protectrices superficielles (facteur O), auquel cas le facteur C devient
significatif dans l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque. Les attributs comme la pente
topographique, les propriétés de surface (perméabilité, capacité d’infiltration, etc.) et la
présence d’éléments spécifiques concentrant le ruissellement (pertes, etc.) doivent donc
être pris en compte pour le calcul du facteur C final.
 Facteur P : régime de précipitations. Le facteur P est en relation avec la quantité annuelle
de précipitations, mais également avec le régime des événements pluvieux (types IDF :
intensité maximum – durée - fréquence). En soit, le facteur P est un facteur « externe »
(indépendant du milieu hydrogéologique), mais qui a une influence considérable sur la
recharge des eaux souterraines (donc sur le transport d’un contaminant dans la zone non-
saturée), et in fine sur la vulnérabilité de l’eau souterraine33. A l’échelle d’un bassin
versant, les attributs du facteur P peuvent raisonnablement être considérés comme
homogènes. En cas d’estimation de la vulnérabilité à échelle régionale (pays ou zone
climatique), il est alors nécessaire de caractériser les changements d’attributs de ce facteur.
 Facteur K : développement du réseau karstique. Le facteur K décrit, de façon plus
spécifique, le degré de développement du réseau karstique et son influence sur
l’écoulement de l’eau en milieu saturé. Ce facteur doit donc être pris en compte lors de
l’estimation de la vulnérabilité de la source. Toutefois, en caractérisant le facteur K selon
des attributs plus généraux de la zone saturée (donc également valables pour les milieux
non-karstiques), ce facteur peut être utilisé également dans des milieux peu ou pas
karstifiés.
33
Ce facteur entre donc dans la catégorie des facteurs externes aux systèmes hydrogéologiques, mais néanmoins
indispensables à intégrer dans l’estimation de la vulnérabilité (Foster (2007).
24
Fig. 2.16 : Création de

cartes de vulnérabilité de
la ressource et de la
source par combinaison
des facteurs OCPK
(modifié de Zwahlen
(2004))
Ces facteurs sont alors combinés selon le schéma de la figure 2.16
pour créer des cartes de vulnérabilité. Les facteurs OCPK, de nature très généraliste, et leur
combinaison, pourront alors être utilisés et adaptés pour les milieux hydrogéologiques urbains.
2.2.5. Méthode DRASTIC : méthodologie et paramètres
La méthode d’estimation de la vulnérabilité DRASTIC, développée par l’Agence de Protection

de l’Environnement des Etats-Unis (EPA) à la fin des années 1980, est une méthode de type
paramétrique – empirique par système « point-count ». De par son approche très pratique et
intuitive, la méthode DRASTIC a souvent été utilisée pour l’estimation de la vulnérabilité de
ressources en eau souterraine. L’utilisation de la méthode DRASTIC dans différents contextes
hydrogéologiques fournit ainsi une bibliographie extrêmement abondante (Wen et al. (2009)
ou Al-Zabet (2002), par exemple). Cette méthode a également été modifiée, améliorée (pour
tenir compte des nouveaux outils informatiques, par exemple) et calibrée à de nombreuses
reprises (Bojorquez-Tapia et al. (2009), Guo et al. (2007), Panagopoulos et al. (2006) ou
Jovanovic et al. (2006), par exemple).
Par le fait que la méthode DRASTIC soit fréquemment utilisée, et bien que cette méthode,
dans sa version non-calibrée particulièrement, ait été régulièrement critiquée pour ses
nombreuses faiblesses (arbitraire des paramètres, redondances entre plusieurs paramètres,
mélange implicite de processus physiques quantifiables et de jugement personnel de l’expert
(notamment Rosen (1994), Merchant (1994) ou Rupert (2001)), les postulats et paramètres de
la méthode DRASTIC feront néanmoins partie de la réflexion de la présente thèse. D’où la
raison de s’attarder dans cette partie sur les principes de sa méthodologie. La présentation qui
est faite ici de la méthode DRASTIC concerne uniquement la version d’origine (Aller et al.
(1987)), et non une de ses variantes développées par la suite (cf. supra)34.
34
Pour les réflexions liées à son adaptation aux milieux hydrogéologiques urbains, c’est également la version
originelle de DRASTIC qui sera mise en perspective.
25
Chapitre 2
Tableau 2.1 : Paramètres DRASTIC et leurs facteurs de pondérations (tiré de Aller et al. (1987))
La méthode DRASTIC est un système de classification standardisé permettant d’obtenir un

indice qualitatif – relatif de vulnérabilité pour une zone donnée. L’indice DRASTIC final ne
peut ainsi aucunement être interprété comme paramètre hydrogéologique, mais comme un
indice relatif permettant de classer un aquifère donné en plusieurs zones d’indices différents.
La méthode DRASTIC se base sur sept paramètres hydrogéologiques-clés, classés et notés en

panels, qui permettent de caractériser le potentiel de rétention d’une pollution, et donc la
vulnérabilité des formations géologiques d’un aquifère donné. Ces paramètres sont ensuite
pondérés et combinés selon leur importance relative dans l’auto-protection du système
aquifère. Le tableau 2.1 présente ces sept paramètres hydrogéologiques de la méthode
DRASTIC, ainsi que leurs valeurs de pondération35. L’annexe II-1 présente les tables de panels
de notation pour les paramètres DRASTIC.
Un indice DRASTIC est alors calculé en chaque zone hydrogéologiquement identique d’un
aquifère selon la moyenne pondérée suivante :
(1-1)
Où w est le facteur de pondération de chaque paramètre (table 2.1) et r la valeur selon le panel
de notation pour chaque paramètre (annexe II-1). Les hypothèses implicites liées à
l’application de la méthode DRASTIC ont été données par Rosen (1994):
 Le contaminant potentiel provient de la surface.

 Le contaminant parvient dans l’aquifère grâce aux précipitations.
 Le contaminant est parfaitement conservatif (se déplace à la même vitesse que l’eau)36.
35
Aller et al. (1987) proposent également un autre système de pondération spécifique aux pesticides (aussi dans
table 2.1).
36
Ce qui tend à montrer que la méthode DRASTIC originelle est donc une méthode d’estimation de la vulnérabilité
intrinsèque.
26
Bien que contestée de façon récurrente pour ses nombreuses faiblesses (cf. supra), la méthode
DRASTIC reste une méthode extrêmement simple et rapide à utiliser, et remplit parfaitement
son rôle d’approche préliminaire pour l’estimation de la vulnérabilité d’un aquifère donné. Le
cœur de la méthode est alors un mélange de données hydrogéologiques et de jugement
personnel de l’expert (fig.
2.17), ce qui en fait un outil
pratique, car peu gourmand
en données
hydrogéologiques, mais de
loin pas suffisant pour la
protection des ressources en
eau souterraine37.
Fig. 2.17 : Schéma réflexif de la méthode
DRASTIC (et autres systèmes qualitatif
d’estimation de la vulnérabilité) (tiré de
Rosen (1994))
2.2.6. Estimation des aléas et du risque de contamination des eaux souterraines
De manière générale, la cartographie de vulnérabilité n’est qu’un outil préliminaire pour la

protection des ressources en eau souterraine. L’estimation de l’aléa de contamination38
(probabilité d’occurrence d’une contamination), qui permet alors l’évaluation du risque
potentiel de contamination39 (combinaison de la vulnérabilité intrinsèque puis spécifique, et de
l’aléa de contamination), sont considérés comme des outils indispensables pour la gestion
efficace de la ressource en eau souterraine. La figure 2.18 présente un schéma général de
l’évaluation du risque, selon un tableau à double entrée qui superpose la vulnérabilité de
l’aquifère et l’aléa externe (quantité et type de polluant ; recharge40) pour définir le risque final
de contamination.
D’un point de vue quantitatif, Brouyère et al. (2001) considère l’aléa comme la fonction
d’entrée (donc susceptible d’être quantifiée, par exemple par une fonction de type Dirac pour
une pollution ponctuelle dans le temps et l’espace, à concentration maximum connue) pour les
processus de transport et d’atténuation d’un contaminant depuis la surface. La figure 2.19
résume leur proposition pour la caractérisation du risque de contamination selon une logique
intégrative – cumulative.
37
De manière générale, les limitations de la méthode DRASTIC sont les mêmes que pour les autres méthodes
paramétriques d’estimation de la vulnérabilité. A noter aussi qu’un indice final DRASTIC présenté sans notice
explicative n’a aucune signification, ni pour l’expert, ni pour l’utilisateur final de la carte de vulnérabilité.
38
« Hazard » en anglais.
39
« Risk » en anglais.
40
A noter ici que Foster et al. (1988) caractérisent explicitement la recharge (« hydraulic load ») comme un facteur
externe (aléa) et non comme un paramètre de la vulnérabilité sensu stricto (comme c’est le cas dans la méthode
DRASTIC, par exemple).
27
Chapitre 2
Sans entrer dans les détails de la

caractérisation des aléas et du risque
de contamination41, l’aléa représente
le potentiel de contamination résultant
d’une activité humaine définie ou d’un
processus naturel pouvant induire une
pollution. La caractérisation des aléas
et risques peut être effectuée de
plusieurs manières, selon le type de
données disponibles : base de données
de l’utilisation du sol (Al-Adamat et
al. (2003))42 cadastres divers, études
de terrain, cartes et/ou photos
aériennes, etc. Chaque aléa de
contamination pouvant alors être
Fig. 2.18 : Base « quantifié » et intégré à l’évaluation
conceptuelle pour du risque final de contamination de
l’évaluation du risque de
pollution de l’eau
l’eau souterraine.
souterraine (tiré de Foster
et al. (1988)).
Néanmoins, de façon globale,
l’Approche européenne COST
(Zwahlen (2004)) préconise qu’une
fois ces aléas identifiés, il est nécessaire, à l’instar des attributs pour la vulnérabilité, de les
classer et les pondérer en fonction d’un potentiel de « nuisance » (probabilité d’une
contamination, type de polluants et
localisation – ponctuelle ou diffuse,
quantité et fréquence d’utilisation
et/ou production de polluants).
Selon ces recommandations, un
indice relatif d’aléa Ia (« hazard
index ») peut alors être calculé
selon une formule du type :
(1-2)
Où H est une valeur relative de

« dangerosité » de l’activité
considérée (les auteurs proposent
par exemple une valeur de 40 pour une route non-
Fig. 2.19 : Superposition des concepts
sécurisée et 100 pour un site d’entreposage de déchets de vulnérabilité (intrinsèque –
nucléaires), Qn est un facteur de pondération (0.8 à spécifique – risque) (modifié de
1.2), adaptable selon la quantité de matériau polluant Brouyère et al. (2001))
41
Une partie du chapitre 5 sera consacrée à l’évaluation spécifique des aléas et des risques dans les milieux urbains.
Le lecteur pourra se référer à Zwahlen (2004) pour une description exhaustive de la cartographie d’aléas et de
risque.
42
Ces auteurs utilisent les données spatiales d’utilisation du sol (« land-use ») pour caractériser le risque final de
contamination, en conjonction avec une cartographie de vulnérabilité selon la méthode DRASTIC.
28
présent ou potentiel et Rf un facteur de « réduction » (0 à 1) lié à la probabilité d’occurrence

d’un relâchement de polluant en subsurface.
L’indice Ia, à considérer comme une valeur indicative et relative fortement liée au jugement de
l’expert, peut alors être combiné cartographiquement avec la valeur de vulnérabilité estimée
par une méthode dédiée, pour obtenir finalement un indice de risque de contamination de l’eau
souterraine (fig. 2.20). Pour l’évaluation du risque final, Ducci (1999) propose également une
méthodologie incluant le potentiel socio-économique de l’eau souterraine à protéger - difficile
à quantifier en pratique (l’estimation est effectuée par cet auteur en fonction du bassin de
population alimenté par le(s) puits à protéger). Il est imaginable également de caractériser ce
potentiel en fonction des zones de protection des eaux souterraines (selon OFEFP (2004), pour
la Suisse, par exemple).
Fig. 2.20 : Cartographie de la vulnérabilité, des aléas et du risque pour les eaux souterraines (tiré de Zwahlen
(2004))
29
Chapitre 2
2.2.7. Processus de recharge naturelle et estimation de la vulnérabilité
Un lien particulier unit la quantification de la recharge d’un aquifère et l’estimation de sa

vulnérabilité. En effet, la masse de polluant pouvant potentiellement atteindre une nappe
aquifère est intimement liée au débit et à la vitesse de l’eau transitant dans la zone non-saturée
depuis la surface. A l’échelle d’un bassin versant, où les débits d’eau souterraine sortante sont
fonction en grande partie de la recharge sur la surface du bassin, le transport et la masse
restituée (temps de transit, dilution, etc.) d’un contaminant (diffus ou ponctuel) sont également
fonction de la valeur de cette recharge. Il est donc raisonnable de lier proportionnellement
recharge et vulnérabilité des eaux souterraines.
2.2.7.1. Type de recharge naturelle des eaux souterraines
Le but de ce paragraphe n’est pas de présenter de façon détaillée l’état actuel des
connaissances et techniques pour la quantification de la recharge naturelle des eaux
souterraines (sujet d’une abondante littérature), mais plutôt d’en rappeler quelques grandes
lignes, comme bases pour la présentation de la recharge urbaine des aquifères dans ce type de
milieu (partie 2.3.1).
Fig. 2.21 : Mécanismes généraux de la recharge des eaux souterraines (modifié de Lerner et al. (1990)). ETP =
évapotranspiration potentielle
De Vries et al. (2002) dressent un état des lieux assez complet de la recharge des eaux
souterraines. Ces auteurs proposent la définition générale de la recharge effective43 comme
étant le mouvement vertical vers le bas de l’eau, atteignant le niveau saturé d’une formation
aquifère, et contribuant ainsi à l’augmentation du stock d’eau dans cet aquifère. Lerner et al.
(1990) définissent plus précisément les mécanismes de recharge (illustrés sur la figure 2.21).
Spatialement parlant, ces mécanismes de recharge peuvent être répartis en trois groupes44, qui
dans la réalité sont fréquemment superposés (De Vries et al. (2002))45 :
43
Par la suite, le terme « recharge » fera systématiquement référence, de façon implicite, à la recharge effective,
alimentant réellement l’aquifère. Donc ne tenant pas compte du ruissellement infiltré et écoulé en subsurface et/ou
du stockage temporaire de l’eau dans la zone non-saturée (nappes perchées, eau de l’épikarst, etc.) ou dans la zone
racinaire.
44
Un retour sur ces mécanismes de recharge sera effectué lors de la discussion sur la recharge en milieu urbain
(partie 2.3.1).
45
Ces auteurs mentionnent également que la fraction de recharge directe dans la recharge totale devient faible par
rapport aux deux autres types de recharge dans les milieux arides et semi-arides.
30
 Recharge directe ou diffuse. Eau alimentant verticalement, de façon directe, la zone

saturée par percolation à travers la zone non-saturée, comme excédent de la capacité
maximale de rétention d’eau du sol et de l’évapotranspiration vers la surface.
 Recharge indirecte. Percolation de l’eau vers la zone-saturée à travers les lits de rivières et
autres étendues d’eau.
 Recharge localisée. Forme intermédiaire de recharge de l’eau souterraine, localisée à des
endroits de concentration de l’eau de surface (en l’absence de tracé défini de cours d’eau) :
pertes, fissures, contacts géologiques, etc.
De manière générale, à l’échelle régionale, il est possible de surcroît de différencier la recharge

autochtone lorsque les zones de recharge et d’exhaure de l’aquifère sont contigües et la
recharge allochtone lorsque ces zones ne sont pas en contact spatial direct46.
Balek (1987) propose quant à lui de classer également la recharge selon sa temporalité, selon
le type d’aquifère et/ou la zone climatique considérés :
 Recharge à court-terme (jours - semaines). Recharge à forte variabilité spatiale et

temporelle, s’effectuant à la faveur d’événement pluvieux plus ou moins intenses, et
facilitée par d’éventuels chemins préférentiels dans la zone non-saturée.
 Recharge saisonnière (mois). Recharge à variabilité temporelle saisonnière s’effectuant de
manière plus uniforme sur l’ensemble d’un bassin versant, à la faveur des cycles
saisonniers (saisons humides / sèches, fonte de neiges, etc.).
 Recharge pérenne (années – décennies). Recharge à variabilité quasi-nulle pouvant exister
dans certaines zones climatiques humides ou au contact d’étendues d’eau pérennes.
 Recharge historique (siècles – millénaires). Recharge de la zone saturée ayant eu lieu dans
le passé, mais dont l’effet est encore décelable actuellement dans des aquifères anciens où
les temps de résidence de l’eau souterraine sont élevés (aquifères fossiles).
2.2.7.2. Liens entre type et régime de recharge et cartographie de la vulnérabilité
Comme mentionné précédemment, le régime de recharge (type, répartition spatiale, volumes

annuels ou événementiels) a une influence déterminante sur la fonction d’entrée (« input
function » ; volume et durée de la contamination) d’un contaminant potentiel dans le système
aquifère. Par la pression hydrodynamique qu’il met sur le système, le régime de recharge
entretient en conséquence un lien fondamental avec la cartographie de la vulnérabilité.
Le lien qui unit la caractérisation de la recharge et celle de la vulnérabilité des ressources en

eau souterraine (donc sans spécification de la source ou du puits à protéger ici) montre ainsi
deux facettes :
Lien intrinsèque. Un lien intrinsèque entre recharge et vulnérabilité se fait par la

caractérisation locale ou régionale des propriétés géologiques du sol et de la zone non-saturée
(conductivité hydraulique, structuration et épaisseur, chemins préférentiels, etc. ; cf. Balek
(1987)), ainsi que des caractéristiques géomorphologiques et de couverture du sol (pente,
46
Cette classification prendra toute son importance dans les milieux urbains (section 2.3).
31
Chapitre 2
altitude, type de couvert végétal, etc.)47. Ces caractéristiques ont une forte influence sur la
capacité d’infiltration de l’eau de surface et sur la percolation verticale de l’eau dans la zone
non-saturée – et donc in fine sur la répartition spatiale et le volume potentiel de recharge48. Ces
paramètres hydrogéologiques forment le cœur de toutes les méthodes d’estimation de la
vulnérabilité intrinsèque49, et ainsi la configuration de la recharge fait alors partie intégrante,
implicitement, de l’estimation de la vulnérabilité.
Lien extrinsèque. D’autre part, la recharge peut également être associée indirectement, de
façon explicite, dans l’estimation de la vulnérabilité via un facteur externe au système
hydrogéologique proprement dit, mais tout de même appliqué au calcul de la vulnérabilité
(comme facteur hydrologique ou climatique – facteur P de l’Approche européenne, paramètre
R de la méthode DRASTIC). L’autre possibilité consiste à considérer le facteur climatique
comme aléa externe, donc à le superposer aux valeurs calculées de vulnérabilité, pour
l’estimation du risque de contamination. Pour ce type d’approche, l’aspect temporel de la
recharge (Balek (1987)), est alors à intégrer dans la caractérisation de l’aléa. Bien que la
recharge à court-terme (jours - semaines) soit la plus souvent usitée dans ces estimations
(temps court pour agir en cas de contamination), les types de recharge à temporalité plus
grande (mois, années, ou plus) doivent aussi être pris en compte lorsque la protection des eaux
souterraines est envisagée à long-terme, au vu des temps de résidence élevés et des
contaminations à très long-terme qui peuvent en résulter. Ainsi, les aquifères confinés (cf. note
49), considérés en principe comme peu vulnérables à court-terme aux contaminations, ne le
sont plus aux grandes échelles de temps.
Il est nécessaire, une fois de plus, d’insister sur le rôle essentiel de la recharge localisée dans la
cartographie de vulnérabilité50. La présence de zones de recharge localisée induit alors un
accroissement local du volume de recharge (en fonction de l’aire de concentration du
ruissellement associé à ladite zone). Et induisant à son tour une forte augmentation des indices
de vulnérabilité de la ressource en eau souterraine au droit de la zone de recharge localisée,
mais également sur toute l’aire de concentration du ruissellement qui lui est associée.
Les quelques aspects de la recharge naturelle présentés ici, ainsi que le lien entre recharge et
vulnérabilité, constitueront la toile de fond des réflexions sur la recharge urbaine et son
influence sur l’estimation de la vulnérabilité dans ce milieu, où la recharge localisée (en
bordure des surfaces imperméables, au droit des conduites souterraines, etc.) est beaucoup plus
marquée que dans les milieux ruraux. Ces réflexions sont introduites dans la section 2.5, puis
font l’objet d’un traitement approfondi dans le chapitre 5.
47
Le couvert végétal joue un rôle très important (mécanismes de rétention – absorption – évapotranspiration) dans
la diminution de la recharge (à taux d’infiltration donné). La recharge peut être également être réduite par des
phénomènes de remontée capillaire de l’eau dans la zone non-saturée en période de stress hydrique prononcé
(particulièrement en milieu aride).
48
Dans cette optique Misstear et al. (2009) proposent une méthodologie inversée : estimer de façon préliminaire la
valeur de recharge grâce aux cartes et indices de vulnérabilité.
49
Les différences entre aquifères confinés et non-confinés sont généralement également incluses dans les méthodes
de vulnérabilité (via l’estimation de la conductivité hydraulique des formations de la zone non-saturée). Les
aquifères confinés étant en règle générale, à temps d’observation donné, moins vulnérables que les aquifères non-
confinés, en contact direct avec les eaux de surface infiltrées.
50
Prise en compte dans le facteur C de l’Approche Européenne, par exemple.
32
2.3. HYDROGÉOLOGIE URBAINE, RECHARGE ET CONTAMINATIONS URBAINES :

ÉTAT DES CONNAISSANCES
Seconde thématique de la présente thèse, l’hydrogéologie urbaine est en soi un domaine de

recherche extrêmement varié et abondant. Les milieux urbains montrant un cycle de l’eau
spécifique, il est utile d’en rappeler les mécanismes hydrologiques et hydrogéologiques
principaux. A l’instar de la section précédente, l’objectif ici n’est pas de présenter toutes les
approches existantes pour la gestion et la protection des eaux souterraines urbaines -
nombreuses au demeurant, mais plutôt de centrer la présentation sur certains aspects en lien
avec la cartographie de vulnérabilité : type de recharge urbaine, perturbations des écoulements
dans les zones non-saturée et saturée urbaines, aléas et risques spécifiquement urbains.
La partie 2.3.1 présente les mécanismes spécifiques de la recharge dite urbaine, processus
complexe à plusieurs composantes : recharge diminuée ou nulle au droit des surfaces
imperméabilisées, recharge localement augmentée au droit des certaines conduites d’eau
souterraines. Concernant ce dernier élément, la partie 2.3.2 décrit les approches pour la
quantification des flux in- et exfiltrés des conduites souterraines, ainsi que la dynamique de ces
flux, fonction des paramètres de la conduite mais également, aspect fondamental, des
caractéristiques du sous-sol environnant. En vue de qualifier le risque de contamination que
fait peser la recharge urbaine sur les eaux souterraines, et particulièrement comme
conséquence des fuites des réseaux d’eaux usées, la partie 2.3.3 présente l’impact chimique
qualitatif des éléments de la recharge urbaine. Enfin, la partie 2.3.4 propose un survol des
autres impacts hydrogéologiques liés à l’urbanisation (modification du sous-sol et de
l’écoulement des eaux souterraines).
C’est seulement dans la section suivante (2.4) que certaines des approches de la gestion des
eaux souterraines urbaines seront décrites plus en détail, en vue de dresser un état des lieux de
possibles liens avec le domaine de l’estimation de la vulnérabilité et du risque de
contamination des aquifères urbains.
2.3.1. Système hydrogéologique des aquifères urbains : surfaces imperméables,

ruissellement et recharge
Contrairement aux milieux naturels, le milieu urbain présente une hydrogéologie spécifique,
où le cycle de l’eau se trouve particulièrement perturbé, et se caractérise par sa complexité (fig.
2.22). La présence de surfaces imperméabilisées (bâtiments, routes, surfaces bétonnées)
modifie la configuration du ruissellement et l’infiltration des eaux pluviales, alors que la
densité élevée de conduites de tout type en sous-sol peut augmenter localement la recharge de
la zone saturée (exfiltration), ou inversement drainer les eaux souterraines hors du système
hydrogéologique (infiltration ; Karpf et al. (2004)). La recharge des eaux souterraines dans les
milieux urbains, appelée recharge urbaine, doit alors être caractérisée plus en détail.
En première approximation, les hydrogéologues ont considéré que l’urbanisation réduisait

drastiquement la recharge des eaux souterraines, suite à l’imperméabilisation croissante de la
surface. Approximation qui a été depuis lors démentie (Lerner (1986), Lerner (1990)
33
Chapitre 2
notamment). Bien que l’approximation de « recharge nulle » puisse avoir quelque signification
à l’échelle d’un quartier ou d’une parcelle bétonnée, elle n’a plus aucun sens à l’échelle d’une
ville entière et/ou du bassin versant hydrogéologique qui lui est associé. De nombreuses études
(Foster et al. (1998), Garcia-Fresca (2007), notamment) ont montré qu’au contraire, la
recharge était globalement augmentée dans les bassins versants urbains (fig. 2.23)51. La perte
de recharge directe en provenance de l’infiltration des pluies – par imperméabilisation des
surfaces - est ainsi compensée par les énormes volumes d’eau transitant dans et hors (par les
pertes) des infrastructures urbaines (Vázquez-Suñé et al. (2005), Lerner (2002)).
Fig. 2.22 : Le système hydrologique urbain (modifié de Van de Ven (1990)).
51
Cet effet est bien sûr encore plus prononcé pour des villes situées dans des climats arides ou semi-arides, comme
Lima (Pérou) par exemple (Morris et al. (2003)), et est fonction également du pourcentage de surfaces
imperméabilisées (Barrett (2004)).
34
Reprenant la classification des

types de recharge par De Vries et
al. (2002), Garcia-Fresca (2007) en
propose une adaptation aux milieux
urbains (et en y rajoutant une
classe supplémentaire, la recharge
dite « artificielle ») :
 Recharge urbaine directe. Ce

type de recharge est la
conséquence de l’infiltration
des précipitations via les
surfaces « vertes » non-
imperméabilisées (parcs et
jardins). A l’échelle du bassin
versant, cette recharge est
fonction de l’aridité du climat
et du pourcentage de surface
imperméabilisées (cf. note 51).
Selon Lerner (2002) toutefois,
environ 50% des surfaces imperméabilisées Fig. 2.23 : Augmentation de la
participeraient de façon additionnelle à la recharge recharge comme conséquence de
l’urbanisation (tiré de Morris et al.
directe, par infiltration lente dans les matériaux
(2003)
bitumineux. Thomas et al. (2006), au moyen d’un
modèle de recharge urbaine (et de flux de polluants) fonction du type d’utilisation du sol,
ont également calculé une recharge à travers les surfaces imperméabilisées plus importante
que prévue - bien que, selon eux, ces résultats doivent encore être vérifiés de manière plus
ciblée.
 Recharge urbaine localisée/indirecte. Ce type de recharge provient des infrastructures
urbaines elles-mêmes, par exfiltration depuis les étendues d’eau, les réseaux d’adduction
d’eau potable et réseaux d’eaux usées et claires (pluviales) et les systèmes d’épuration de
l’eau in-situ.
 Les fuites des réseaux d’adduction d’eau potable, en principe mis en pression pour
éviter toute contamination, sont en règle générale la composante principale,
quantitativement parlant, de la recharge urbaine indirecte52. Les pourcentages de
fuites de ce type de réseau sont extrêmement variables, et est fonction évidemment
de l’état général des infrastructures urbaines. Par exemple, Lerner et al. (1996)
estiment le taux de fuite moyen des systèmes d’adduction à 25% en Angleterre.
Grischek et al. (1996) l’évaluent à 18% pour la ville de Dresde (Allemagne)53.
Foster et al. (1998) l’estiment entre 30 et 60% dans les pays en voie de
développement et Farley et al. (2003) l’évaluent à > 80% dans certaines villes
italiennes.
52
Les réseaux d’eaux usées ont plutôt un impact qualitatif sur les eaux souterraines urbaines (partie 2.3.3).
53
Ces auteurs ont utilisé une méthode fréquente pour l’estimation des fuites dans les réseaux d’eau potable, à savoir
la différence entre le volume d’eau importée et le volume d’eau en sortie (eaux usées).
35
Chapitre 2
 Les fuites des réseaux d’eaux usées sont quantitativement de moindre importance
pour la recharge (conduites sans mise en pression, débit plus faibles par conduite).
La plupart des auteurs (entre autres Vázquez-Suñé (2003), Yang et al. (1999),
Grischek et al. (1996)) s’accordent pour estimer le taux de fuite moyen des
réseaux d’eaux usées à 5% environ54.
 Le pourcentage de fuites des réseaux d’eaux claires est difficile à estimer, à cause
des débits et charges hydrauliques extrêmement variables dans ces réseaux, et du
régime transitoire d’écoulement qui leur est associé.
 L’eau de percolation des systèmes d’épuration de l’eau in-situ (fosses septiques)
recharge directement l’eau souterraine urbaine (une fois retranchée une possible
évapotranspiration), en cas d’absence de réseaux d’eaux usées. Dans les villes
présentant cette configuration, l’eau en provenance des systèmes d’épuration in-
situ peut être une composante très importante de la recharge urbaine indirecte. Par
exemple, Foster et al. (2004) l’estiment à 60% pour la ville de Lima au Pérou.
La recharge urbaine localisée se manifeste également directement aux bordures de surfaces
imperméables, lorsque celles-ci ne sont pas drainées par des conduites prévues à cet effet.
 Recharge urbaine artificielle. Comme son nom l’indique, ce type de recharge est lié aux
dispositifs anthropogènes volontaires d’infiltration directe des eaux claires ou usées
(bassins d’infiltration, puits d’injection, tranchées de récolte des eaux, etc.), avec pour
objectif parfois explicite de recharger les aquifères (gestion des ressources en eau).
L’importance de ce type de recharge est évidemment fonction du nombre et de l’étendue
de ces dispositifs. A noter qu’on peut encore inclure l’excès d’irrigation sur les surfaces
vertes dans cette catégorie de recharge, qui est particulièrement significative dans les
climats arides et semi-arides.
Comme pour les milieux naturels, ces types de recharge ne sont pas mutuellement exclusifs et
sont ainsi fréquemment superposés dans la réalité. En milieu urbain, la composante de la
recharge indirecte prime ainsi nettement sur la recharge directe, ne contribuant elle qu’à
quelques pourcents à la recharge totale (Vázquez-Suñé (2003)). Une seconde distinction, qui
recoupe celle présentée ci-dessus, peut alors être effectuée selon la configuration spatiale de la
recharge urbaine55 :
 Recharge ponctuelle ou linéaire (0-D ; 1-D). Aux points de concentration et infiltration du

ruissellement urbain en provenance des surfaces imperméabilisées (ponctuel 0-D), ou au
droit des divers réseaux d’eau (cf. supra) (linéaire 1-D). Une recharge urbaine linéaire peut
également avoir lieu aux bordures des surfaces imperméables non-drainées (Lerner
(2002)).
 Recharge étendue – diffuse (2-D). Au droit des surfaces non-imperméabilisées, par
infiltration diffuse des précipitations sur des zones étendues (cf. supra). Cette catégorie
peut aussi être appliquée à certaines formes de recharge artificielle (bassins).
54
L’hydrodynamique de l’exfiltration – infiltration des divers réseaux d’eau, et notamment des réseaux d’eaux
usées, est l’objet spécifique de la partie 2.3.2.
55
Cette distinction aura son importance dans la discussion sur le lien entre recharge urbaine et vulnérabilité (section
2.5).
36
Dans un article de fond, Lerner (1990), bien qu’insistant sur le caractère très complexe de la
recharge urbaine, propose de la caractériser de la façon suivante :
Recharge urbaine = Fuites des réseaux d’adduction d’eau potable
+ Fuites réservoirs d’eau domestiques
+ Fuites des réseaux d’eau usées
+ Fuites des fosses septiques
+ Infiltration de l’irrigation domestique
+ Infiltration de l’irrigation municipale
Les termes de l’addition ci-dessus étant classés par valeur décroissante d’apport sur la recharge
urbaine totale. Par souci de simplification, Lerner (2002) recommande de caractériser la
recharge urbaine uniquement en fonction de zones urbaines homogènes pour l’utilisation du
sol (industrie, résidentiel, etc.), le type de sol et le type d’infrastructures urbaines (donc
notamment les réseaux d’eau). Dans cet article, l’auteur propose d’autre part un survol des
techniques pour l’identification et la quantification de la recharge urbaine (marqueurs
biologiques et chimiques spécifiques, bilans hydriques et de solutés, perturbation
piézométriques, modélisation numérique)56.
Le tableau 2.2 résume les différents impacts induits par l’urbanisation sur l’infiltration et la
recharge des eaux souterraines dans les villes.
Tableau 2.2 : Impact des processus urbains sur l’infiltration de l’eau vers la zone-saturée (modifié de Morris et al.
(2003))
Enfin, il est nécessaire encore de faire la distinction entre recharge urbaine allochtone et
recharge urbaine autochtone (en référence aux termes définis dans le paragraphe § 2.2.7.1). La
première définissant la contribution à la recharge d’un aquifère urbain de toute eau importée
depuis l’extérieur de cet aquifère (adduction d’eau surtout, eaux usées également selon la
configuration des réseaux d’eau). La deuxième caractérisant l’eau contribuant in-situ à la
56
Le but ici n’est pas de présenter en détails ces nombreuses techniques de calcul.
37
Chapitre 2
recharge d’un aquifère urbain (infiltration directe, eaux claires, etc.). Cette distinction est en
liaison directe avec les problèmes de contamination des eaux souterraines urbaines (partie
2.3.3), mais est également utile lors des calculs de bilans hydriques dans les aquifères urbains
(section 2.4).
La figure 2.24 résume l’ensemble des attributs de la recharge urbaine susmentionnés. Sur cette
figure, une différenciation est encore faite entre une recharge localement normale, augmentée
ou diminuée relativement à la recharge naturelle en provenance d’une surface équivalente non-
imperméabilisée (et non-remaniée). Les attributs de la recharge urbaine seront repris lors des
réflexions sur la vulnérabilité en milieu urbain, chapitre 5.
Fig. 2.24 : Attributs de la recharge des eaux souterraine en milieu urbain. a) Eléments urbains participants à la
recharge et types principaux de recharge (quantitatif et provenance) ; b) Provenance de la recharge urbaine
2.3.2. Conduites souterraines : processus d’infiltration et d’exfiltration et paramètres

associés
En liaison avec ce qui a été présenté dans la partie 2.3.1, l’infiltration / exfiltration d’eau des
conduites souterraines du milieu urbain est donc un processus fondamental de la recharge dite
« urbaine ». Il est donc nécessaire de s’attarder sur les processus hydrodynamiques affiliés à ce
processus. Par le risque qualitatif qu’elle fait peser sur les eaux souterraines urbaines,
l’exfiltration des réseaux d’eaux usées a été particulièrement étudiée depuis quelques années
38
(par exemple, Eiswirth et al. (1997), Amick et al. (2000), Wolf et al. (2005) et Miller et al.
(2005), Held et al. (2006), Ellis et al. (2003)). Les conclusions de ces nombreux travaux
peuvent toutefois, sous certaines conditions, être étendues à tous les types de réseaux d’eau.
2.3.2.1. Dynamique des processus d’infiltration et d’exfiltration
La dynamique des flux entrant ou sortant de conduites souterraines est un phénomène

complexe (et logiquement dépendant des profondeurs relatives de la conduite et du niveau
piézométrique). Selon Rutsch (2007)57, pour les conduites d’eaux usées, quatre facteurs
principaux influencent cette dynamique : 1) Le niveau d’eau et le débit en conduite ; 2) La
composition de l’eau en conduite (turbidité, pH, etc.) ; 3) Les processus à l’interface conduite
– sol58 (sédimentation, type de défauts et matériau de la conduite59) ; 4) Les propriétés du sol
environnant (conductivité hydraulique, profondeur du niveau saturé). Ces facteurs (notamment
1) et 2)) pouvant varier dans le temps60.
Indépendamment du type de conduite souterraine, la dynamique de l’exfiltration61 peut être

décrite selon l’équation 1-3 (approche linéaire mentionnée dans Rutsch et al. (2008), pour un
sol saturé ou non-saturé62 d’après la loi de Darcy). La figure 2.25 illustre les variables et
paramètres de cette équation.
(1-3)
∆
Pour les processus d’exfiltration,

en postulant une pression
atmosphérique à l’extérieur de la
conduite (milieu non-saturé),
l’écoulement est alors
conditionné par le niveau d’eau h
en conduite. Lors de
l’exfiltration, il est raisonnable de considérer en Fig. 2.25 : Illustration schématique de
première analyse que le taux d’exfiltration est l’exfiltration d’une conduite surplombant
dépendant de la teneur en eau initiale du sol une zone saturée : variables et paramètres
environnant. Un régime d’écoulement associés (modifié de Rutsch et al. (2008))
« permanent » depuis la conduite exfiltrante ne
devenant effectif qu’à partir du moment où le sol environnant devient saturé en eau (et pour
peu que le niveau d’eau en conduite reste non-nul). L’approche linéaire, bien que décrivant
57
Dans sa thèse, Rutsch (2007) propose un survol très complet de la problématique de l’exfiltration des réseaux
d’eaux usées et de son estimation. Quelques-unes de ses conclusions sont présentées dans cette partie.
58
Dans cette partie, le terme « sol » sera utilisé de façon indifférenciée pour désigner les formations non-saturées ou
saturées environnant une conduite.
59
Ces caractéristiques sont décrites dans le paragraphe suivant.
60
Cet effet est encore plus marqué pour les conduites d’eaux claires (fortes variations du niveau d’eau). D’autre
part, pour les réseaux d’eau potable, la mise en pression des conduites induit généralement une exfiltration quasi-
permanente, et peu de sédimentation et/ou colmatation du sol environnant (eau propre non-turbide) (Lerner (1990)).
61
La dynamique de l’infiltration de l’eau souterraine dans les conduites, qui est en soit moins intéressante pour la
présente thèse, est décrite brièvement dans l’annexe II-2.
62
Auquel cas une conductivité hydraulique non-saturée (fonction de la teneur en eau du sol) sera utilisée.
39
Chapitre 2
généralement de façon adéquate la dynamique d’exfiltration, accuse deux faiblesses notables

(Rutsch (2007)) :
 L’approche linéaire est valide pour des écoulements laminaires. Selon l’état du sol
environnant la conduite (macropores, cavités, fissures), cette hypothèse ne peut être
toujours vérifiée.
 L’approche linéaire est valide pour une eau postulée propre (ou peu chargée). Dans le cas
d’eaux usées fortement turbides (éléments dissous et particulaires ; teneurs variables dans
le temps), oblige à prendre en considération la variation de la conductivité hydraulique Ksol
en fonction de la colmatation biologique / physique du sol (Fuchs et al. (2004) ; tapis
bactérien en surface et/ou remplissage des pores par particules fines, par exemple).
En réalité, la dynamique de l’exfiltration est directement liée à ce dernier aspect pour les eaux
très turbides (eaux usées principalement). La colmatation du sol, et la réduction de
conductivité hydraulique qui lui est associée, est ainsi un processus dynamique, dépendant des
variations du niveau d’eau en conduite. La colmatation étant généralement maximale en
période sèche après un apport d’eau turbide, et minimale immédiatement après un période de
crue – où certaines conduites peuvent être mise en pression (avec de l’eau moins turbide car
diluée) et permettre ainsi un « lavage » de la colmatation du sol environnant (pour la
dynamique de colmatation, cf. par exemple Dohmann et al. (1999) ou Forschergruppe (2002)).
Les expériences en colonnes, effectuées par Vollertsen et al. (2003) avec des eaux turbides,
pour différents types de sol et type de fuites (trous, fissures, joints déplacés), ont toutes montré
la même dynamique d’exfiltration lors d’un événement pluvieux, à savoir une première phase
de débit élevé diminuant rapidement (colmatation progressive mais rapide du sol propre), puis
une stabilisation du débit exfiltré (zone de colmatation organique présente)63, ceci
indépendamment du type de sol environnant la conduite (sables à teneurs en silts variables).
Pour tenir compte de façon globale du sol environnant et surtout de sa colmatation, Rauch et
al. (1994) proposent un raffinement de l’équation 1-3 contenant un facteur de perte L [s-1]
exprimant la perméabilité du sol environnant et de la zone de colmatation64, selon l’expression
suivante :
(1-4)
∆
Et concluant ainsi que l’exfiltration est uniquement dépendante des processus physiques dans
le sol et la zone de colmatation, ainsi que de ses dimensions. L’approche par facteur de perte a
été appliquée à de nombreuses reprises, à l’échelle d’un bassin versant urbain (ville de
Dresde : Karpf et al. (2004 (2)), Rutsch (2007)) ou lors d’essais de laboratoire en vraie
grandeur, sur des tronçons de conduite réels (entre autres, Klinger et al. (2005) et Vollertsen et
al. (2003)). Ces études65 ont présenté des valeurs de débit d’exfiltration très variables,
63
Selon ces auteurs, cette dynamique est toutefois réversible.
64
Le facteur de perte sera discuté et adapté à la modélisation numérique des conduites souterraines (coefficient de
transfert de conduite ) dans le chapitre 4.
65
Rutsch et al. (2008) proposent un survol relativement exhaustif des techniques (terrain, laboratoire, modélisation
et bilans hydriques) pour l’estimation de l’exfiltration des conduites d’eaux usées. Ces techniques sont trop
nombreuses pour être toutes énumérées ici. En plus des techniques déjà décrites dans le texte : essais de traçage
40
s’échelonnant entre 0.02 et 86 l·d-1·cm-2 et des valeurs de facteurs de perte66 entre 7·10-5 et 3 s-1
(valeurs compilées dans Rutsch et al. (2008)), montrant ainsi l’extrême variabilité des débits
d’exfiltration des conduites souterraines en milieu urbain, et donc les incertitudes corrélatives
aux estimations de ces débits d’exfiltration.
2.3.2.2. Détérioration des conduites et débits d’exfiltration : variables effectives
Le lien qui unit l’état de détérioration d’une conduite et son débit d’exfiltration67 est explicite
(apparition et élargissement de fissures, percement et/ou déplacement de tronçons de conduite ;
Davies et al. (2001)), mais est actuellement peu connu d’un point de vue statistique. Rutsch
(2007) brosse un tableau complet des connaissances actuelles sur les variables
hydrogéologiques et techniques affectant les débits d’exfiltration et leur évolution dans le
temps selon l’état de la conduite. Cet auteur propose également un traitement statistique
poussé de certaines de ces variables, notamment l’âge de la conduite (donc selon sa probabilité
d’être dégradée, et tenant compte de l’évolution des techniques du génie civil), ses dimensions
(diamètre, épaisseur, longueur des tronçons), son matériau (ciment, PVC, terre cuite, fonte)
ainsi que les caractéristiques du bassin versant urbain (densité des infrastructures, trafic
routier). Le tableau 2.3 résume ces variables et leur effet supposé sur l’état des conduites
souterraines et les débits d’exfiltration.
Tableau 2.3 : Effet des variables hydrogéologiques et techniques sur la détérioration des conduites souterraines,
obtenues dans la littérature et par analyse statistique. En italique, variables plus significatives (modifié de Rutsch
(2007))
Selon Rutsch (2007) toujours, contre toute attente, aucune de ces variables ou groupe de
variables ne prend statistiquement le dessus sur les autres comme variable déterminante pour
l’état de détérioration d’une conduite souterraine. Seuls les variables âge de la conduite et
dimensions de la conduite semblent montrer un lien statistique plus direct avec les débits
d’exfiltration et l’état de détérioration, les conduites plus anciennes étant plus fréquemment
classées en catégorie « dégradée », ainsi que les conduites de grand diamètre (> 900 mm ;
confirmé par les observations de Karpf et al. (2004) pour les processus d’infiltration). Il est
(Rieckermann et al. (2005) et Rieckermann et al. (2007)), géophysique et traçage (Armbruster et al. (1992), essais
de pompage avec analyses chimiques (Leschik et al. (2009)), entre autres.
66
Cf. note 64.
67
A côté des trois autres facteurs décrits dans le paragraphe § 2.3.2.1 (niveau d’eau en conduite, composition de
l’eau, propriétés du sol environnant).
41
Chapitre 2
ainsi difficile de caractériser intégralement l’état d’un réseau d’eau urbain selon ses attributs
techniques et physiques sans conduire une étude détaillée dudit réseau, procédure souvent
coûteuse, difficile et de longue durée. Si ce type d’étude détaillée est impossible, Rutsch
(2007) conseille alors de s’en tenir aux approches selon la loi de Darcy pour estimer les débits
d’exfiltration, en caractérisant au mieux les sols environnants et la composition de l’eau (pour
les processus de colmatation et la priorité à donner aux mesures d’assainissement selon la
teneur en polluants) des conduites du réseau urbain étudié68.
2.3.3. Hydrochimie et contaminants urbains, marqueurs chimiques spécifiques

2.3.3.1. Généralités
De manière générale, les activités urbaines sources de pollution, et les contaminants qui y sont
associés, ne sont pas spécifiques au milieu urbain, mais se distinguent plutôt par leur densité
spatiale très élevée. Localiser ces sources de pollution et en quantifier leur impact sur la
qualité des eaux souterraines urbaines est ainsi un point fondamental de la gestion et la
protection des eaux souterraines, qui plus est lorsque ces ressources en eau sont utilisées in-situ
(particulièrement dans les pays de voie de développement (Foster et al. (2002)).
Sujets d’études depuis plusieurs décennies, les sources urbaines de pollution des eaux
souterraines peuvent être regroupées dans les catégories suivantes (d’après Vázquez-Suñé
(2003)) :
 Fuites des réseaux d’eaux usées et fuites des fosses septiques

 Ruissellement urbain et dispositif de concentration des eaux ruisselées
 Décharges municipales, entreposage de déchets
 Activités industrielles et entreposage de composés chimiques industriels
 Transports : voies de communication (accidents), stockage de carburant et épandages de
substances antigel
 Utilisation de fertilisants et produits phytosanitaires (surfaces vertes)
Quelques tableaux récapitulatifs des activités anthropogènes urbaines polluantes et leurs

groupes de contaminants associés sont proposés en annexe II-3.
Concernant les types de polluants entrant en jeu dans les contaminations urbaines, Barrett et al.
(1999) présentent un survol de l’hydrochimie des eaux souterraines urbaines et des marqueurs
chimiques spécifiques de l’urbanisation. Le tableau 2.4 synthétise leurs conclusions, montrant
clairement l’importance des réseaux d’eaux usées sur la détérioration de la qualité des eaux
souterraines.
68
L’autre problématique mentionnée par cet auteur est liée à l’échelle spatiale d’observation et de modélisation des
débits d’exfiltration (bassin versant ou échelle de la conduite). Problématique traitée dans les discussions de la
section 2.5 et du chapitre 5.
42
Tableau 2.4 : Sources possibles de marqueurs chimiques en milieu urbain (modifié de Barrett et al. (1999) et Barrett
(2004))
L’impact qualitatif spécifique des eaux usées fait l’objet du paragraphe suivant. Les fuites des
réseaux d’eaux usées, bien que participant marginalement à la recharge indirecte urbaine69,
sont ainsi en grande partie responsables de la dégradation de la qualité des eaux souterraines
urbaines. Dans une moindre mesure, l’infiltration des eaux claires chargées en polluants
routiers participe aussi à cette dégradation.
L’impact qualitatif des autres activités urbaines polluantes (cf. supra) ne sera pas traité plus en
détail ici. Certaines caractéristiques de ces activités seront toutefois reprises dans la discussion
des aléas et risques spécifiques au milieu urbain, chapitre 5.
2.3.3.2. Impact qualitatif des eaux usées
Pour estimer le risque de pollution que font peser les réseaux d’évacuation des eaux usées sur
les eaux souterraines urbaines, l’impact qualitatif de ces réseaux sur les eaux souterraines doit
être caractérisé, en parallèle à la caractérisation quantitative des flux sortant et entrant de ces
conduites.
La contamination des eaux souterraines urbaines par les eaux usées à été l’objet de très
nombreuses études ces dernières années. En plus des groupes de contaminants « classiques »,
présentés dans le tableau 2.4 (ions majeurs et mineurs : chlore, bore, nitrates, phosphates, etc. ;
Eiswirth et al. (1997) ), des micropolluants spécifiques aux eaux usées ont été observés à de
nombreuses reprises dans les eaux souterraines urbaines70 : entre autres, produits
pharmaceutiques et de soins personnels (par exemple, Ellis (2006), Heberer (2002)), produits
de contraste pour rayons X (en provenance des hôpitaux ; Wolf et al. (2004)) et autres
69
A l’inverse des réseaux d’adduction d’eau potable, contribuant fortement à la recharge indirecte, mais n’ayant pas
réellement d’impact qualitatif négatif sur les eaux souterraines urbaines (Barrett (2004)).
70
En plus des possibles contaminants industriels : solvants chlorés aliphatiques et aromatiques (PCE, TCE, etc. ;
Grischek et al. (1996)), hydrocarbures divers, phtalates, etc. (Zhang et al. (2004), qui augmentent fortement, le cas
échéant, le risque de contamination de l’eau souterraine. Barber (1992) a observé ainsi plus de 200 composés
organiques différents dans des eaux souterraines contaminées par des eaux usées industrielles dans le
Massachusetts.
43
Chapitre 2
composés spécifiques : hormones, caféine (Seiler et al. (1999))71. D’autre part, la présence de
microorganismes pathogènes d’origine fécale a également été observée à de nombreuses
reprises dans les eaux souterraines urbaines (entre autres, Foppen et al. (2008), Paul et al.
(2004), Powell et al. (2003)).
Ces composés chimiques spécifiques, bien qu’en concentrations très faibles dans les eaux
souterraines (de l’ordre du ng/l), peuvent néanmoins représenter un risque à long-terme pour
l’environnement et la santé humaine (Rutsch (2007)). De manière générale, la plupart de ces
composés sont cependant entièrement biodégradés et/ou adsorbés dans les sols environnant les
conduites (Zhang et al. (2004), Hua et al. (2003), Wolf et al. (2004)72). De façon identique, la
majeure partie des microorganismes pathogènes, particulièrement les espèces aérobies, sont
détruits ou retenus (par filtration de pore et adsorption) dans les sols en contact avec les
conduites (Hua et al. (2003) ; Blackwood et al. (2005)).
L’hétérogénéité des formations du sol environnant (niveaux très perméables, fissures,

macroporosité), permettant une exfiltration préférentielle dans la zone non-saturée, peut
cependant, dans certains cas, accélérer le transport des micropolluants et des microorganismes
jusqu’à la zone saturée, même située en profondeur. Powell et al. (2003) et Cronin et al. (2003)
ont ainsi observé la présence de bactéries et virus fécaux dans des aquifères à 90 m de
profondeur, sous les villes de Nottingham et Birmingham (UK). La variabilité du régime
hydrologique peut aussi être un facteur d’augmentation de l’impact des eaux usées73, en créant
à intervalle régulier des périodes de sol environnant « propre » facilitant alors l’infiltration des
eaux usées (§ 2.3.2.1). En toute logique, la probabilité de pollution d’une eau souterraine
urbaine par des eaux usées est donc fonction directe de la distance entre la conduite d’eaux
usées et le niveau saturé de l’aquifère (Rutsch (2007)), en postulant un sol environnant
homogène, l’atténuation des contaminants et microorganismes pathogènes étant en règle
générale assez forte dans l’environnement immédiat des conduites d’eaux usées.
2.3.3.3. Impact qualitatif des eaux claires et du ruissellement urbain
Bien que généralement moins chargées en polluants (dissous, particulaires et

microorganismes) que les eaux usées, les eaux claires (pluviales), particulièrement en milieu
urbain, peuvent aussi contenir des substances nocives pour l’environnement et la santé
humaine. Il est fréquent que ces eaux entrent en contact avec les eaux souterraines in-situ, par
infiltration dans des dispositifs de recharge artificielle (bassins d’infiltration, puits d’injection,
etc. – avec ou sans traitement en station d’épuration), ou via les fuites le long de conduites
d’eaux claires74.
Contrairement à la composition chimique et particulaire des eaux usées, en principe stable

(variations modérées selon des cycles journaliers, pour les réseaux d’eaux usées domestiques),
71
Toutefois, le risque pour l’environnement de ces dernières substances est difficile à quantifier. En règle générale,
la caféine est utilisée plutôt comme marqueur d’une contamination par les eaux usées.
72
A titre d’exemple, dans la ville de Rastatt (Allemagne), ces auteurs n’ont pas détecté de résidus pharmaceutiques
dans les eaux souterraines, mais uniquement dans les échantillons de sols proches des conduites d’eaux usées (à
l’inverse du bore et du potassium par exemple), interprétant ainsi ces résultats comme l’effet de la dégradation et
l’adsorption dans l’environnement immédiat des conduites.
73
Uniquement pour les réseaux d’eau unitaires (eaux usées + eaux claires), dont le niveau d’eau en conduite est
aussi dépendant des événements pluvieux.
74
Dont les dynamiques générales d’exfiltration et d’infiltration sont identiques aux conduites d’eaux usées (partie
2.3.2).
44
celle des eaux claires montre une variabilité très importante, et de très court-terme - à l’échelle
d’un événement pluvieux notamment. Selon Chebbo et al. (1995), il est ainsi important, pour
ce type d’eaux, de différencier les charges en polluants par événement pluvieux et les charges
en polluants annuelles (cumulatives). Lorsque la charge par événement est considérée, la
notion de première arrivée de polluants (« pollutant first-flush »), conséquence du lessivage
des surfaces imperméabilisées après une période sèche, est primordiale. L’analyse de courbes
masse-volume75 (pour 197 événements pluvieux dans 12 réseaux d’eau urbains) effectuée par
Bertrand-Krajewski et al. (1998) a montré que 80% de la masse totale de polluants est
transportée dans les premiers 74% du volume d’eau ruisselée (pour 50% des événements
pluvieux), pour un réseau séparatif ; et que 80% de la masse totale de polluants est transportée
dans les premiers 79% du volume d’eau ruisselée (pour 50% des événements pluvieux), dans
le cas d’un réseau unitaire. Indépendamment du phénomène de first-flush, la pollution des
eaux en sortie de système peut aussi être quantifiée sur des bilans annuels (ou plus), par
addition de toutes les contributions de chaque événement pluvieux (Chebbo et al. (1995))76.
Les polluants-type présents (et leur origine) dans les eaux claires sont les suivants (Choe et al.
(2002), Mangani et al. (2005)) :
 Métaux lourds (entre autres : Pb, Cd, Cu, Zn et Fe) : carburants, pneus et freins, chéneaux
et toitures, autres éléments métalliques.
 Cl, Na, Ca, SO4 (entre autres) : salage des routes en hiver, bétons et ciments.
 Hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) : huiles et résidus de combustion de
l’essence.
 Autre hydrocarbures (aliphatiques, MTBE, etc.) : essences, bitumes et goudrons.
Göbel et al. (2007) proposent une synthèse de la teneur en polluants des eaux claires urbaines,
selon l’« origine » de ces eaux : surfaces vertes drainées, toits et routes (plusieurs classes). Le
tableau synthétique provenant de leurs recherches est présenté en annexe II-4. Zhang et al.
(2004) mentionnent également la présence de substances phytosanitaires dans les eaux claires
en provenance de bassins versants situés en zones résidentielles denses (plus grande proportion
de jardins). D’autre part, Ellis (1997) a observé que la majeure partie des polluants transportés
dans les eaux claires le sont sur la fraction particulaire fine (adsorbés) : selon cet auteur, 90%
du Pb, ainsi que 70% du Cu, Cr et hydrocarbures est contenue dans la fraction solide en
suspension.
Les eaux claires qui ne sont pas traitées en station d’épuration sont en règle générale rejetées
dans les eaux de surface, ou infiltrées « in-situ » et/ou en terminaison de réseau, dans des
dispositifs prévus à cet effet (cf. supra). Dans le dernier cas, si ces dispositifs sont
correctement dimensionnés (niveau saturé profond, faible pente, sols de conductivité
hydraulique moyenne, etc. ; cf. par exemple Göbel et al. (2004))77, la filtration (facilitée par la
75
Les courbes sans-dimensions masse-volume (courbes M(V)) indiquent la distribution de la masse de polluant en
fonction du volume d’eau ruisselée en sortie de système. Elles sont utilisées fréquemment pour comparer les flux de
polluants sortant de différents bassins versants et événements pluvieux.
76
Zhang et al. (2004) mentionnent certaines études montrant des eaux de first-flush de composition proche de celle
des eaux usées.
77
Ces auteurs proposent une modélisation détaillée (3 modèles) de la recharge artificielle par les eaux de
ruissellement, et son utilité dans le dimensionnement des dispositifs d’infiltration des eaux claires.
45
Chapitre 2
prépondérance du transport sur fraction particulaire ; cf. supra) et la dégradation des

contaminants est en règle générale presque complète jusqu’au niveau saturé sous-jacent78. Pitt
et al. (1994) ont montré qu’en moyenne 80% de la matière en suspension, 70% des composés
organiques (via la mesure de la DCO), et 60 à 90% des métaux lourds étaient retirés des eaux
infiltrées dans les étangs de rétention79. De son côté, Appleyard (1993) a observé des teneurs
faibles (inférieures aux limites légales pour les eaux potables) en métaux lourds, pesticides et
composés phénoliques dans l’eau souterraine à proximité immédiate de bassins d’infiltration
en Australie (bassins en connexion hydraulique démontrée avec le niveau saturé). Datry et al.
(2004) et Dechesne et al. (2004) ont montré des résultats semblables pour des bassins
d’infiltration en France. Tous ces auteurs constatent toutefois régulièrement de fortes teneurs
en polluants (métaux lourds notamment)80 sur la fraction solide de ces dispositifs d’infiltration.
Le risque de contamination des eaux souterraines que fait peser l’infiltration in-situ des eaux
claires est alors en grande partie fonction de la maintenance à long-terme (nettoyage et
extraction des matériaux solides pollués), et/ou du mauvais dimensionnement des dispositifs
d’infiltration (risque de débordement, colmatage, temps de transit verticaux trop courts
jusqu’au niveau saturé, etc. ; Zhang et al. (2004)).
2.3.4. Autres impacts urbains : effet barrière, remaniement du sous-sol et exploitation de

l’eau
En plus des impacts de l’urbanisation sur les écoulements d’eau en surface

(imperméabilisation, diminution de l’infiltration) et dans la zone non-saturée (conduites : effet
drainant ou exfiltration), celle-ci modifie également la structure du sous-sol dans son ensemble
(excavation, remaniement, etc.), affectant ainsi l’écoulement saturé dans les formations
aquifères du sous-sol urbain. L’exploitation de l’eau souterraine, variable au fil des décennies,
modifie également de façon notable l’écoulement souterrain en milieu urbain.
Sans entrer dans les détails81, ces impacts peuvent ainsi être catégorisés de la façon suivante :
 Remaniement des formations de la zone non-saturée (excavations, remblayage,

aplanissement et compaction) : influence sur la conductivité hydraulique, diminution de la
capacité d’infiltration du sol, décapage des couches protectrices de surface – subsurface
(sol et sous-sol), fissuration et création de macroporosité et chemins d’écoulement
préférentiels.
 Fondations de bâtiments, infrastructures et cavités souterraines urbaines : effet de barrière
hydraulique imperméable, modification des écoulements souterrains par drainage ou
78
Pour les fuites de conduites d’eaux claires, les processus de dégradation et retardation des contaminants dans le
sol sont identiques à ceux des eaux usées (cf. note 74) ; § 2.3.3.2.
79
Un tableau, dressé par ces auteurs, montrant le comportement des principaux polluants des eaux claires dans les
dispositifs d’infiltration, est présenté en annexe II-4.
80
Appleyard (1993) mesure jusqu’à 3500 ppm de Pb dans les sédiments d’un bassin adjacent à une route principale.
Marsalek et al. (1997) ont observé des teneurs très élevées en Cr, Cu et Pb dans les sédiments d’étangs de rétention
des eaux pluviales, qui plus sous forme mobile.
81
La gestion et l’impact des infrastructures urbaines sur les eaux souterraines est un domaine vaste, lié notamment
au génie civil. Dans le cas présent, la thèse de Blunier (2009) propose un survol assez complet de la gestion du
sous-sol urbain, et des interactions constructions – eau souterraine.
46
pompage dans les infrastructures en eau (par exemple, Blunier (2009), Marinos et al.
(1997)).
 Exploitation in-situ de l’eau souterraine urbaine : abaissements piézométriques locaux ou
régionaux (et problème de subsidence associés ; Vázquez-Suñé (2003), Morris et al.
(2003)), accélération locale des flux d’eau souterraine.
Ces impacts quantitatifs sur l’écoulement souterrain sont souvent doublés d’un impact
qualitatif (Epting et al. (2008 (1)), Epting et al. (2008 (2)), Chae et al. (2008)), très variables
selon le type d’infrastructures et activités modifiant le sous-sol urbain. Il est dès lors difficile
de dresser une liste exhaustive des impacts qualitatifs de ces éléments urbains sur les eaux
souterraines. Un retour sur ces différents types d’aléas urbains, liés aux activités en sous-sol,
sera effectué dans le chapitre 582.
2.3.5. Impact hydrogéologique et hydrochimique de l’urbanisation : résumé
Pour résumer ce qui a été présenté dans la section 2.3, il est possible de différencier les
éléments urbains83 ayant un impact quantitatif sur le cycle de l’eau et les écoulements
souterrains en milieu urbain (fig. 2.26) :
Fig. 2.26 : Eléments urbains perturbateurs du cycle de l’eau en milieu urbain
 Eléments en surface : imperméabilisation (diminution voire disparition de l’infiltration

directe des eaux pluviales), augmentation et concentration du ruissellement en certains
points (infiltration artificielle ou involontaire).
 Eléments en sous-sol (zone non-saturée et saturée) :
82
L’impact quantitatif des fondations de bâtiments est modélisé quant à lui dans le chapitre 4.
83
Ce terme sera utilisé par la suite comme terme généraliste pour parler de tous les éléments perturbants les flux
d’eau dans le milieu souterrain.
47
Chapitre 2
 Conduites souterraines : rôle ambivalent, peuvent recharger les eaux souterraines

(exfiltration, pertes) ou au contraire les drainer (infiltration des eaux souterraines).
Les conduites peuvent également court-circuiter le flux vertical dans la zone non-
saturée (infiltration depuis la surface).
 Infrastructures souterraines et remaniement du sous-sol : effet de barrière
hydraulique, modification des charges et flux de l’eau souterraine urbaine,
modification de la conductivité hydraulique.
Comme synthèse finale de cette section, la figure 2.27 illustre ces divers éléments urbains, en
rapport avec la recharge des aquifères urbains. La figure 2.28, quant à elle, résume les
différentes sources d’impacts qualitatifs sur les eaux souterraines urbaines.
Fig. 2.27 : Recharge urbaine : source et écoulement de l’eau souterraine en milieu urbain (modifié de Barrett et al.
(1999))
48
Fig. 2.28 : Sources de contamination de l’eau souterraine urbaine (tiré de Howard et al. (2001))
2.4. APPROCHES DANS LA GESTION DES EAUX SOUTERRAINES URBAINES ET LEUR

VULNÉRABILITÉ
Cette section du présent chapitre a pour but de présenter de façon non-exhaustive quelques
approches récemment développées pour la gestion et la protection des eaux souterraines
urbaines. Ces approches ont souvent en commun de ne pas se focaliser uniquement sur le
système hydrogéologique urbain, mais également de prendre en compte d’autres aspects du
milieu urbain (sols, aménagement du territoire, développement socio-économique, etc., il est
ainsi fréquemment fait référence aux « ressources urbaines » dans leur ensemble).
La question principale de cette section est alors de savoir si les concepts et méthodes liés à la
vulnérabilité des eaux souterraines (section 2.2) sont également intégrés, et de quelle manière,
dans ces approches de gestion (partie 2.4.1). Et donc si des liens existent entre les méthodes
d’estimation de la vulnérabilité et les approches pour la gestion et la protection des eaux
souterraines urbaines. L’autre question posée dans cette section est de savoir si les méthodes
d’estimation de la vulnérabilité, appliquées à de nombreuses reprises pour des aquifères situés
dans des bassins versants urbains, ont intégrés, explicitement ou non, les caractéristiques
hydrogéologiques propres aux milieux urbains (partie 2.4.2).
2.4.1. Approches récentes pour la gestion et la protection des eaux souterraines urbaines et
estimation de la vulnérabilité
2.4.1.1. Approches globales pour la gestion et la protection des eaux souterraines
urbaines : grands projets
Les approches contemporaines pour la gestion et la protection des eaux souterraines urbaines
sont très nombreuses, liées soit à de grands projets européens ou d’ailleurs, soit participant
d’initiatives « individuelles ». Un rapide survol de ces approches est ainsi effectué dans cette
partie.
49
Chapitre 2
Le cluster de recherche européen IMAGE-TRAIN (Prokop (2003)) propose un large panel de

projets (nombreux acronymes) pour la gestion des ressources urbaines (fig. 2.29). Sans entrer
dans les détails de chacun d’entre eux84, il est possible toutefois de dresser une liste de
caractéristiques récurrentes (et parfois communes) à ces différentes approches (Prokop
(2003)) :
 Etablissement de guides et d’outils d’aides à la décision (OAD) à destination d’utilisateurs

non-spécialistes. Exemples : APUSS : OAD pour la gestion de l’eau urbaine (infiltration et
exfiltration des eaux usées surtout) ; WATCH : OAD pour la surveillance et la remédiation
rapide des pollutions au MTBE et BTEX.
 Etudes et propositions de solutions à grande-échelle - région, bassin versant. Exemples :
AISUWRS : gestion de l’eau souterraine urbaine à grande-échelle ; INCORE :
investigation de la qualité des eaux souterraines urbaines à différentes échelles spatiales.
 Réduction du risque et gestion des incertitudes (aspect probabiliste) – en cas de
remédiation impossible. Exemple : GRACOS : estimation du risque de contamination
(sites contaminés particulièrement).
 Surveillance à long-terme des polluants (eaux et sols particulièrement).
 Intégration de techniques de remédiation durable (faible maintenance, rapport qualité-prix
optimal).
Fig. 2.29 : Approches pour la gestion et la protection des eaux souterraines selon le cluster IMAGE-TRAIN :
champs de spécialisation (modifié de Prokop (2003))
Plusieurs de ces caractéristiques renvoient alors directement à l’estimation de la vulnérabilité

(selon les aspects développés dans la section 2.2) dont les finalités sont, pour rappel : 1) la
mise au point d’outils cartographique ou prospectifs utilisables par des personnes non-initiées ;
2) dont les résultats peuvent être présentés à plusieurs échelles spatiales ; et 3) en vue de
déterminer le risque de contamination d’une ressource en eau souterraine.
Cela dit, la majorité des approches susmentionnées85, et bien que certaines d’entre-elles soient
explicitement consacrées à l’évaluation du risque de contamination de l’eau souterraine
84
Certains de ces projets ne sont d’ailleurs pas liés spécifiquement aux eaux souterraines urbaines. D’autre part, le
cluster CityNet (Projet européen COST Action 624) inclut également les projets AISUWRS et APUSS, ainsi que
d’autres projets consacrés à la réhabilitation, gestion et conception des réseaux d’eau urbains.
85
Sont exclues ici toutes les approches non-consacrées aux eaux souterraines (cf. note 84).
50
(NORISC, TRACE-FRAC, entre autres), n’intègrent jamais les concepts et méthodes en

provenance des approches d’estimation de la vulnérabilité (et particulièrement les approches
dites paramétriques). La plupart de ces approches de la gestion et protection des ressources en
eau urbaine possèdent une base physique, utilisent fréquemment des modèles numériques
(1D/2D/3D) et fournissent des résultats quantifiés, voire catégorisés (base également des
méthodes d’estimation de la vulnérabilité par modélisation physique). À aucun moment
cependant, dans pratiquement toutes ces approches, il n’est explicitement fait mention de
« vulnérabilité ».
2.4.1.2. Approches globales pour la protection des eaux souterraines urbaines : projet
AISUWRS
A titre d’exemple, et parce qu’elle est la seule à utiliser des méthodes d’estimation de la
vulnérabilité des eaux souterraines (de façon annexe, cf. infra), il est pertinent de s’attarder sur
l’approche de la gestion des eaux souterraines urbaines selon AISUWRS (Assessing and
Improving Sustainability of Urban Water Resources and Systems ; Wolf et al. (2006)).
L’approche selon AISUWRS est basée sur une série de modèles numériques imbriqués et
données GIS (fig. 2.30 et 2.31), dans le but d’améliorer la durabilité à long-terme des systèmes
d’eaux urbains, par la diminution planifiée des impacts quantitatifs et qualitatifs négatifs de
l’urbanisation sur les eaux souterraines urbaines. L’OAD ainsi mis au point, simulant les flux
de contaminants dans les systèmes hydrogéologiques urbains (en mettant l’accent sur les fuites
de conduites - tous types de réseaux), et transposable à toute échelle de temps et d’espace86,
permet ainsi de proposer divers scénarios pour la réduction de l’impact d’un système urbain
donné sur les eaux souterraines87.
Fig. 2.30 : Approche AISUWRS : liens

entre les différents modèles et
l’inclusion de données GIS (tiré de
Wolf et al. (2005)
86
Mais relativement gourmand en données (fig. 2.31).
87
Sans entrer dans les détails, les scénarios proposés (qui intègrent aussi les variables socio-économiques) sont,
entre autres : réhabilitation partielle ou totale de certains réseaux d’eau, changement de configuration dans les bilans
urbains de consommation et rejets de l’eau.
51
Chapitre 2
Fig. 2.31 : Approche AISUWRS : modèles numériques et données associées pour l’OAD (tiré de Wolf et al. (2005)
Dans cette approche, les modèles utilisés et leurs paramètres associés sont très proches de ceux
liés à l’estimation de la vulnérabilité (épaisseur et lithologie de la zone non-saturée,
modélisation des temps de transit en milieu non-saturé et saturé, types de sols, flux de
polluants arrivant à la nappe, etc.). Dans le cas de la ville de Rastatt (Allemagne)88, des
estimations de la vulnérabilité ont bien été effectuées (avec les méthodes GLA (Hölting et al.
(1995)) et DRASTIC), mais comme préliminaire à l’application de l’OAD de AISUWRS
(Wolf et al. (2005)). En conjuguant ainsi les résultats d’estimation de vulnérabilité et ceux de
l’approche AISUWRS (localisation et quantification des flux de polluants en base de zone
non-saturée), des scénarios de réduction de l’impact qualitatif des infrastructures urbaines sur
l’aquifère urbain sont proposés (qui permettent également de valider a posteriori l’estimation
préliminaire de la vulnérabilité, grâce aux modèles numériques utilisés). Pour l’application
sensu stricto de méthodes d’estimation de vulnérabilité dans les milieux urbains, Wolf et al.
(2005) proposent ainsi, succinctement, de corriger les modèles en réduisant l’épaisseur des
couches imperméables et en supprimant les couches protectrices de sol au droit des conduites
exfiltrantes (source de contamination en subsurface), conduisant ainsi à des valeurs de
vulnérabilité globalement plus élevées pour la ville de Rastatt. Etant pourtant la plus proche, à
première vue, des concepts liés à l’estimation de la vulnérabilité, l’approche selon AISUWRS
ne fait ainsi finalement aucune proposition quant à l’adaptation concrète des paramètres de
l’estimation de la vulnérabilité aux contraintes et structures du milieu urbain.
Dans une réflexion générale sur la vulnérabilité, Foster (2007) estime que la vulnérabilité en
milieu urbain ne devrait pas intégrer les facteurs de sols (car souvent décapés ou fortement
modifiés), utilisables uniquement dans les zones rurales. D’autre part, cet auteur considère que
la recharge, et particulièrement la recharge urbaine (car paramètre variable, dépendant
fortement de l’activité humaine en milieu urbain), devrait être considérée comme un élément
externe à l’estimation de la vulnérabilité, à l’instar d’un aléa («pression» de contamination
externe ; un retour sera fait sur cette problématique dans le chapitre 5).
88
L’approche AISUWRS a été appliquée à quatre villes-test dans le monde : Doncaster (UK), Ljubljana (SI), Mt
Gambier (AU) et Rastatt (DE), montrant des contextes géologiques et climatiques variés.
52
2.4.1.3. Autres approches spécifiques
D’autres approches pour la gestion et la protection des eaux souterraines urbaines existent
également, qualifiées « d’individuelles » (ne s’intégrant pas dans de grands projets communs).
Ces approches sont ainsi souvent liées à des problématiques plus spécifiques : gestion et
optimisation du ruissellement urbain et des réseaux d’eaux claires (Tsihrintzis et al. (1997)
pour un état des connaissances) ou gestion adaptative pour la protection des ressources en eau
urbaine (inondations, constructions souterraines, karst urbain ; thèse de Epting (2009)),
applications de l’approche DPSIR89 (Jago-on et al. (2009), pour les mégapoles asiatiques) par
exemple. Ces études incluant fréquemment de la modélisation numérique pour la gestion des
eaux souterraines urbaines (autre exemple : Le Delliou et al. (2009))90. Comme pour les
approches globales, ces différentes approches n’intègrent pas non plus les concepts et
paramètres de l’estimation de la vulnérabilité, proposant plutôt soit des OAD immédiatement
utilisables, soit des recommandations plus générales pour une meilleure gestion des eaux
souterraines urbaines.
2.4.2. Application des méthodes d’estimation de la vulnérabilité : prise en compte des

éléments urbains
L’application de méthodes cartographique d’estimation de la vulnérabilité et du risque dans

des bassins versants urbains est relativement fréquente, et se fait en règle générale à échelle
cartographique régionale. Leal et al. (2010) ont appliqué la méthode SINTACS au bassin de la
zone métropolitaine de Mexico City, Dimitriou et al. (2008) ont utilisé l’approche européenne
(méthode COP + estimation des aléas et risques pour les HAP et PCB) pour un petit bassin
versant industriel à la périphérie d’Athènes, par exemple.
Dans ces études, la vulnérabilité est alors estimée sans tenir compte directement des éléments
du construit urbain. Les sols et sous-sols urbains sont alors considérés dans leur globalité, en
fonction uniquement de leurs caractéristiques hydrogéologiques naturelles. Les éléments
urbains, caractérisés le plus souvent à l’aide de données GIS d’utilisation du sol (type
d’industrie, route, jardins, etc.), ne sont alors pris en compte que dans un deuxième temps, et
superposés comme aléas (donc uniquement caractérisés par leur impact qualitatif), lors de
l’évaluation du risque de contamination de l’aquifère urbain étudié.
Proposant une solution originale, Tait et al. (2004) développent un outil GIS d’optimisation de
l’utilisation de l’eau souterraine urbaine (système BOS : « Borehole Optimisation System »).
Cet outil permet l’évaluation du risque de contamination selon trois modèles imbriqués : 1)
Modèle probabiliste de zone de capture pour un puits ; 2) Modèle d’utilisation du sol ; et 3)
Modèle probabiliste de risque de pollution (en relation avec le modèle n°2). Cet outil associe
ainsi de façon dynamique (l’évolution dans le temps peut y être intégrée) un modèle
89
L’approche « Driving force – Pressure – Status – Impact – Response » (DPSIR), développée par l’Agence
Européenne de l’Environnement (EEA (1999)) est un outil simple et multifonctionnel applicable pour l’estimation
des impacts tant quantitatifs que qualitatifs sur les eaux souterraines urbaines (utilisable pour d’autres ressources
également).
90
Il ne sera pas discuté plus avant ici de modélisation numérique des écoulements en milieu urbain, celle-ci étant le
thème principal du chapitre 4.
53
Chapitre 2
numérique d’écoulement souterrain dédié et l’utilisation du sol et ses potentielles sources de

pollutions. Mais là encore, les éléments spécifiquement urbains sont d’une certaine façon
« importés » (via les modèles « utilisation du sol » et « probabilité de pollution ») comme
facteurs « externes » (et une fois de plus selon un aspect purement qualitatif) et superposés aux
processus hydrodynamiques et hydrogéologiques ayant lieu dans le sous-sol urbain, considéré
alors uniquement selon ses paramètres à l’état naturel.
Pour conclure, il est maintenant établi que les liens entre hydrogéologie urbaine et méthodes
d’estimation de la vulnérabilité sont des plus ténus. Si les approches globales pour la gestion et
la protection des eaux souterraines urbaines sont pour la plupart basées sur des concepts
généraux directement calqués sur ceux de l’estimation de la vulnérabilité aux contaminations,
elles n’en font jamais clairement référence dans leur méthodologie.
D’autre part, l’application de méthodes d’estimation de la vulnérabilité à des bassins versants

aquifères urbains n’est jamais accompagnée d’une paramétrisation des attributs spécifiques au
milieu urbain (surfaces imperméabilisées, conduites, cavités souterraines, etc.), dans l’optique
d’adapter les indices finaux de vulnérabilité au construit urbain. De manière générale, ces
études intègrent ce construit uniquement sous l’angle de l’aléa (probabilité et type de
contamination), donc comme facteur « externe » au système hydrogéologique. Ceci dans le but
d’évaluer le risque de contamination que fait peser cet aléa sur les eaux souterraines urbaines.
2.5. MILIEU HYDROGÉOLOGIQUE URBAIN ET ESTIMATION DE LA

VULNÉRABILITÉ : CONCEPTS ET PROPOSITIONS GÉNÉRAUX
Au vu de ce qui a été discuté dans la section précédente, il est nécessaire d’aller plus avant
dans l’intégration et la caractérisation des éléments urbains à intégrer dans les méthodes
d’estimation de la vulnérabilité, dans l’optique d’adapter celles-ci aux milieux urbains. Bien
que cet aspect soit développé en détail dans le chapitre 5 (en tenant compte des résultats des
essais de terrain et des simulations numériques urbaines), il est possible de présenter à ce stade
de la réflexion quelques lignes générales pour l’adaptation de la cartographie de la
vulnérabilité aux attributs propres du milieu urbain – en tenant compte de ce qui a été présenté
auparavant.
La partie 2.5.1 explicite la dissociation qui est faite entre l’impact quantitatif et qualitatif des
éléments urbains, permettant ainsi de caractériser les éléments urbains soit comme éléments
hydrogéologiques (impact hydrologique et/ou hydrodynamique), soit comme aléas urbains. La
partie 2.5.2 propose très brièvement de quelle manière ces éléments peuvent être intégrés dans
les méthodes existantes d’estimation de la vulnérabilité intrinsèque et la partie 2.5.3 présente
les liens unissant l’hydrogéologie karstique et urbaine, à la lumière des concepts de l’Approche
européenne. Celle-ci permettant de donner un exemple préliminaire d’adaptation de la
cartographie de vulnérabilité aux milieux urbains.
54
2.5.1. Impacts quantitatifs et qualitatifs des éléments urbains sur l’eau souterraine : liens
avec la vulnérabilité et l’aléa en milieu urbain
2.5.1.1. Dissociation des impacts quantitatifs et qualitatifs des éléments urbains
Dans la mesure où l’accent est mis dans cette étude sur la vulnérabilité intrinsèque, donc ne
prenant en compte que les caractéristiques hydrogéologiques et le régime de la recharge
(facteur externe), il est également indispensable de bien différencier l’impact quantitatif
(parties 2.3.2 et 2.3.4) et qualitatif (partie 2.3.3) des éléments urbains sur les ressources en eau
urbaine. Et ce particulièrement sur la recharge verticale urbaine, qui conditionne en grande
partie le mouvement de polluants potentiels depuis la surface jusqu’à la zone saturée. Pour la
suite de la réflexion, les deux facettes de l’impact des éléments urbains seront clairement
dissociées selon la conformation suivante (fig. 2.32) :
 Impacts quantitatifs sur l’eau souterraine urbaine (perturbations de l’écoulement, court-

circuit (« bypass »), effet barrière, etc.) : associés à l’estimation de la vulnérabilité
intrinsèque urbaine.
 Impacts qualitatifs sur l’eau
souterraine urbaine (modifications de
la chimie de l’eau, pollutions
diverses) : associés à la caractérisation
des aléas urbains (type et probabilité
d’occurrence d’une pollution /
modification ; partie 2.2.6).
Par souci de simplification, ces éléments

urbains peuvent être classés en quatre
catégories91 (partie 2.3.5),
spatialement superposables :
 Conduites souterraines urbaines (tout

type de réseau)
 Surfaces imperméables (routes,
bâtiments et surfaces bétonnées) Fig. 2.32 : Impacts des éléments urbains sur l’eau
 Infrastructures en sous-sol souterraine en milieu urbain et intégration dans les
(fondations, cavités) méthodes d’estimation de la vulnérabilité et des aléas
urbains.
 Zones de sous-sol remblayé / remanié
(éventuellement avec sols décapés)
Ces catégories d’éléments sont indépendantes, elles conditionnent l’écoulement des eaux en
subsurface, et présentent un potentiel de pollution. Ces catégories pourront ainsi être intégrées
distinctement dans l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque ou la caractérisation des aléas.
Ce rôle dual des éléments urbains est ainsi fondamental pour toute la réflexion présente sur la
vulnérabilité en milieu urbain. Bien que superposés spatialement, les deux types d’impact des
91
Ces catégories seront reprises dans la modélisation numérique urbaine (chapitre 4) et dans le chapitre 5.
55
Chapitre 2
éléments urbains peuvent être complètement dissociés par le type d’information complètement
différent (et indépendant) qu’ils représentent : une information de type
« hydrologique/hydrodynamique » pour l’impact quantitatif, une information de type
« probabilité de pollution » pour l’impact qualitatif92.
2.5.1.2. Impact quantitatif des éléments urbains et vulnérabilité intrinsèque urbaine
En faisant l’impasse sur leur impact qualitatif, les éléments urbains peuvent alors être
considérés comme des « éléments géologiques – hydrogéologiques» à part entière, ayant une
influence hydrodynamique sur l’écoulement de l’eau. Il est dès lors possible d’intégrer ces
éléments dans des modèles et cartes hydrogéologiques d’après les caractéristiques
hydrologiques/hydrogéologiques suivantes :
 Zones de diminution de l’infiltration de l’eau de surface ↔ surfaces imperméables.

 Zones de concentration du ruissellement (et de l’« infiltration ») ↔ collecteurs et réseaux
d’eaux claires.
 Recharge localisée ↔ fuites des réseaux d’adduction d’eau potable, d’eaux usées et
claires, percolation depuis canaux et rivières urbains.
 Zones d’exutoire ↔ drainages et pompages dans les infrastructures et cavités souterraines,
et prélèvements d’eau localisés.
 Formations aquitardes ↔ infrastructures urbaines imperméables.
Ces éléments peuvent ainsi être cartographiés, conduisant à l’élaboration d’une carte
hydrogéologique urbaine spécifique, dont pourrait être dérivée une carte de « vulnérabilité
intrinsèque potentielle du milieu urbain » (chapitre 5).
2.5.1.3. Impact qualitatif des éléments urbains et aléas urbains
A l’inverse, en mettant de côté l’impact quantitatif des éléments urbains, il est alors possible de
caractériser leur potentiel de pollution uniquement (type et quantité de polluant et probabilité
de pollution - accident, apport continu, etc.), sous la forme d’un aléa urbain de pollution (aléa
au sens de l’Approche européenne ; partie 2.2.4). Toutefois, la caractérisation (et la
classification) des aléas du milieu urbain diffère sensiblement de celle pour les milieux ruraux
concernant le point suivant : la densité d’aléas93.
La superposition de nombreuses infrastructures en milieu urbain complexifie fortement la

caractérisation des aléas. Leur densité très élevée en milieu urbain nécessite alors une
adaptation en fonction de l’échelle spatiale à laquelle ces aléas sont caractérisés (problème de
disponibilité et volume de données à traiter), obligeant une caractérisation en termes de zones
d’aléas (surfaces, ou zones-tampon pouvant se recouper pour les conduites linéaires) plutôt
qu’en termes d’aléas ponctuels94.
92
Pour illustrer ce concept, les réseaux d’eaux usées fournissent un bon exemple : ils participent marginalement,
quantitativement parlant, à la recharge des eaux souterraines urbaines, mais constituent, qualitativement, un aléa très
élevé de contamination des eaux souterraines (Lerner (2002)) .
93
Comme déjà évoqué, les problèmes liés aux échelles spatiales et temporelles pour l’estimation de la vulnérabilité
et l’établissement de cartes en milieu urbain sont l’objet d’une partie du chapitre 5.
94
Cf. note 93.
56
2.5.2. Intégration des éléments urbains dans les méthodes d’estimation de la vulnérabilité :
perspectives
Lors de l’adaptation de méthodes existantes de cartographie de la vulnérabilité aux milieux

urbains (donc sans considérer ici la création d’une nouvelle méthode dédiée à ces milieux)95,
l’intégration des éléments urbains dans ces méthodes peut se faire selon différentes approches,
en fonction notamment du type de méthode considéré :
 Pour les méthodes paramétriques – empiriques, l’intégration peut se faire selon deux
approches distinctes :
 Adaptation avec ajout de nouveaux facteurs et attributs empiriques, en sus de ceux
déjà existants et ainsi nouvellement combinés avec eux. La question est alors de
savoir quels éléments urbains sont vraiment pertinents à ajouter, et à quelle échelle
spatio-temporelle.
 Adaptation sans ajout de facteurs et attributs empiriques. Donc par la modification
et réévaluation des facteurs et attributs déjà existants, typiquement les facteurs liés
au sol et à la structuration de la zone non-saturée, par exemple.
 Pour les méthodes à base physique, l’adaptation des ces méthodes par intégration des
éléments urbains peut se faire directement, par ajout, par exemple, de nouvelles conditions
aux limites et/ou modifications des paramètres hydrodynamiques pour l’écoulement de
l’eau ou le transport de polluants. Ceci en lien direct avec lesdits éléments urbains (cette
problématique est reprise dans le chapitre 4).
Sans aller plus loin pour le moment, ces différentes approches seront discutées plus en détail
(et mises en application dans des exemples concrets) dans le chapitre 5.
2.5.3. Cas de l’Approche européenne COST620 : caractéristiques communes aux milieux

karstiques et urbains - exemple préliminaire d’intégration des éléments urbains
Les milieux karstiques et urbains montrent un comportement hydrogéologique semblable sur

plusieurs points, Cette partie présente brièvement les caractéristiques communes à ces deux
milieux. A titre d’exemple préliminaire pour l’adaptation de la cartographie de la vulnérabilité
dans les zones urbaines, les facteurs OCPK de l’Approche européenne COST620 sont mis en
relation avec l’hydrogéologie urbaine et ses éléments hydrogéologiques associés (partie 2.5.1).
95
Ce n’est pas l’objectif de la présente étude (compte tenu de la profusion de méthodes déjà existantes, certaines
pertinentes, d’autres non).
57
Chapitre 2
2.5.3.1. Caractéristiques hydrogéologiques communes aux milieux karstiques et urbains
Sujet assez rare dans la littérature, l’analogie entre karst et milieu urbain est explicitement
mentionnée par Garcia-Fresca (2007). Cet auteur propose ainsi une liste de caractéristiques
communes aux deux milieux hydrogéologiques (fig. 2.33)96 :
 Tranchées, rigoles et autres excavations ↔ systèmes fracturés naturels

 Excavations souterraines, tunnels ↔ conduits et cavernes karstiques
 Collecteurs d’eaux claires ↔ dolines, pertes karstiques
 Eaux claires stockées en subsurface ↔ eau de l’épikarst
 Hétérogénéité de la recharge : diffuse (surfaces vertes) ou localisée (fuites de conduites)
 Conductivité hydraulique du sous-sol fortement hétérogène et anisotrope (remblayages,
remaniements, compactages)
Pour les milieux urbains, le lien peut ainsi être directement fait entre éléments urbains et
« éléments hydrogéologiques karstiques » pour la caractérisation de leur impact
hydrologique/hydrodynamique.
2.5.3.2. Vulnérabilité intrinsèque urbaine : bypass (« court-circuit ») des couches

superficielles protectrices et fonctionnement hydrologique
Aux caractéristiques mentionnées dans le paragraphe précédent et liées à certains éléments en

particulier, s’ajoutent encore deux processus hydrogéologiques plus généraux propres aux
deux milieux, et importants pour l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque :
 Processus de « bypass » des couches superficielles protectrices : les eaux de pluie et eaux
usées sont souvent concentrées dans des réseaux d’évacuation. Ces réseaux ne sont
généralement pas étanches (nombreuses fuites) et sont fréquemment proches, ou en contact
direct, avec les nappes souterraines. Il est alors pertinent de considérer que les conduites
souterraines induisent un phénomène de « bypass » des formations superficielles
protectrices (sols notamment) en mettant en contact direct ou proche avec l’eau souterraine
des eaux potentiellement polluées. Annulant ainsi presque entièrement l’effet protecteur de
la zone non saturée.
 Fonctionnement hydrologique : comme dans les milieux karstiques, les vitesses
d’écoulement des eaux transitant dans les réseaux d’évacuation, et s’infiltrant vers les
aquifères sous-jacents (via les fuites) sont en règle générale élevées. Les temps de
résidence courts dans la zone non-saturée qui peuvent en résulter diminuent fortement les
processus naturels d’atténuation d’une contamination. De surcroît, comme pour les milieux
karstiques, les milieux urbains sont très sensibles aux événements hydrologiques extrêmes.
Durant ces événements, les charges hydrauliques et les teneurs en polluants augmentent
rapidement dans les réseaux urbains, augmentant de facto la probabilité de contamination
de l’eau souterraine urbaine.
96
L’auteur insiste sur le fait que l’identité ne tient plus si l’aspect temporel est considéré : la vitesse de
« karstification urbaine » étant bien sûr plusieurs ordres de grandeur plus élevée que celle de la karstification
naturelle.
58
Fig. 2.33 : Eléments urbains et éléments karstiques : caractéristiques analogues
2.5.3.3. Facteurs de l’Approche européenne et éléments urbains : liens préliminaires
En considérant les attributs des facteurs OCPK de l’Approche européenne, il est possible
d’établir une continuité entre ces facteurs et une approche pour l’estimation de la vulnérabilité
adaptée au milieu urbain. Cette continuité se faisant sein d’un schéma conceptuel proche de
celui de l’Approche européenne.
Comme le suggère la figure 2.34, les facteurs OCPK, et particulièrement les facteurs C et K,
pourraient être légèrement modifiés pour rentrer dans le cadre de l’estimation d’une
« vulnérabilité urbaine » :
 Facteur O. Compte tenu que les paramètres pour la détermination du facteur O sont
uniquement fonction de la géologie et la pédologie, ce facteur ne nécessiterait donc pas de
modification pour y inclure les éléments urbains. En cas de remblayage avec des matériaux
anthropogènes ou de décapage des sols (sans imperméabilisation postérieure), les
nouvelles caractéristiques hydrogéologiques du matériau devraient être alors considérées
pour le calcul du facteur O. Il est ainsi tout à fait imaginable de calculer le facteur O au
59
Chapitre 2
moyen de n’importe quelle méthode d’estimation de la vulnérabilité intrinsèque, en tenant

compte, localement, des nouvelles caractéristiques de la zone non-saturée suite à
d’éventuels remaniements de ces matériaux.
 Facteur C. Le facteur C étant une mesure de la concentration du ruissellement et son
infiltration préférentielle, il est ainsi en relation directe avec le type de recharge (parties
2.2.7 et 2.3.5). Les éléments urbains devraient être intégrés dans le calcul de ce facteur,
notamment pour estimer les risques de bypass des couches protectrices (facteur O). Dans
l’ordre d’importance, les éléments urbains à considérer ici seraient : les surfaces
imperméables, les collecteurs d’eaux claires, les autres types de conduites souterraines
(potentiellement exfiltrantes). Ces éléments urbains peuvent alors être superposés
cartographiquement, comme éléments discrets/linéaires97, aux attributs des formations de
la zone non-saturée et du sol (facteur O).
 Facteur P. Comme déjà mentionné, le facteur P, lié au régime de précipitations et
recharge, est indépendant du substrat géologique ainsi que du construit urbain.
Néanmoins, compte tenu de la dynamique d’exfiltration des conduites et sa forte relation
avec les événements pluvieux extrêmes (particulièrement pour les réseaux d’eaux claires
ou unitaires), il serait envisageable de mettre au point un facteur P prenant en compte
l’information liées aux intensités maximales observées de précipitations (et pas seulement
des moyennes annuelles de pluviométrie, évapotranspiration et infiltration efficace)98.
 Facteur K. Ce facteur étant fonction du développement du réseau karstique, en prenant en
compte les similitudes entre les milieux karstiques et urbains (sans prendre toutefois ici en
compte l’effet capacitif propre aux milieux karstiques), il serait ainsi concevable d’intégrer
dans le calcul de ce facteur toutes les cavités souterraines spécifiquement urbaines
(tunnels, sous-sols de bâtiments en eau, etc. ; conduites « infiltrantes » comprises), situées
dans les formations saturées de l’aquifère.
97
Comme des éléments de type fissures ou zones d’écoulement préférentiel.
98
En tenant compte toutefois de l’aspect temporel : risque de pollution à court-terme (événementiel) ou à long-
terme (annuel, décennal, centennal ; cf. chapitre 5).
60
Fig. 2.34 : Estimation de la vulnérabilité selon l’Approche européenne : comparaison des facteurs OCK avec des
propositions de facteurs urbains. Le facteur P, externe aux systèmes karstiques et urbains, n’est pas représenté
2.5.3.4. Résumé
Les similitudes entre milieux karstiques et urbains, notamment à propos de l’hétérogénéité de

la recharge et des risques de bypass des formations protectrices du sol et du sous-sol non-
saturés99, ont permis d’ouvrir une première porte vers l’adaptation des méthodes d’estimation
de la vulnérabilité intrinsèque aux caractéristiques du milieu urbain, via le schéma conceptuel
de l’Approche européenne. Deux conclusions préliminaires peuvent en être tirées :
 Le schéma conceptuel de l’Approche européenne, et ses facteurs OCPK, offrent une base
solide pour l’adaptation de la vulnérabilité au construit urbain.
99
Donc conséquences de l’impact hydrodynamique (quantitatif) des éléments karstiques ou urbains : fissures –
conduites, cavités souterraines, zones d’infiltration préférentielle.
61
Chapitre 2
 L’Approche européenne pourrait permettre l’établissement de deux types de cartes

superposables, en relation avec les facteurs O et C (ici pour la vulnérabilité de la
ressource) :
 Une carte basée uniquement sur les caractéristiques géologiques et
hydrogéologiques (vulnérabilité intrinsèque) de l’aquifère urbain à protéger – en
référence directe avec le facteur O de l’Approche européenne – et moyennant une
éventuelle adaptation locale pour les zones remblayées/remaniées. Cette carte peut
être établie avec n’importe quelle méthode d’estimation de la vulnérabilité
intrinsèque.
 Une carte basée uniquement sur les éléments urbains modifiant et concentrant
l’écoulement de l’eau en surface et en subsurface (zones non-saturée et saturée), et
donc ayant in fine une influence sur la recharge urbaine – en référence directe avec
le facteur C de l’Approche européenne.
Le chapitre 5 traitera en détail de cette problématique et des différents types de carte possibles,
ainsi que des nombreux problèmes qui apparaissent lors de l’intégration des éléments urbains
dans les méthodes d’estimation de la vulnérabilité.
62
Essais de terrain en milieu urbain
3. Essais de traçage dans des aquifères urbains : caractérisation des flux d’eau dans le sous-sol urbain
3
Essais de traçage dans des aquifères
urbains : caractérisation des flux d’eau
dans le sous-sol urbain100
3.1. INTRODUCTION
Ce chapitre présente les résultats d’une série d’essais de traçage, effectués dans des sites
urbains avec comme objectif la détermination de l’influence des éléments urbains (section 2.5)
sur les flux d’eau dans les zones non-saturée101 et saturée urbaines. La vitesse du flux vertical
dans la zone non-saturée peut ainsi être caractérisée par exemple au moyen d’injections en
surface de traceurs conservatifs. La caractérisation de ce flux permettant alors d’estimer la
recharge verticale de l’eau souterraine. La recharge verticale étant considérée comme un
paramètre-clé dans l’estimation de la vulnérabilité (partie 2.2.7), tous les processus urbains la
modifiant doivent alors être pris en compte dans de la cartographie de la vulnérabilité des eaux
souterraines urbaines. Dans les zones urbanisées, la recharge des eaux souterraines peut ainsi
être par exemple concentrée ou diffuse : concentrée et augmentée en bordure des surfaces
imperméables (ruissellement sur de grandes surfaces) ou au droit des fuites des réseaux d’eau
souterrains ; diffuse sous les surfaces vertes.
Les essais de traçages présentés ici ont été effectués dans le but d’identifier et de quantifier les
perturbations induites par les éléments urbains sur la recharge, dans la perspective de
l’adaptation de l’estimation de la vulnérabilité dans les milieux urbains. Plus précisément, les
objectifs de ces essais sont :
 Caractériser l’impact de certaines infrastructures et matériaux urbains en

surface/subsurface sur les flux d’eau de la zone non-saturée.
 Evaluer l’influence des conditions hydrologiques sur les flux d’eau dans la zone non-
saturée urbaine.
 Etablir une relation entre la restitution des traceurs dans l’aquifère en fonction de leur
points d’injection (liés aux éléments urbains), et une cartographie de vulnérabilité qui tient
compte du construit urbain.
100
Modifié de Ducommun R., Zwahlen F. (in prep). Tracer tests in urbanised aquifers: a tool for better
understanding water flow in urban areas. A soumettre au Hydrogeology Journal.
101
Pour rappel, la zone non-saturée qui est d’une importance fondamentale pour l’atténuation d’une contamination
potentielle en provenance de la surface.
63
Chapitre 3
Pour atteindre ces buts, deux sites d’essais urbains, situés dans les villes de Colombier et
Neuchâtel (Suisse), ont été investigués au moyen d’essais de multi-traçage à l’échelle locale
(parties de bassin versant). Ces essais ont consisté en des injections de traceurs conservatifs sur
différentes surfaces (vertes ou imperméables) et dans des réseaux souterrains d’eaux claires ou
de drainage. La restitution des traceurs a ensuite été mesurée dans les aquifères des deux sites
investigués. Sur le site de Colombier, plusieurs essais de traçage ont été réalisés pendant des
périodes hydrologiques différentes, permettant ainsi d’évaluer l’influence des conditions
climatiques/hydrologiques sur la restitution des traceurs.
Les temps de transit et taux de restitution mesurés dans les aquifères des sites investigués ont
ainsi permis la caractérisation des flux des zones non-saturée et saturée, ainsi que la
perturbation de ces flux par les éléments urbains en subsurface. Pour illustrer ce principe, la
figure 3.1 représente la relation entre le schéma conceptuel de l’Approche européenne
COST620 (Zwahlen (2004)) pour l’estimation de la vulnérabilité de l’eau souterraine (fig.
3.1a)) et les flux d’eau dans le sous-sol pouvant être caractérisés par des essais de traçage
urbains (fig. 3.1b)).
Fig. 3.1 : Relations entre le schéma conceptuel Origine – Trajet - Cible de l’Approche européenne (a) et les flux
d’eau dans le sous-sol urbain caractérisés par des essais de traçages urbains (b)
La section 3.2 présente les sites d’essais de Colombier et Neuchâtel, la méthodologie utilisée
dans chaque cas et les résultats des différents essais sur les deux sites. La section 3.3 propose
une discussion des résultats selon trois axes de réflexion associés aux objectifs mentionnés
plus haut. Enfin, la section 3.4 présente quelques conclusions, ainsi que les limitations
64
inhérentes aux essais de traçage locaux en milieu urbain (problème de la régionalisation des
résultats) - faisant ainsi le lien avec le chapitre 4.
3.2. ESSAIS DE TRAÇAGES URBAINS
Les essais de traçages urbains présentés dans ce chapitre ont été effectués dans les villes de
Colombier et Neuchâtel (Suisse occidentale). Le choix des sites s’est fait en fonction de trois
points fondamentaux : 1) présence d’éléments urbains ; 2) disponibilité de données
hydrogéologiques locales fiables ; et 3) disponibilité de données de qualité concernant les
infrastructures urbaines sur ces sites (réseaux d’eaux, cadastres, etc.).
Les deux sites présentent des contextes hydrogéologiques et une densité d’urbanisation
différents : le site de Colombier est situé dans une zone faiblement urbanisée (site périurbain),
sur des sédiments quaternaires glaciaires
moyennement perméables, tandis que le
site de Neuchâtel est localisé dans une
zone fortement urbanisée, sur des dépôts
quaternaires péri-lacustres et
anthropogènes très perméables (fig. 3.2).
Les deux sites sont situés au pied (versant
sud) des montagnes de l’Arc jurassien
(chaine plissée de formations calcaires et
argileuses mésozoïques).
Fig. 3.2 : Esquisse géologique montrant la

localisation des deux sites d’essais de Colombier
et Neuchâtel
3.2.1. Essais de traçage sur le site de Colombier

3.2.1.1. Site de Colombier
Le site de Colombier (fig. 3.3) est située dans la zone de l’arsenal militaire et des bâtiments de
la GANSA (“Gaz Neuchâtelois SA”), sur le commune de Colombier (env. 5300 habitants),
dans une zone faiblement urbanisée. Plusieurs éléments urbains significatifs sont présents sur
le site d’essais : remblais routiers et des zones remblayées récentes, réseaux d’eaux claires et
usées (terminaisons de réseaux et réseaux secondaires), par exemple. Dans la partie
occidentale du site (versant du plateau de Planeyse), le substrat géologique est formé de dépôts
quaternaires variés d’origine glaciaire, composés principalement de formations argileuses et
limoneuses. Dans sa partie orientale et méridionale, le substrat est composé des formations
alluviales quaternaires du delta de la rivière Areuse (Frei et al. (1974)).
Les ressources en eau souterraine sont relativement rares dans les dépôts glaciaires de la région
du site (Y.-A. Brechbühler Ingénieur conseil SA, rapport non publié, 2001). Un aquifère
superficiel local est toutefois présent dans les formations quaternaires appelées « limons de
65
Chapitre 3
pente », composés de niveaux glaciaires de limons et sables, de 3 à 4 mètres d’épaisseur en

moyenne, situés sur les pentes du Plateau de Planeyse (Meia et al. (1976)). Dans l’optique
d’éviter l’inondation des niveaux inférieurs des bâtiments de la GANSA, l’eau souterraine
locale du site est collectée en sous-sol dans une conduite de drainage (2.5 m au-dessous de la
surface) et concentrée dans un collecteur souterrain adjacent aux bâtiments de la GANSA
(point d’observation OCC1). L’exutoire OCC1 est pérenne (débit variant de 6 l/min à 12
l/min), l’eau montre une conductivité électrique quasi constante (moyenne annuelle à 600
µS/cm) ainsi que des températures variant faiblement au cours de l’année (mais montrant des
valeurs assez élevées ; 14.6 °C mi-mai à 15.4 °C mi-août 2007). Compte tenu que le débit
d’étiage et les paramètres physico-chimiques sont relativement stables pour un aquifère
superficiel et de petite étendue (donc théoriquement très dépendant de la pluviométrie locale),
une contribution au débit total de l’exutoire OCC1 par une alimentation verticale ascendante
en provenance de l’aquifère karstique crétacé en profondeur (pas représenté sur la fig. 3.3)
n’est pas à exclure, en complément de la recharge locale par les précipitations (l’exutoire
OCC1 est décrit en détail dans l’annexe III-1).
Fig. 3.3 : Carte détaillée des infrastructures urbaines et coupe géologique schématique pour le site de Colombier
(ligne pointillée pour la localisation de la coupe). Abréviations pour les points d’observation et d’injections : I =
injection; O = observation; C = collecteur/caniveau; E = excavation/fouille. Lettre finale : C = Colombier (se référer
au texte pour une description détaillée des points expérimentaux)
A l’aide d’une tarière à main, de petits profils géologiques (jusqu’à 1 m de profondeur) ont été
établis sur le site de Colombier. Sous la surface herbeuse de l’arsenal (point d’injection IEC2),
les formations du sous-sol consistent en majorité en des niveaux limono-sableuses avec galets,
surmontées par 0.5 à 0.8 m de matériau remblayé anthropogène à dominante argileuse
(contenant briques et matériaux de construction).
Des tests de perméabilité de type Porchet (dans les forages à la tarière à main ; annexes III-2 et
III-3 pour la théorie et les données détaillées), effectués à proximité de la fouille IEC2, ont
donné des valeurs moyennes de conductivité hydraulique de Kmoy= 4.7·10-7 m/s pour les
formations du sous-sol. Un test d’infiltration effectué directement dans la fouille IEC2 pendant
l’injection des traceurs a donné une valeur de K = 9.7·10-5 m/s pour les formations sableuses en
fond de fouille (voir annexe III-4 pour les détails). Pour le remblai routier (point d’injection
66
IEC1), les formations en sous-sol consistent en du matériel de remblayage à dominante

argileuse (0.3 m d’épaisseur), surmontant un niveau à dominante graveleuse (substrat de la
route, env. 0.5 m d’épaisseur). Les tests Porchet effectués à proximité de la fouille à la bêche
IEC1 ont donné des valeurs moyennes de conductivité hydraulique Kmoy = 2.2·10-7 m/s.
En plus du réseau de drainage OCC1 susmentionné, le site de Colombier possède deux autres
réseaux d’eau souterrains : un réseau d’eaux claires et de drainage à 2 m de profondeur,
collectant les eaux de ruissellement des bâtiments de l’arsenal et des zone herbeuses associées
(point d’injection ICC) ; et une partie périphérique du réseau unitaire (eaux claires et usées
mélangées) de la commune de Colombier. Un collecteur souterrain à mi-course (point
d’observation OCC2) récolte les eaux usées des villas en amont, les eaux de ruissellement des
surfaces imperméables environnantes, ainsi que les eaux de drainage des vignobles adjacents
(dans la partie méridionale du site).
Les eaux des réseaux OCC1, ICC et OCC2 sont toutes concentrées en aval dans le réseau
unitaire municipal et traitées à la station d’épuration (STEP) de la ville de Colombier.
3.2.1.2. Méthodologie
Deux essais de traçage ont été effectués sur le site de Colombier. Le premier essai s’est déroulé
pendant une période sèche du printemps 2007, avec une durée d’observation de huit semaines,
tandis que le second essai a été effectué pendant une période humide de l’été 2007, et a été
suivi durant quatre semaines. Deux traceurs fluorescents conservatifs, de la sulforhodamine B
et de l’uranine102, ainsi que du sel (NaCl), ont été injectés aux points nommés IEC1, IEC2 et
ICC, respectivement. Tous les traceurs ont été injectés en surface ou en subsurface, dans le
sous-sol non-saturé. La restitution des traceurs a été mesurée aux points nommés OCC1 et
OCC2.
Pour les deux essais de traçage, 500 g de sulforhodamine B en solution concentrée a été
injectée au point IEC1 (le point IEC1 consiste en six petites fouilles à la bêche, positionnées le
long de la route, dans le remblai routier). A chaque fois, la couche superficielle peu perméable
de sol et argiles a été décapée peu avant l’injection du traceur. Le traceur a été infiltré dans le
sous-sol au moyen de 125 l d’eau (hydrante), volume réparti de manière égale dans chaque
fouille (env. 20 l par fouille).
Pour les deux essais de traçage, 300 g d’uranine en solution concentrée a été injectée au point
IEC2, avec approximativement 10 l d’eau de rinçage. Le point IEC2 consiste en une fouille à
la bêche située dans la zone herbeuse de l’arsenal. A chaque fois, la couche de sol et environ
0.4 m de formation argileuse superficielle peu perméable ont été décapées peu avant l’injection
du traceur. Lors de l’essai de traçage du printemps 2007, 8000 g de NaCl dissous dans 50 l
d’eau a été injecté directement dans le collecteur d’eaux claires ICC, également situé dans la
zone herbeuse de l’arsenal. Le fond en béton du collecteur ICC se trouve à 2 m de profondeur,
approximativement 0.5 m au-dessus du niveau de nappe local. L’écoulement des eaux drainées
dans le collecteur ICC est très lent, mais constant. Lors de l’essai de traçage de l’été 2007,
8000 g de NaCl dissous dans 50 l d’eau a été injecté simultanément avec l’uranine dans la
102
Pour des raisons analytiques, la sulforhodamine B a été choisie car sa longueur d’ondes d’excitation/émission
(540 nm) est bien différenciée de celle de l’uranine (480 nm).
67
Chapitre 3
fouille IEC2 (les photos des injections de traceurs à Colombier sont présentées dans l’annexe
III-5).
A l’exutoire OCC1, le débit a été jaugé manuellement à intervalle régulier. La température de

l’eau a été mesurée en continu avec une sonde pression STS DL/N-64 lors de l’essai du
printemps 2007, et avec un conductimètre portable WTW 340i lors de l’essai de l’été 2007.
Les concentrations en traceurs fluorescents, ainsi que la turbidité de l’eau, ont été mesurés en
continu avec un fluorimètre de terrain (GGUN-FL30 ; Schnegg et al. (2003)), mais également
par des analyses de fluorescence en laboratoire (fluorimètre Perkin-Elmer LS50B)
d’échantillons d’eau collectés au moyen d’un échantillonneur automatique ISCO, par pas de
temps variant de 1h à 5h. Pendant l’essai de l’été 2007, les concentrations en sulforhodamine B
mesurées en continu par le fluorimètre de terrain ont été recalculées au moyen des résultats des
analyses en laboratoire, jugés plus fiables (points blancs sur la fig. 3.6 ; détails des calculs dans
l’annexe III-6). Les concentrations en NaCl ont été obtenues indirectement par les valeurs de
conductivité électrique de l’eau, au moyen d’un conductimètre portable WTW 340i. A cause
de niveaux d’eau généralement très bas, voire nuls, dans le collecteur d’eaux claires/usées
OCC2, l’installation d’appareils de mesure en continu à été jugée inutile, obligeant à un suivi
régulier uniquement qualitatif/visuel pour ce point de mesure (récolte d’échantillons
impossible).
Les données de précipitations journalières ont été obtenues auprès de MeteoSwiss (station
Neuchâtel, altitude : 485 m). Le tableau 3.1 propose un résumé des points d’injection et
d’observation, ainsi que les appareils de mesures associés, pour le site de Colombier.
Tableau. 3.1 : Points d’injection et d’observation pour le site d’essais de Colombier
68
3.2.1.3. Résultats
Les résultats des essais de traçage du printemps 2007 et de l’été 2007 sont présentés sur les
figures 3.4 et 3.6, respectivement. Durant les deux essais, de la sulforhodamine B a été
systématiquement détectée à l’exutoire OCC1 après chaque événement pluvieux. Les valeurs
de pics de concentration mesurées sur les courbes de restitution sont corrélées à l’intensité des
événements pluvieux (pour l’essai de l’été 2007 : pic à 120 μg/l pour les intenses précipitations
de l’événement B), et les temps de transit observés dans la zone non-saturée sont extrêmement
courts : la sulforhodamine B a été détectée dans l’aquifère local entre 1h et 3h après chaque
événement pluvieux (zone non-saturée d’environ 2.5 m d’épaisseur, ce qui équivaut à une
vitesse moyenne de flux vertical d’environ 1.2 m/h).
Pendant l’essai du printemps 2007, la masse restituée totale de sulforhodamine B a été

d’environ 0.3 g, correspondant à 0.06 % de la masse totale injectée (500 g), et 94 % de cette
masse restituée l’a été durant l’événement pluvieux A. Lors de l’essai de l’été 2007, la masse
restituée totale de sulforhodamine B a été d’environ 4.4 g, correspondant à 0.9 % de la masse
totale injectée (500 g), et 93 % de cette masse restituée l’a été durant l’événement pluvieux B
(se référer à l’annexe III-7 pour le détail des calculs de restitution de traceurs).
Fig. 3.4 : Courbes de restitution pour la sulforhodamine B (sulfo B) et séries temporelles pour la conductivité
électrique (EC), la turbidité, le débit et la température de l’eau à l’exutoire OCC1 pendant l’essai du printemps 2007
sur le site de Colombier. L’événement pluvieux A et les réponses en traceur associées sont indiquées. Note : les pics
de turbidité et de sulforhodamine B à 650h sont des artefacts liés au nettoyage du fluorimètre de terrain
Pour toute la durée de mesures, pour les deux essais de traçages (57 jours pour l’essai du
printemps 2007 et 27 jours pour l’essai de l’été 2007), l’uranine n’a jamais été détectée à
l’exutoire OCC1. Toutefois, lors des deux essais, de l’uranine a été détectée visuellement dans
le collecteur ICC environ 1h après l’injection dans la fouille IEC2 (distance horizontale entre
les deux points : env. 0.5 m). La plus grande partie de la solution d’uranine s’est ainsi exfiltrée
69
Chapitre 3
à la jointure (1.5 m de profondeur) entre

les éléments verticaux cylindriques du
collecteur ICC en béton (fig. 3.5), et a
été ainsi évacuée dans le réseau d’eaux
claires en aval.
Lors des deux essais de traçage, aucune

augmentation significative de la
conductivité électrique de l’eau n’a été
mesurée à l’exutoire OCC1, montrant
ainsi que la solution de NaCl n’y est pas
parvenue en quantité détectable pendant
Fig. 3.5 : Exfiltration de l’uranine dans le collecteur
toute la période de mesure de la
ICC pendant l’essai du printemps 2007 (la photo a été conductivité électrique (150 h pour l’essai
prise environ 1h après l’injection du traceur dans la du printemps, 200 h pour l’essai en été).
fouille IEC2)
Finalement, pour les deux essais de traçage
sur le site de Colombier, aucun des trois traceurs n’a été détecté dans le collecteur OCC2.
Fig. 3.6 : Courbes de restitution pour la sulforhodamine B (sulfo B) et séries temporelles pour la conductivité
électrique (EC), la turbidité, le débit et la température de l’eau à l’exutoire OCC1 pendant l’essai de l’été 2007 sur
le site de Colombier. L’événement pluvieux B (= événements B4 à B6 ; voir annexe III-7) et les réponses en traceur
associées sont indiquées. Les résultats d’analyses en laboratoire de sulforhodamine B sont représentés avec des
points blancs sur la courbe de restitution.
70
3.2.2. Essais de traçages sur le site de Neuchâtel

3.2.2.1. Site de Neuchâtel
Le site d’essais de Neuchâtel (fig. 3.7) est situé sur les rives du Lac de Neuchâtel, dans le
quartier de la Maladière de la ville de Neuchâtel (env. 32'000 habitants). Le site est situé en
zone d’urbanisation dense, et présente ainsi de nombreux éléments typiquement urbains :
surfaces imperméables, réseaux d’eaux claires et usées (réseau séparatif), réseau d’adduction
d’eau potable et de nombreux bâtiments de tout type. Les surfaces vertes y sont rares, la plus
étendue étant le parc de l’église à proximité (où sont localisés les points d’injection IEN1,
IEN2 et IEN3).
Le substrat géologique du site de Neuchâtel consiste en quatre unités géologiques principales,

de la surface jusqu’en profondeur : (1) matériaux remblayés anthropogènes ; (2) sédiments
glacio-lacustres quaternaires ; (3) sédiments glaciaires compacts à dominante limoneuse
(moraine de fond) ; et (4) soubassement rocheux de calcaires fissurés crétacés. Toutes ces
unités montrent de fortes variations latérales d’épaisseur, la troisième unité (moraine de fond)
étant occasionnellement absente de la séquence sédimentaire.
La couche de matériaux remblayés (conséquence de l’extension de la zone urbaine à la fin du

XIXème siècle et dans les années 1960), montrant une épaisseur allant jusqu’à 7 m, consiste
principalement en des matériaux non-compactés fortement hétérogènes (limons à graviers),
contenant fréquemment des blocs décimétriques de roches calcaires ou cristallines, des
éléments de maçonnerie en béton, ainsi que des déchets ménagers et inertes (De Cérenville
SA, rapports non publiés, 1985; 1994; 1998). Les essais d’infiltration effectués dans les
fouilles proches de l’église (pendant l’injection des traceurs) ont donné une conductivité
hydraulique moyenne Kmoy = 4·10-5 m/s pour les formations de remblais en sous-sol du site (se
référer à l’annexe III-8 pour le détail des essais d’infiltration).
Les sédiments glacio-lacustres sous-jacents aux remblais, d’épaisseur variant de 10 à 13 m,

consistent principalement en des formations de sables et limons contenant de nombreuses
lentilles de graviers de forte perméabilité. Des niveaux de craie et de tourbe ont été parfois
observés dans ces sédiments (De Cérenville SA, rapport non publié, 2003). Au-dessous de ces
formations, la moraine de fond, montrant des variations extrêmes d’épaisseurs (parfois nulle),
est composée des sédiments à dominante limoneuse très compacts, et de très faible
perméabilité (De Cérenville SA, rapport non publié, 1994). Enfin, à la base de la série
sédimentaire quaternaire, le soubassement rocheux (entre 10 et 15 m de profondeur) consiste
en des calcaires crétacés très fissurés (formations de l’Urgonien ; Aragno, rapport non publié,
2000). La profondeur du soubassement rocheux augmente sensiblement en direction de l’est,
conséquence d’un surcreusement par un ancien lit de rivière (Belloni, rapport non publié,
2005).
71
Chapitre 3
Fig. 3.7 : Carte détaillée des infrastructures urbaines et coupe géologique schématique pour le site de Neuchâtel
(ligne pointillée pour la localisation de la coupe). Abréviations pour les points d’observation et d’injections : I =
injection; O = observation; C = collecteur/caniveau; E = excavation/fouille. Lettre finale : N = Neuchâtel (se référer
au texte pour une description détaillée des points expérimentaux)
La nappe aquifère péri-lacustre du site de Neuchâtel est située dans les niveaux de remblais
anthropogènes ainsi que dans les sédiments glacio-lacustres sous-jacents, principalement dans
les lentilles de graviers (Kmoy = 4·10-4 m/s ; De Cérenville SA, rapport non publié, 1998). Le
niveau de nappe (en moyenne 4 m sous la surface) est fortement lié au niveau du lac à
proximité, montrant un gradient hydraulique modéré, orienté NW-SE, et diminuant en
direction du lac. De brefs épisodes d’inversion du gradient hydraulique (donc en direction des
terres) ont été observés lorsque l’eau du lac s’infiltre dans l’aquifère depuis les berges, en
périodes de fortes crues. Le long de la limite septentrionale du l’aquifère, la recharge des eaux
souterraines consiste en des apports latéraux et verticaux en provenance du soubassement
calcaire fissuré (aquifères karstiques du versant sud des montagnes de l’Arc jurassien). Compte
tenu de l’imperméabilisation quasi complète de la surface de l’aquifère, la recharge en
provenance directe des précipitations locales peut raisonnablement être considérée comme
nulle (cf. chapitre 4 pour la modélisation numérique de l’aquifère de la Maladière et les
questions qui y sont liées).
Sur le site, un puits de pompage (point d’observation OWN1 ; débit moyen d’exploitation =
200 m3/j ; rabattement moyen = 7 m) extrait régulièrement de l’eau de l’aquifère (en moyenne,
trois séquences de pompage par jour) pour le système de refroidissement de l’hôpital à
proximité (point d’observation OWN2 : réservoir d’eau en sous-sol de l’hôpital ; pas
représenté sur la fig. 3.7). Le pompage au puits OWN1 provoque à intervalles réguliers une
dépression piézométrique ainsi qu’une accélération considérable des vitesses d’eau souterraine
dans l’aquifère à proximité (Belloni, rapport non publié, 2005). De nombreux piézomètres 2’’
(comme ceux des points d’injection de traceur IPN et d’observation OPN) ont été implantés
sur le site de Neuchâtel, au fil des études et chantiers antérieurs.
Des segments des réseaux municipaux d’eaux claires et usées sont présents sur le site de
Neuchâtel (les eaux claires sont évacuées directement en aval dans le lac ; réseau séparatif).
72
Durant les essais de traçage, pour des raisons d’accessibilité103, seul le sous-réseau d’eaux
claires a été utilisé. Certains traceurs ont ainsi été injectés dans la conduite d’eaux claires en
ciment104, entre le caniveau ICN en amont (point d’injection) et les collecteurs d’eaux claires
en aval (points d’observation OCN1 et OCN2). Une investigation par caméra téléguidée
(monitoring CCTV) a été réalisée dans les tronçons de conduites d’eaux claires destinées aux
injections. Lesdits tronçons montrent peu de défauts de grande taille (> 0.5 cm), mais d’une
grande variété de types (éléments perforants, cassures, et surtout déplacement et altération aux
jointures de segments de conduites). La plupart des défectuosités sont localisées dans la partie
supérieure des segments de conduites. Dans la partie amont de la conduite investiguée, une
zone étendue de détérioration (env. 1.8 m de long) a été également observée en fond de
conduite (cf. annexe III-9 pour les détails de l’investigation CCTV).
3.2.2.2. Méthodologie
Deux essais de traçage ont été effectués sur le site de Neuchâtel. Le premier essai s’est déroulé
pendant une période relativement sèche du printemps 2008, avec une durée d’observation de
six semaines, tandis que le second essai a été effectué durant l’automne 2009, également en
période sèche, et a été suivi durant sept semaines. Quatre traceurs fluorescents conservatifs,
uranine, sulforhodamine B (sulforhodamine G pendant l’essai de l’automne 2009), duasyne et
naphtionate de sodium ont été injectés aux points nommés IEN1, IEN2, IEN3, IPN, et ICN,
respectivement. La restitution des traceurs a été mesurée aux points nommés OWN1, OWN2,
OCN1, OCN2 et OPN.
Durant l’essai de traçage du printemps 2008, 200 g d’uranine en solution concentrée a été
injectée au point IEN1 au moyen de 116 l d’eau de rinçage (le point IEN1 consiste en une
fouille située dans le parc de l’église). La couche superficielle de sol (horizon A) et environ 0.5
m de formation superficielle (argiles et silts contenant des galets) ont été excavés avant
l’injection du traceur. 250 g de sulforhodamine B en solution concentrée a été injectée
directement dans le réseau d’eaux claires (tronçons décrits dans le paragraphe § 3.2.2.1), via le
caniveau ICN, et la solution a été répandue dans la conduite avec 115 l d’eau de rinçage. 255 g
de duasyne liquide en solution concentrée a été injectée directement dans une formation de
graviers perméables saturés (profondeur : env. 8 m), via le piézomètre IPN, au moyen d’un
petit circuit d’injection, avec 132 l d’eau de rinçage.
Lors de l’essai de traçage de l’automne 2009, 200 g d’uranine en solution concentrée a été
injectée au point IEN2 (fouille à la pelle-rétro) au moyen de 140 l d’eau de rinçage. La couche
superficielle de sol (horizon A) et environ 1 m de formation superficielle (argiles et silts
contenant des galets et matériaux de construction) ont été excavés avant l’injection du traceur.
500 g de duasyne liquide en solution concentrée a été injectée au point IEN3 (fouille à la pelle-
rétro) au moyen de 160 l d’eau de rinçage. Comme pour la fouille IEN2, la couche
superficielle de sol (horizon A) et environ 1.5 m de formation superficielle (silts contenant de
gros blocs de calcaires et matériaux de construction : blocs de bétons, tuiles et briques) ont été
excavés avant l’injection du traceur. 200 g de sulforhodamine G et 450 g de naphtionate de
sodium en solutions concentrées ont été injectées dans le même réseau d’eaux claires que pour
l’essai du printemps 2008, via le caniveau ICN, et les solutions ont été répandues dans la
103
Caniveaux d’accès suffisamment larges pour faire passer et installer les appareils de mesures.
104
Deux tronçons successifs : diamètre = 300 mm et 450 mm ; pente = 16‰ et 11‰ ; profondeur moyenne des
tronç 2 m ; longueur totale des tronç m.
73
Chapitre 3
conduite avec 170 l d’eau de rinçage (les photos des injections de traceurs à Neuchâtel sont
présentées dans l’annexe III-10).
Au point d’observation du puits OWN1, les niveaux d’eau et la température de l’eau ont été
mesurés avec une sonde pression STS DL/N-70. Des échantillons d’eau ont été collectés au
moyen d’un échantillonneur automatique ISCO, par pas de temps variant de 1h à 4h. Les
mesures de concentrations pour l’uranine, la sulforhodamine B/G, la duasyne et le naphtionate
ont été effectuées en laboratoire (fluorimètre Perkin-Elmer LS50B). A l’exutoire OWN2
(robinet en sortie de réservoir, sous-sol de l’hôpital ; en connexion directe avec le puits
OWN1), les concentrations d’uranine et duasyne (plus la sulforhodamine G lors de l’essai de
l’automne 2009), ainsi que la turbidité de l’eau, ont été mesurées en continu au moyen d’un
fluorimètre de terrain (GGUN-FL30). Des échantillons d’eau ont également été régulièrement
collectés à l’exutoire OWN2, et les concentrations des quatre traceurs analysés en laboratoire,
comme complément au besoin. Dans les collecteurs d’eaux claires OCN1 (essai du printemps
2008) et OCN2 (essai de l’automne 2009), les concentrations en uranine et sulforhodamine
(plus le naphtionate durant l’essai de l’automne 2009), ainsi que la turbidité de l’eau, ont été
mesurées en continu au moyen d’un fluorimètre de terrain. Durant les deux essais,
conséquence de niveaux d’eaux extrêmement variables dans les collecteurs OCN1 et OCN2
(niveaux dépendants des événements pluvieux), les fluorimètres de terrain se sont retrouvés à
l’air libre la majeure partie du temps. La mesure in-situ de fluorescence des traceurs a été ainsi
possible uniquement durant, ou juste après, des événements pluvieux105. A cause du même
phénomène, aucun échantillon d’eau n’a pu être pris dans le collecteur OCN1 pendant toute la
durée de l’essai du printemps 2008. Lors de l’essai de traçage de l’automne 2009, une sonde
pression a mesuré en continu le niveau d’eau dans le collecteur OCN2, permettant de corréler
les mesures de fluorescence avec les événements pluvieux. Un échantillon a pu être pris dans
ce collecteur lors d’un important événement pluvieux en fin d’essai. Enfin, dans le piézomètre
aval OPN (uniquement utilisée durant l’essai du printemps 2008), des échantillons d’eau ont
été régulièrement collectés directement dans l’aquifère (à une profondeur de 8 m) grâce à un
échantillonneur automatique ISCO, par pas de temps variant entre 1h et 5h. Les concentrations
en uranine, sulforhodamine B et duasyne ont été ensuite mesurées en laboratoire.
Les données de précipitations journalières ont été obtenues auprès de MeteoSwiss (station
Neuchâtel, altitude : 485 m). Le tableau 3.2 propose un résumé des points d’injection et
d’observation, ainsi que les appareils de mesures associés, pour le site de Neuchâtel.
105
Les fluorimètres de terrain donnent des valeurs aberrantes si de l’air est présent au niveau des cellules de
mesures de la fluorescence.
74
Tableau. 3.2 : Points d’injection et d’observation pour le site d’essais de Neuchâtel
3.2.2.3. Résultats
Essai de traçage du printemps 2008
Les résultats des essais de traçage aux points d’observation OWN1 et OWN2 après l’injection
sont présentés en figure 3.8. Les concentrations en duasyne et sulforhodamine B, ainsi que les
niveaux d’eau sont représentés pour le puits OWN1. La concentration en duasyne et la
turbidité de l’eau sont représentées pour l’exutoire OWN2.
75
Chapitre 3
Fig. 3.8 : Courbes de restitution pour duasyne dans le puits OWN1 et l’exutoire OWN2 et séries temporelles pour
les niveaux d’eau dans le puits OWN1 et la turbidité de l’eau à l’exutoire OWN2, pendant l’essai du printemps 2008
sur le site de Neuchâtel. L’échantillon positif à la sulforhodamine B (sulfo B) (0.95 μg/l) est également représenté
De la duasyne a ainsi été détectée dans pratiquement tous les échantillons d’eau aux points
OWN1 et OWN2. La duasyne arrive au puits OWN1 environ 11h après l’injection, et la
concentration atteint très vite une valeur élevée (pic à 250 μg/l à 46 h). La vitesse linéaire
maximum Vmax calculée est ainsi égale à 76 m/j et la vitesse linéaire de pic Vpic est égale à 19
m/j, respectivement (distance horizontale : 35 m). Le calcul du temps médian tmed (50% de la
masse restituée arrivée au point d’observation) a donné une valeur de 108 h, avec une vitesse
linéaire médiane Vmed correspondante égale à 8 m/j dans la zone à proximité du puits OWN1
(se référer à l’annexe III-11 pour les détails des calculs de vitesses). Ces vitesses d’écoulement
souterrain très élevées, observées sur le site de Neuchâtel, sont ainsi la conséquence par les
fréquents épisodes de pompages à fort rabattement au puits OWN1. A noter que ces épisodes
de pompages (brèves dépressions dans la courbe de niveau d’eau, fig. 3.8) provoquent
également des abaissements réguliers et brefs de la concentration de duasyne dans le puits
OWN1 (fig. 3.8). Pour un débit moyen d’exploitation de 140 l/min (200 m3/j) au puits OWN1,
la masse restituée totale de duasyne au puits est de 169 g, correspondant à 68% de la masse
totale injectée (250 g ; voir annexe III-12 pour le détail des calculs de restitution). Un taux de
restitution aussi élevé indique que la plus grande partie du panache de duasyne dans l’aquifère
de la Maladière était situé dans la zone de capture du puits OWN1. Les événements pluvieux
ne montrent quant à eux aucun effet notable sur la courbe de restitution de la duasyne.
De la sulforhodamine B a été détectée dans un échantillon du puits OWN1 (0.95 μg/l dans
l’échantillon à 452 h ; fig. 3.8). Cet échantillon positif coïncide avec la fin de l’événement
pluvieux C (fig. 3.9), pendant lequel le reste de la solution de sulforhodamine B, répandue
dans la conduite d’eaux claires sus-jacente a proximité, a été d’une part exfiltrée dans le sous-
76
sol environnant, et d’autre part évacuée en aval (pour la dernière fois lors de cet essai). Durant
toute la période de mesure (38 jours), l’uranine n’a jamais été détectée dans le puits OWN1.
A l’exutoire OWN2, conséquence du temps de transit de l’eau du puits jusqu’aux installations

de l’hôpital (fig. 3.7), ainsi que du stockage et mélange dans les réservoirs en sous-sol, la
courbe de restitution de duasyne est légèrement décalée dans le temps (première arrivée 11 h
après injection, pic de concentration à 93 h), et la concentration en traceur est diluée par un
facteur 5 (pic à 50 μg/l). Pour un débit mesuré moyen de 3.9 l/min à l’exutoire OWN2, la
masse restituée totale de duasyne est de 2 g, correspondant à 1.2 % de la masse totale de
traceur pompée au puits OWN1 (169 g). La turbidité de l’eau est proche de zéro durant la
majeure partie de la période de mesure (les valeurs chaotiques entre 0 h et 72 h sont la
conséquence de bulles d’air dans le fluorimètre de terrain). A l’exutoire OWN2, l’uranine n’a
jamais été détectée ni par le fluorimètre, ni dans les échantillons d’eau analysés en laboratoire,
au terme des 38 jours de mesure.
La concentration en sulforhodamine B et la turbidité de l’eau au collecteur OCN1 après

injection sont représentées graphiquement sur la figure 3.9.
Fig. 3.9 : Courbe de restitution pour sulforhodamine B et séries temporelles pour la turbidité de l’eau dans le
collecteur OCN1, pendant l’essai du printemps 2008 sur le site de Neuchâtel. Les données de précipitations, ainsi
les événements pluvieux A, B et C, et les réponses en traceur associées sont représentées
La succession des événements pluvieux a ainsi provoqué trois épandages et évacuations de la

solution de traceur dans le tronçon de conduite d’eaux claires étudié. Pour l’événement A, la
majeure partie du volume de solution de traceur (pic vers 700 μg/l) a été évacuée durant un
épisode pluvieux. L’événement B n’est pas corrélé directement à un événement pluvieux, mais
résulte de fontes journalières de la neige accumulée sur le site entre les événements A et B.
Finalement, l’événement C a évacué le reste de solution de traceur injecté dans cette conduite,
avec exfiltration probable d’une infime partie du volume de solution dans le matériau non-
saturé au-dessous de la conduite (cf. supra). L’absence de pics additionnels de traceur lors des
événements pluvieux postérieurs à l’événement C indique que la sulforhodamine B n’est plus
présente dans la conduite d’eaux claires 450 h après injection. A cause de la difficulté de
mesurer correctement des débits dans le collecteur OCN1 (pas de données de niveau d’eau
77
Chapitre 3
disponibles), aucun calcul de restitution (masse et taux) n’a été effectué pour le point
d’observation. Dans le collecteur d’eaux claires OCN1, l’uranine n’a jamais été détectée par le
fluorimètre durant les 38 jours de mesure.
Finalement, aucun des traceurs injectés en amont n’a été détecté dans les échantillons prélevés
dans le piézomètre aval OPN (distance horizontale des points d’injection : env. 80 m).
Essai de traçage de l’automne 2009
Les courbes de restitution à l’exutoire OWN2, mesurées par le fluorimètre de terrain pour
l’uranine, la sulforhodamine G et la duasyne, ainsi que la turbidité de l’eau (la fluorescence du
naphtionate de sodium a été analysée uniquement en laboratoire), sont présentées dans la
figure 3.10. Aucun de ces quatre traceurs n’a été détecté à l’exutoire OWN2 par le fluorimètre
de terrain, ni dans le puits OWN1 (aucun échantillon d’eau positif en traceurs), durant les 48
jours de l’essai de traçage de l’automne 2009.
Fig. 3.10 : Courbes de restitution pour les traceurs et séries temporelles pour la turbidité de l’eau à l’exutoire OWN2
pendant l’essai de l’automne 2009 sur le site de Neuchâtel. Pour la duasyne, la valeur-plancher constante à 3 μg/l est
le bruit de fond de fluorescence à 450 nm pour l’eau de l’aquifère de la Maladière
Les courbes de restitution dans le collecteur d’eaux claires OCN2, mesurées par le fluorimètre
de terrain pour l’uranine, la sulforhodamine G et le naphtionate, ainsi que la turbidité de l’eau,
sont présentées dans la figure 3.11. Sans surprise, la sulforhodamine et le naphtionate, injectés
directement dans le tronçon amont de conduite ICN/OCN, ont été détectés durant pratiquement
tous les événements pluvieux dans le collecteur OCN2. Pour des raisons techniques liées aux
niveaux d’eau dans le collecteur OCN2, les deux traceurs n’ont pas toujours été détectés
mutuellement pendant les événements pluvieux (se référer à l’annexe III-13 pour une
description de la mesure des traceurs dans le collecteur OCN2, et l’annexe III-14 pour les
détails du calcul de restitution des traceurs et autres résultats). L’absence de pics additionnels
78
de naphtionate pour les événements pluvieux après 800 h indique que ce traceur n’est plus
présent dans la conduite d’eaux claires passé ce temps.
Fig. 3.11 : Courbes de restitution pour les traceurs et séries temporelles pour la turbidité de l’eau dans le collecteur
OCN2 pendant l’essai de l’automne 2009 sur le site de Neuchâtel. L’événement A correspond à un influx d’eau
« artificiel », conséquence du lavage des rues à proximité du site après un événement culturel (sans précipitations)
A côté des deux traceurs susmentionnés (volontairement injectés dans le tronçon de conduite
ICN/OCN), et de façon surprenante, de l’uranine (injectée dans la fouille IEN2) a été
systématiquement détectée en fortes concentrations dans le collecteur OCN2 durant les
événements pluvieux ou autres augmentations du niveau d’eau dans le collecteur (événement
A ; fig. 3.11). Après discussion avec les services municipaux concernés (surveillance et
maintenances des réseaux d’eau de la ville de Neuchâtel), la présence d’uranine dans ce
collecteur est la conséquence de l’infiltration de la solution de traceur (depuis le fond de fouille
d’injection) dans une ancienne conduite non répertoriée (probablement un ancien système de
drainage du parc de l’église), en connexion avec le sous-réseau d’évacuation des eaux claires
de la zone d’étude. Cette hypothèse est renforcée par les considérations suivantes : 1)
historiquement, aucun essai de traçage utilisant de l’uranine n’a eu lieu sur le site de Neuchâtel
(excepté bien sûr l’essai du printemps 2008 présenté ici, où l’uranine n’a jamais détectée ni
dans les conduites souterraines, ni dans l’aquifère du site) ; 2) l’eau claire du site
(ruissellement local) ne montre aucune présence d’uranine ou autres composés pouvant
montrer une fluorescence aux longueurs d’ondes similaires (analyses d’échantillons d’un
réseau adjacent d’évacuation du ruissellement) ; et 3) des artefacts de mesure liés au
fonctionnement du fluorimètre de terrain et/ou aux calculs subséquents de concentration
79
Chapitre 3
(erreurs lors de la calibration du fluorimètre en laboratoire) sont à exclure, les données brutes
(en millivolts) montrant des pics parfaitement visibles, non corrélés à ceux des autres traceurs.
Les calculs de restitution ont donné des valeurs de taux de restitution relativement basses pour
les trois traceurs : 3.7% pour l’uranine, 1.3% pour la sulforhodamine G et 0.1% pour le
naphtionate de sodium – valeurs faibles, conséquence en grande partie de la configuration de la
mesure dans le collecteur OCN2 (cf. annexe III-14 pour les détails du calcul de restitution des
traceurs et autres résultats).
3.3. DISCUSSION DES RÉSULTATS
Au delà de la caractérisation hydrogéologique des zones non-saturées et saturées des deux sites
d’essais, les résultats des essais de traçage sont discutés ici d’un point de vue des éléments
urbains (chapitre 2, section 2.3), et en relation directe avec la problématique de la présente
thèse : adaptation des méthodes d’estimation de la vulnérabilité aux milieux urbains,
paramètres et problématiques associés. Dans cette perspective, les éléments urbains (surfaces
imperméables, conduites, etc.) sont caractérisés en fonction de leur influence sur les flux d’eau
en subsurface, et d’après la restitution des traceurs lors de ces essais de traçage urbains.
La discussion des résultats des essais de traçages sur les sites de Colombier et Neuchâtel est
développée ici selon trois axes de réflexion : 1) évaluation de l’influence de certains éléments
urbains, ainsi que de la structure de la zone non-saturée, sur la restitution des traceurs en aval
des sites d’essais ; 2) évaluation de l’influence des conditions et événements hydrologiques sur
les flux d’eau dans la zone non-saturée urbaine ; 3) caractérisation de la relation entre les
résultats des essais de traçage urbains présentés ici et l’adaptation de la cartographie de la
vulnérabilité intrinsèque aux milieux urbains.
3.3.1. Influence des éléments urbains et de la structure de la zone non-saturée sur la

restitution des traceurs
Le fonctionnement hydrogéologique des sites d’essais (direction et vitesse de l’écoulement

subvertical dans la zone saturée, temps de transit dans la zone non-saturée, profondeur du
niveau saturé, zones d’exutoire, etc.), ainsi que les caractéristiques des points d’injection des
traceurs (type et épaisseur des couches de sol et sous-sol, profondeur d’injection des traceurs,
caractéristiques des conduites souterraines d’injection, etc.), sont désormais connus. En
postulant que les traceurs injectés sont conservatifs (pas de dégradation et/ou retardation ; Käss
(1998)), il est alors possible d’isoler et d’identifier l’influence spécifique des éléments urbains
sur les restitutions de traceurs dans les aquifères des sites d’essais. Le tableau 3.3 résume les
résultats de tous les essais de traçage effectués sur les sites de Colombier et Neuchâtel, les
points d’injection de traceurs y étant classés en fonction de leur type : fouilles, collecteurs
d’eaux claires et piézomètres.
80
Tableau 3.3 : Récapitulatif des injections et restitutions des traceurs fluorescents conservatifs lors des essais de
traçage sur les sites de Colombier et Neuchâtel
81
Chapitre 3
3.3.1.1. Influence des matériaux artificiels/remblayés de la zone non-saturée urbaine
Sur le site de Colombier, les temps de transit observés dans la zone non-saturée se sont avérés,
de façon surprenante, très courts106 (par rapport à ce que laissaient supposer les conductivités
hydrauliques obtenues par essais Porchet – de l’ordre de 10-7 m/s). Lors de chaque événement
pluvieux, une partie de la solution de traceur a été lessivée du remblai routier, et a atteint le
niveau saturé 2 m en profondeur en quelques heures. Ces temps de transit courts sont ainsi une
conséquence directe de la lithologie grossière (graviers et blocs avec argiles) du matériel
remblayé superficiel. La forte augmentation locale de la conductivité hydraulique liée au
remblayage (en comparaison avec la conductivité moyenne Kmoy = 2.2·10-7 m/s des matériaux
en place de la zone d’essai), a induit un effet de drainage, permettant localement une meilleure
infiltration de l’eau en surface, et facilitant le flux vertical de l’eau dans la zone non-saturée
sous-jacente. En parallèle, la concentration d’un grand volume de ruissellement sur la surface
imperméable de route lors d’événements pluvieux, et l’infiltration de ce ruissellement sur une
petite zone linéaire en bordure de route107, a ainsi augmenté artificiellement les débits de
percolation vers l’aquifère (pression hydrologique plus élevée en surface).
3.3.1.2. Conduites souterraines : infiltration et exfiltration
Durant tous les essais de traçage, des phénomènes d’infiltration/exfiltration en conduites ont
été observés sur les deux sites d’essais.
Sur le site de Colombier, des processus d’infiltration ont été observés. L’uranine injectée dans
la fouille IEC2 s’est rapidement infiltrée dans un ancien tronçon sous-jacent de conduite pour
eaux claires non répertorié (ou le long des discontinuités causées par ladite conduite et son
matériel environnant), puis a été évacuée en quasi-intégralité en direction du collecteur ICC
(fig. 3.5). Le réseau de drainage/eaux claires du collecteur ICC, récent et fabriqué en ciment de
bonne qualité, a empêché toute exfiltration subséquente de traceur dans l’aquifère du site (le
radier du réseau ICC est à environ 0.5 m au-dessus du niveau piézométrique local), lors de
l’évacuation des deux traceurs108 plus en aval. Avec pour conséquence probable aucune masse
détectable d’uranine et de NaCl dans l’aquifère, pour toute la durée des mesures lors des deux
essais de traçage à Colombier. Pendant l’essai de l’automne 2009 sur le site de Neuchâtel,
l’uranine, injectée en fouille en amont, a été observée en aval dans le réseau d’évacuation des
eaux claires OCN. Après élimination des autres hypothèses, celle retenue pour expliquer cette
détection inopinée de traceur est ainsi l’infiltration de celui-ci, depuis le fond de fouille, dans
une conduite non répertoriée sous-jacente (pas d’observation directe du phénomène)109. Ici
aussi, comme pour les essais à Colombier, le traceur n’a jamais été détecté dans l’aquifère du
site durant toute la durée des mesures.
Des processus d’exfiltration de conduites souterraines ont été observés durant l’essai du
printemps 2008 à Neuchâtel. La sulforhodamine B injectée en amont dans le caniveau d’eaux
claires ICN a été détectée dans l’aquifère sous-jacent (puits OWN), bien que presque tout le
volume de traceur ait été évacué durant l’événement pluvieux A (via le collecteur OCN1 ; fig.
3.9). Par la suite, les événements pluvieux et fonte des neiges ont induit une augmentation
106
Selon les résultats de restitution de la sulforhodamine B, injectée dans le remblai routier (env. 0.8 m d’épaisseur
au droit des fouilles IEC1).
107
Il n’y a pas de caniveau d’évacuation des eaux claires pour ce tronçon de route.
108
Pour rappel, le NaCl a été injecté directement dans le collecteur ICC lors de l’essai du printemps 2007.
109
Conduite, il va de soi, en connexion avec le réseau d’eaux claires OCN.
82
éphémère de la charge hydraulique en conduite, et ont probablement provoqué un décapage de

l’éventuel matériel de colmatation sur les défauts de conduite, facilitant ainsi l’exfiltration
d’une fraction de la solution de traceur restante dans le matériel non-saturé environnant la
conduite. Puis la percolation de ce petit volume de solution dans l’aquifère sous-jacent110,
après l’événement C.
3.3.1.3. Essais à Neuchâtel : structures de la zone non-saturée sous les surfaces vertes
(non-imperméabilisées)
Grâce aux injections de traceurs en fouille, les essais de traçage sur le site de Neuchâtel ont
permis de caractériser le temps de transit dans le matériel non-saturé « naturel »111, sous-jacent
aux surfaces vertes. Ainsi, bien que les formations de faible conductivité hydraulique de sol et
matériel sous-jacent aient été décapés pour les injections de traceurs dans les fouilles
d’injection IEN1, IEN2 et IEN3, ces traceurs n’ont jamais été détectés dans la zone saturée en
profondeur. La présence probable de formations non-saturées de faible ou moyenne
conductivité hydraulique sous les fouilles d’injection (K = 5.2·10-5 m/s mesuré dans les
formations superficielles limono-argileuses dans la fouille IEN1, K = 2.7·10-5 m/s dans la
fouille IEN2), conséquence de la forte hétérogénéité de la séquence sédimentaire glacio-
lacustre non-saturée, peut expliquer ce résultat. Le fort accroissement des temps de transit a
ainsi empêché aux solutions de traceurs d’atteindre, en quantité détectable, l’aquifère situé à 4
m de profondeur après 38 jours (durée des mesures pour l’essai du printemps 2008) et 48 jours
(durée de l’essai de l’automne 2009). En considérant les temps de transit extrêmement courts
dans l’aquifère de la zone d’essai112, l’hypothèse d’un ralentissement des vitesses de flux dans
la zone non-saturée est ainsi renforcée113.
3.3.1.4. Ecoulement de l’eau dans la zone saturée
Sur le site de Neuchâtel, l’injection directe de duasyne dans la zone saturée (via le piézomètre
IPN)114 a permis la caractérisation locale de la direction et de la vitesse linéaire moyenne de
l’écoulement souterrain, et ainsi du temps de transit dans l’aquifère de la zone IPN-OWN1 –
les valeurs de vitesse d’écoulement étant très élevées à cause des épisodes de pompage intense
au puits OWN1. D’autre part, le taux de restitution élevé (68 %) au puits OWN1, pour partie
conséquence de la position du piézomètre IPN dans la zone de capture du puits, peut aussi être
expliqué par l’absence de structures urbaines souterraines notables le long des lignes de flux
IPN-OWN1 (bien que le site soit situé en zone urbaine dense). Structures qui pourraient alors
agir comme barrières hydrogéologiques artificielles. Sur le site de Neuchâtel, il n’a ainsi pas
été observé de perte significative de traceur dans l’aquifère durant l’essai du printemps 2008
(donc aucune perturbation notable de l’écoulement souterraine dans la zone IPN-OWN1).
110
Dans la zone du puits OWN, le radier de la conduite ICN/OCN est situé environ 1 m au-dessus du niveau
piézométrique local.
111
« Naturel » signifiant ici que le matériel n’a pas été remanié récemment (comme c’est le cas dans certaines zones
du site de Colombier).
112
D’après les résultats de la duasyne injectée dans la zone saturée. Pour rappel, le site est entièrement situé dans la
zone de capture du puits OWN, qui englobe le piézomètre IPN, la conduite eaux claires ICN/OCN et les fouilles
IEN.
113
Le terme « retardation » n’est volontairement pas utilisé ici, les traceurs injectés en subsurface étant considérés
comme conservatifs.
114
Essai du printemps 2008 uniquement.
83
Chapitre 3
3.3.2. Evaluation de l’influence des conditions et événements hydrologiques sur les flux
d’eau dans la zone non-saturée urbaine
Sur le site de Colombier, les essais de traçages ont été effectués durant deux périodes
hydrologiques différentes115. Lors de deux essais, des traceurs similaires ont été injectés aux
mêmes points et avec les mêmes paramètres d’injection (profondeur, eau de rinçage, etc. ; cf.
tableau 3.1), permettant ainsi de mieux isoler et caractériser l’effet des paramètres
hydrologiques sur l’infiltration de l’eau de surface et les flux d’eau dans la zone non-saturée -
et in fine sur la restitution des traceurs dans l’aquifère local en profondeur.
Comme déjà mentionné, des pics de concentration de sulforhodamine B, injectée dans les
fouilles IEC, dans le remblai routier, ont été observés après chaque événement pluvieux. Les
vitesses d’écoulement du traceur mesurées dans la zone non-saturée, ainsi que les masses de
traceur restituées, sont clairement proportionnelles à l’intensité et à la durée des événements
pluvieux (donc à la lame d’eau précipitée ; cf. annexe III-7 pour le détail des calculs de
restitution sur le site de Colombier). Durant l’essai du printemps 2007, une intensité
pluviométrique moyenne de 2 mm/j a correspondu à un taux de restitution de 0.06%. Lors de
l’essai de l’été 2007, une intensité pluviométrique moyenne de 6 mm/j a induit un taux de
restitution de 0.9%, valeur 15 fois plus élevée que pour l’essai du printemps 2007, pour une
intensité pluviométrie seulement 3 fois supérieure. Ce qui montre l’influence très importante
du régime hydrologique, et de la succession d’événements pluvieux sur la restitution du traceur
sur le site de Colombier. De surcroît, la concentration de l’eau ruisselée en bordure de route, et
son infiltration in situ (pas de réseau d’évacuation) dans du remblai à conductivité hydraulique
élevée, permettent également d’expliquer la restitution rapide (1h à 3h) et systématique (lors
de chaque événement pluvieux) du traceur injecté dans l’aquifère située 2 m au-dessous.
3.3.3. Restitution des traceurs dans les aquifères des sites d’essais : paramètres et liens
avec l’adaptation de l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque en milieu urbain
La cartographie de vulnérabilité intrinsèque combine donc des paramètres géomorphologiques,

hydrogéologiques et hydrologiques influençant l’infiltration de l’eau de surface116 et
l’écoulement vertical de l’eau dans la zone non-saturée. Cette combinaison de paramètres
permettant alors de caractériser en grande partie la recharge verticale d’un aquifère (volume de
flux, temps de transit, localisation spatiale). Comme déjà mentionné, la recharge est un
élément-clé des estimations de vulnérabilité intrinsèque : une valeur de recharge élevée et/ou
augmentée améliore le transport potentiel de contaminant dans la zone non-saturée, et induit
ainsi des valeurs élevées de vulnérabilité de l’eau souterraine ; inversement une valeur de
recharge faible et/ou diminuée induit des temps de transit plus longs (facilitant ainsi
d’éventuels processus de dégradation et retardation d’un contaminant) et de moins grands
volumes d’eau arrivant dans l’aquifère (charge en polluant potentiel plus faible) – en résulte
ainsi des valeurs basses de vulnérabilité.
115
A l’inverse, les conditions hydrologiques presque identiques durant les essais effectués sur le site de Neuchâtel
(périodes sèches, froide et chaude, du printemps 2008 et de l’automne 2009, respectivement) ne permettent
malheureusement pas de tirer des conclusions sur l’effet des conditions hydrologiques.
116
D’où la contamination est supposée provenir.
84
La figure 3.12 représente les divers flux d’eau dans le sous-sol urbain, de la surface jusqu’au
niveau saturé (et dans la zone saturée), qui ont été caractérisés lors des essais de traçage
urbains (tableau 3.3). Les flux d’eau suivants, spécifiques aux milieux urbains, ont ainsi été
caractérisés dans l’environnement souterrain des sites d’essais :
- Infiltration d’eau dans les conduites souterraines depuis la zone non-saturée (Colombier et
Neuchâtel).
- Exfiltration d’eau depuis les conduites souterraines dans la zone non-saturée, puis dans la
zone saturée (Neuchâtel).
- Percolation d’eau depuis des remblais en surface/subsurface (remblai routier) vers la zone
saturée (Colombier).
- Caractéristiques de l’écoulement en zone saturée : direction et vitesse (Neuchâtel).
Fig. 3.12 : Résumé des flux d’eau observé et/ou quantifiés lors des essais de traçage, en fonction des points
d’injection des traceurs
Dans la partie 3.3.1, l’influence de certains éléments urbains sur la restitution des traceurs a été
caractérisée, en lien avec les paramètres d’injections des traceurs. Les flux de traceurs117
mesurés dans zone non-saturée peuvent être identifiés aux flux d’eau, et in fine à la recharge
verticale de l’eau souterraine. En combinant ces deux aspects (éléments urbains et recharge
verticale), le tableau 3.4 synthétise les effets sur la recharge verticale locale urbaine, et en
conséquence sur les valeurs relatives de vulnérabilité intrinsèque. En relation avec les
caractéristiques détaillées des points d’injection de traceurs et leurs éléments urbains associés,
le tableau 3.4 présente également les paramètres spécifiques des éléments urbains qui doivent
être pris en compte lors de l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque en milieu urbain (cf.
chapitre 5).
L’effet dual (infiltration/exfiltration) des conduites en subsurface sur la recharge verticale a été
observé lors des essais de traçage présentés ici. Sur le site de Colombier, où l’infiltration du
traceur dans la conduite d’eaux claires ICC depuis la surface a empêché celui-ci d’atteindre la
zone saturée, permettrait de conclure que cette conduite, par son effet de drainage, est un
facteur de diminution relative de la vulnérabilité de la ressource en eau souterraine.
117
Donc considérés conservatifs.
85
Chapitre 3
Inversement, sur le site de Neuchâtel, où le traceur exfiltré depuis la conduite OCN1 a été
détecté dans l’eau souterraine118 (par comparaison avec les traceurs injectés en surface, qui
n’ont jamais atteint l’aquifère du site), la conduite souterraine en question peut être considérée
comme un élément augmentant localement la recharge verticale de l’aquifère, et ainsi comme
un facteur d’augmentation relative de la vulnérabilité de l’eau souterraine. La conduite d’eaux
claires OCN1, en relativement bon état général, montre ainsi le rôle important, pour les
processus d’exfiltration, des variations et des maximums de charge hydraulique119, ainsi que du
type de joints entre les tronçons de conduites (ici, sans mastic)120. En relation avec ce qui vient
d’être discuté, la détermination de l’impact des conduites souterraines sur l’estimation de la
vulnérabilité doit être effectuée en tenant compte de ces caractéristiques spécifiques aux
conduites. Des paramètres comme l’âge, le matériau et les types de joints, les dimensions de la
conduite (§ 2.3.2.2), mais aussi la profondeur de la conduite par rapport au niveau
piézométrique121, sont ainsi des paramètres significatifs pour les processus
d’infiltration/exfiltration d’un contaminant potentiel dans/depuis la conduite.
A Colombier, les matériaux de remblai routier, dans la partie superficielle de la zone non-
saturée, ont montré un effet positif sur la recharge verticale locale (augmentation des volumes
transités et diminution des temps de transit) et peuvent être ainsi considérés ainsi comme un
facteur d’augmentation relative de la vulnérabilité de l’eau souterraine sous-jacente. Les
paramètres lithologiques et structuraux des matériaux de remblais sont ainsi indispensables
pour la quantification de la conductivité hydraulique, et in fine sur la valeur de recharge
verticale de l’eau souterraine au droit de ces matériaux. A noter également, dans le cas de
Colombier, que la concentration du ruissellement en bordure de route (et donc infiltré dans du
matériel de forte conductivité hydraulique) a joué un rôle significatif dans l’augmentation de la
recharge locale, augmentant ainsi la vulnérabilité relative de l’aquifère du site à cet endroit.
118
En quantité très faible toutefois (~ 1 ppb).
119
Détection du traceur dans l’aquifère sous-jacent après un événement pluvieux intense (fig. 3.8).
120
En plus des défauts majeurs présentés dans l’annexe III-9, la plupart des joints de la conduite OCN1 montrent
des ouvertures notables permettant une éventuelle exfiltration.
121
Les conduites localisées dans la zone de battement d’une nappe sont les plus sujettes aux phénomènes
d’infiltration/exfiltration, Wolf (comm. orale) ; (Karpf et al. (2004)).
86
Tableau 3.4 : Effets sur la recharge verticale locale, et conséquences sur les valeurs de vulnérabilité intrinsèque, des
éléments urbains caractérisés hydrodynamiquement grâce aux essais de traçage urbains
87
Chapitre 3
L’influence sur l’estimation locale de la vulnérabilité de la zone non-saturée sous les surfaces
vertes n’est pas directement liée aux éléments urbains susmentionnés. Dans ce cas, les
paramètres significatifs de la zone non-saturée à prendre en compte pour l’évaluation de la
recharge verticale, et donc de la vulnérabilité, sont l’épaisseur de la zone non-saturée, sa
composition lithologique (présence et/ou taux de formations argileuses, par exemple), sa
structuration (présence des failles ou autres hétérogénéités), ainsi que le type, la texture et
l’épaisseur des couches de sol en surface. Ces paramètres, qui ne sont pas liés spécifiquement
aux milieux urbains, peuvent être caractérisés et combinés au moyen de méthodes d’estimation
de la vulnérabilité déjà existantes (développées pour les milieux naturels et ruraux).
Finalement, le rôle des conditions et événements hydrologiques sur la restitution des traceurs
dans l’aquifère sous-jacent a été bien confirmé lors des essais de traçages présentés ici. Les
périodes et/ou climats humides, ou la fréquence d’événements hydrologiques extrêmes (type
orage), augmente ainsi les valeurs de recharge verticale des eaux souterraines, et peuvent ainsi
être raisonnablement considérés comme des facteurs d’augmentation relative de la
vulnérabilité. Ainsi, par précaution, il est préférable de considérer des conditions
hydrologiques en moyenne défavorables lors de l’estimation de la vulnérabilité.
Pour les essais de traçage présentés ici, effectués en majeure partie durant des périodes
relativement sèches, les résultats de restitution de traceurs peuvent être estimés comme la
conséquence de conditions hydrologiques globalement favorables (du point de vue de la
contamination potentielle de l’eau souterraine).
3.4. CONCLUSIONS
3.4.1. Eléments urbains et leur impact sur l’estimation locale de la vulnérabilité
Dans les essais de traçage présentés dans ce chapitre, réalisés sur des sites urbains et
périurbains, une caractérisation des vitesses de flux dans la zone non-saturée urbaine a été
effectuée en prenant en compte la présence des plusieurs éléments spécifiquement urbains
(conduites souterraines, structures de concentration du ruissellement, matériaux artificiels
remblayés). L’impact de ces éléments sur la recharge verticale locale de l’eau souterraine, et
par conséquent sur les valeurs relatives de vulnérabilité intrinsèque, a été caractérisé.
Selon les résultats de ces essais, le rôle dual (augmentation/diminution) des conduites
souterraines pour l’adaptation locale de la valeur relative de vulnérabilité a été suggéré, celles-
ci augmentant (augmentation de la recharge par exfiltration), ou au contraire diminuant
(diminution des arrivées d’eau à la nappe, suite à l’infiltration de l’eau de percolation dans une
conduite) les valeurs locales d’indices de vulnérabilité
La concentration du ruissellement sur les surfaces imperméables a été reconnue comme étant
un élément important pour l’estimation locale de vulnérabilité. A l’instar des milieux
karstiques/fissurés et selon leurs méthodes propres d’estimation de la vulnérabilité (par ex.
Pochon et al. (2008)), le ruissellement concentré dans des zones d’infiltration préférentielles
(pertes et dolines dans les zones karstiques, collecteurs d’eaux claires ou bordures de surfaces
88
imperméables dans les zones urbaines ; partie 2.5.3) peut augmenter la valeur locale de
vulnérabilité. La concentration des eaux pluviales dans les réseaux d’eaux claires, couplée au
court-circuit (bypass) de la zone non-saturée par une exfiltration potentielle depuis les
conduites en aval, peut en conséquence accroître considérablement la vulnérabilité locale de la
ressource en eau souterraine urbaine.
La présence de matériaux artificiels/remblayés dans la zone non-saturée a induit un impact

significatif sur la recharge verticale de l’aquifère, et ainsi sur sa valeur relative de
vulnérabilité. Cet impact étant, logiquement, fonction de la lithologie de ces matériaux (à forte
conductivité hydraulique ici). De manière générale, pour les formations non-saturées122 sous-
jacentes aux surfaces vertes, et ne contenant pas d’éléments urbains, la valeur locale de la
vulnérabilité peut être estimée au moyen de méthodes existantes, qui prennent en compte les
paramètres lithologiques et structuraux.
Finalement, conséquence de la configuration des sites d’essais, l’impact d’autres éléments

urbains, comme les fondations en eau de bâtiments et autres barrières hydrogéologiques
artificielles, ou la percolation depuis les étendues urbaines d’eau de surface (canaux, étangs de
rétention, etc.), n’a pas été caractérisé dans les essais présentés ici.
3.4.2. Vers une adaptation de la cartographie de vulnérabilité pour les milieux urbains :
problématique des essais de terrain à l’échelle locale
Lors des essais de traçage urbains réalisés dans le cadre de cette étude, l’impact des éléments
urbains sur la recharge locale et sur la valeur de vulnérabilité intrinsèque de l’eau souterraine
n’a été observé qu’à une échelle locale (≥ 1/3000). Il est ainsi difficile d’extrapoler à l’échelle
d’un bassin versant urbain les résultats obtenus à l’échelle d’un site restreint (ou d’une
parcelle), compte tenu de la complexité et la densité des structures qui empêche une
caractérisation individuelle de chaque élément ou groupe d’éléments urbains à échelle
régionale. Les hypothèses utilisées pour régionaliser cet impact, d’une importance primordiale
dans la présente réflexion, vont donc être vérifiées au moyen de modélisations numériques de
l’écoulement souterrain urbain (chapitre 4) - dont l’aquifère du site de Neuchâtel sera le sujet
de test principal. Ces simulations, qui tiennent compte des données hydrogéologiques et des
résultats des essais de traçage présentés ici (pour la calibration des modèles), permettront de
régionaliser l’impact des éléments urbains sur l’écoulement souterrain123.
122
Qu’elles soient artificielles ou naturelles, seules comptent leurs paramètres hydrogéologiques et structurels (cf.
supra).
123
Donc de caractériser cet impact à une échelle spatiale plus petite, cet impact ayant été observé jusqu’à
maintenant uniquement à l’échelle de l’élément urbain considéré.
89

Modélisation numérique dans le milieu urbain
4. Modélisation et simulation numérique : flux d’eau souterraine urbaine et paramètres hydrodynamiques typiques du milieu
urbain
4
Modélisation et simulation numérique : flux
d’eau souterraine urbaine et paramètres
hydrodynamiques spécifiques au milieu
urbain
4.1. INTRODUCTION
4.1.1. Concept de base
La modélisation numérique est un outil très pratique et souvent utilisé pour l’étude des flux
d’eau souterraine et des flux de contaminants dans les milieux aquifères. L’intégration
adéquate de certains paramètres hydrodynamiques dans un modèle numérique d’aquifère,
couplée à la calibration du modèle avec des données de terrain et/ou de laboratoire, amènent à
une meilleure compréhension du fonctionnement d’un aquifère donné. En second lieu, dans un
modèle calibré ayant démontré sa pertinence, la modification de certains paramètres du modèle
permet de mettre en lumière différents scénarios d’écoulement souterrain et de contamination.
Ce chapitre présente les modèles numériques et les simulations associées de deux aquifères
urbains (Neuchâtel-Maladière (Suisse) et CHYNcity). Pour chaque aquifère modélisé, les
simulations des flux de l’eau souterraine (pas de simulations de transport de substance et/ou
d’énergie thermique ici) ont été effectuées en premier lieu sans éléments spécifiquement
urbains, et avec une recharge effective constante et spatialement homogène (simulations de
base). Dans un second temps, des éléments urbains (recharge hétérogène, conduites
souterraines, fondations de bâtiments) ont été progressivement intégrés dans les modèles (par
l’adaptation de certains paramètres hydrodynamiques, des conditions aux limites, et de la
géométrie des modèles), et plusieurs simulations ont alors été effectuées à chaque nouvelle
intégration d’éléments urbains (simulations urbaines). Pour les deux aquifères modélisés, les
résultats des simulations de base et des simulations urbaines ont été comparés, afin de
caractériser l’impact des éléments urbains susmentionnés sur l’écoulement « de base » de l’eau
souterraine. La figure 4.1 présente la méthodologie utilisée dans cette étude pour la
modélisation en milieu urbain.
91
Chapitre 4
Fig. 4.1 : Méthodologie utilisée pour la modélisation des flux d’eau souterraine en milieu urbain.
Dans l’avant-dernière section de ce chapitre (4.6), les résultats obtenus pour les deux aquifères
modélisés, qui montrent des processus d’échelles spatiales et temporelles différentes, sont
comparés afin d’en déterminer les différences notables, et de caractériser l’influence du
changement d’échelle sur l’impact hydrodynamique des éléments urbains susmentionnés. Dans
la dernière section de ce chapitre (4.7), les résultats des simulations avec les différents types
d’éléments urbains sont mis en relation avec l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque de la
ressource en eau souterraine et la protection de captage, qui sont dépendantes des vitesses de
flux souterrain dans un aquifère donné. La perturbation des directions et vitesses de flux
causée par ces éléments urbains est interprétée dans une perspective d’adaptation de
l’estimation de la vulnérabilité des aquifères pour les milieux urbains. Les buts de ce chapitre
sont :
 De présenter la modélisation numérique de deux aquifères urbains d’échelles spatiale et

temporelles très différentes : un aquifère local réel (Maladière) et un aquifère régional
fictif.
 De caractériser l’impact hydrodynamique d’une sélection d’éléments urbains spécialement
intégrés dans ces modèles.
 De caractériser l’influence de l’échelle spatio-temporelle sur l’amplitude de l’impact
hydrodynamique des éléments urbains.
 D’établir de façon préliminaire une relation entre les résultats des simulations numériques
urbaines et l’adaptation de l’estimation de la vulnérabilité de l’eau souterraine en milieu
urbain.
92
4.1.2. Modélisation numérique en milieu urbain : bref aperçu des connaissances actuelles
Le sujet ici étant de caractériser l’impact hydrodynamique des éléments urbains sur les flux
d’eau souterraine dans les aquifères urbains, il est intéressant de présenter de façon
préliminaire comment ces différents éléments ont été intégrés par le passé dans différents
modèles numériques d’écoulement souterrain.
La plupart des études employant des logiciels de modélisation numérique déjà existants
(logiciels développés initialement pour les milieux naturels) pour caractériser des aquifères
urbains, n’intègrent généralement pas précisément l’hétérogénéité résultant du construit urbain
dans leurs modèles. Utilisés dans des buts spécifiques – gestion quantitative des ressources de
l’aquifère, estimation de l’effet de pompage en zone urbaine (problèmes de subsidence,
contamination des zones de capture de puits, etc.), ces modèles modulent souvent uniquement
certains paramètres généraux (sans caractérisation locale des paramètres) : adaptation du
coefficient de ruissellement à l’échelle du bassin versant (pour paramétrer la recharge effective
verticale), abandon du terme-source dans les équations de modélisation.
De l’autre côté du spectre de la recherche sur la modélisation numérique des milieux urbains, il
y a toute une série de modèles développés spécifiquement pour ce type de milieux, modèles
qu’il est possible de classer grossièrement en deux approches :
 Approche par « bilans » intégrés. Le but de ces modèles par approche holistique est de
réaliser au mieux la caractérisation globale du système hydrologique/hydrogéologique
urbain, afin d’en gérer certains aspects spécifiques : par exemple le cycle hydrologique
(Mitchell et al. (2001)), le ruissellement urbain et drainages associés (Chiew et al. (1999) ;
Rauch et al. (2002)), les charges et bilans de contaminants urbains (Schiedek et al. (2007).
La chaîne de modèles du projet AISUWRS (§ 2.4.1.2) appartient par exemple à ce type
d’approche. Ces modèles sont souvent construits par compartiments connectés entre eux,
chacun étant caractérisé par une série de paramètres hydrologiques/hydrogéologiques et de
conditions aux limites (obtenus par des études de terrain ou disponibles dans des bases de
données spécifiques : cadastres, archives, etc.).
 Approche par modélisation physique spécifique du milieu urbain

hydrologique/hydrogéologique. Dans ce type de modèle, c’est à l’inverse certains éléments
urbains spécifiques qui sont modélisés grâce à divers algorithmes dédiés. Certaines de ces
études sont ainsi directement liées aux éléments urbains décrits dans la présente étude
(familles présentées dans la partie 2.5.1) :
 Surfaces imperméables : ruissellement et infiltration, drainages (par ex. Berthier

(1999), Duy et al. (2009)).
 Conduites souterraines : infiltration/exfiltration et dimensionnement (par ex. Le
Delliou et al. (2009) ; Mohrlok et al. (2004) et Mohrlok et al. (2007) : simulations
de transport 2-D verticales non-saturées pour l’estimation de l’impact qualitatif de
l’exfiltration des eaux usées.
 Infrastructures souterraines et structuration du sous-sol. Littérature moins
abondante. Comme exemple, Epting et al. (2008 (2)) qui proposent une approche
93
Chapitre 4
multidisciplinaire comprenant de la modélisation numérique pour la

caractérisation de l’impact de structures souterraines urbaines.
L’approche pour la simulation numérique urbaine des flux d’eau souterraine présentée dans ce
chapitre est en quelque sorte « à cheval » entre ces différentes approches : les simulations sont
effectuées à l’aide d’un logiciel existant (FEFLOW) - donc sans développement d’un nouvel
algorithme adapté au milieu urbain, mais les paramètres hydrodynamiques à disposition sont
utilisés, et les résultats interprétés, selon le point de vue de l’hydrogéologie urbaine et ses
éléments urbains associés.
4.2. MODÉLISATION ET SIMULATION EN ÉLÉMENTS-FINIS
4.2.1. Principes de bases
La modélisation et la simulation numériques en éléments-finis des aquifères urbains ont été

réalisées en employant le système logiciel FEFLOW (Finite Element Subsurface Flow &
Transport Simulation System; version 5.311; WASY Berlin GmbH). Le système FEFLOW est
basé sur le principe physique de conservation de la masse, de l’espèce chimique, du moment et
de l’énergie, pour un calcul numérique transitoire et en trois-dimensions (3-D). Les équations
fondamentales (formes généralisées) gouvernant le système FEFLOW pour l’écoulement
souterrain de l’eau sont :
(4-1)
(4-2)
Ces équations sont résolues pour les variables principales suivantes :
h = charge hydraulique [L]
= vitesse fictive de Darcy de la phase fluide [LT-1]
94
Avec les paramètres et fonctions suivants :
So = coefficient d’emmagasinement spécifique (compressibilité) [L-1]
Qp = terme source / perte spécifique pour la phase fluide, par unité de temps [T-1]
Kij = tenseur de conductivité hydraulique pour la phase fluide [LT-1]
fμ = fonction de viscosité constitutive [1]
ρf = densité de la phase fluide [ML-3]
= densité de référence de la phase fluide [ML-3]
ej = vecteur unitaire gravitationnel [1]
i et j sont les indices de coordonnées spatiales eulériennes ((i, j = 1... n) ; par exemple n = 3
pour les calculs en trois-dimensions (3-D)).
Dans un aquifère présentant une extension spatiale horizontale qui dépasse largement son
épaisseur verticale, les variations et processus verticaux peuvent être négligés. Les équations
3-D sont alors réduites à des équations en deux-dimensions (2-D), qui prennent en compte
alors uniquement les processus spatiaux horizontaux (2-D horizontal), en relation avec
l’hypothèse de Dupuit pour l’écoulement d’eau souterraine non-confiné (pour les écoulements
souterrains à surface libre : cf. Freeze et al. (1979), p. 188; ou Bear (1972) pour un
développement théorique). Dans le cas d’un écoulement souterrain horizontal non-confiné, le
système FEFLOW moyenne les équations (4-1) et (4-2) sur la verticale. De plus, dans le cas
des aquifère présentés dans ce chapitre, les contrastes de densité de la phase fluide et les effets
liés à la viscosité peuvent être considérés comme négligeables, et le transport chimique et le
transfert de chaleur ne sont pas pris en compte. Il en résulte ainsi l’équation simplifiée
d’écoulement de l’eau souterraine suivante, base de tous les calculs numériques effectués par
la suite :
(4-3)
(4-4)
Avec, pour un écoulement non-confiné :
(4-5)
95
Chapitre 4
Ici aussi, ces équations sont résolues avec les variables suivantes :
h = charge hydraulique [L], altitude de la nappe libre [L]
= vitesse fictive de Darcy de la phase fluide [LT-1]
Et les paramètres suivants :
So = coefficient d’emmagasinement spécifique (compressibilité) [L-1]
B = épaisseur de l’aquifère [L]
εe = porosité effective [1]
Kij = tenseur de conductivité hydraulique pour la phase fluide [LT-1]
= terme source / perte spécifique pour la phase fluide, par unité de temps,
intégré sur la profondeur (= B · Qp) [LT-1]
= géométrie du mur de l’aquifère [L]
Ces équations simplifiées sont ainsi résolues pour les variables susmentionnées dans chaque
élément du maillage en éléments-finis (MEF) d’un aquifère donné, pour n’importe quelle
distribution initiale de charge hydraulique et tout type de conditions aux limites (charge
hydraulique, vitesse de Darcy, etc). Le calcul avec FELOW de h et qf, dans un MEF horizontal
non-confiné, requiert ainsi l’intégration des paramètres listés ci-dessus (associés au matériel
dans lequel l’écoulement prend place) dans les équations 4-3 à 4-5.
4.2.2. Aquifères modélisés en MEF
Les simulations numériques avec le système FEFLOW ont été effectuées pour deux aquifères
urbains. L’aquifère de la Maladière consiste en un aquifère local péri-lacustre réel, très bien
documenté par des données hydrogéologiques (cf. chapitre 3), permettant ainsi une calibration
du MEF. L’aquifère de CHYNcity est un aquifère régional alluvial fictif, créé à l’origine pour
des considérations et des exercices sur la cartographie de vulnérabilité adaptée aux milieux
urbains. Par le fait qu’aucune donnée réelle n’existe pour cet aquifère modélisés, la calibration
n’a pas été nécessaire. Le tableau 4.1 résume les caractéristiques générales des modèles
numériques de la Maladière et de CHYNcity, ainsi que les simulations numériques associées.
96
Tableau 4.1 : Comparaison entre les MEF de la Maladière et de CHYNcity
Les aquifères étudiés sont tous deux des MEF 2-D horizontaux. De nombreuses simulations en
régime transitoire et en milieu non-confiné, avec des paramètres hydrodynamiques et des
conditions aux limites variables, ont été réalisées pour ces deux MEF. Les MEF étudiés
montrent des différences significatives concernant leurs étendues spatiales et les échelles de
temps pour lesquelles les simulations ont été effectuées : une surface de 20 ha pour le MEF de
la Maladière, avec des temps de simulation oscillant entre 10 et 40 jours (pour permettre une
stabilisation relative des charges hydrauliques pendant chaque simulation) ; une surface de
1000 ha pour le MEF de CHYNcity, avec des temps de simulation s’échelonnant entre 300 et
1000 jours. Les sections 4.4 et 4.5 décrivent en détail les MEF de la Maladière et de
CHYNcity respectivement, ainsi que leurs résultats de simulations, tandis que la section
suivante introduit aux spécificités des simulations urbaines de la présente étude.
4.3. SIMULATION NUMÉRIQUE DE FLUX D’EAU SOUTERRAINE EN MILIEU URBAIN :

DESCRIPTION DES PARAMÈTRES HYDRODYNAMIQUES SPÉCIFIQUEMENT
URBAINS
La simulation numérique d’un aquifère urbain nécessite plusieurs adaptations, conséquences

de l’hétérogénéité des zones saturée et non-saturée induite par l’activité humaine. Un
« élément urbain » consiste ainsi en tout type d’élément anthropogène, de surface ou
souterrain, qui a le potentiel de perturber l’écoulement de l’eau de subsurface. Dans cette
optique, les modèles numériques d’écoulement souterrain urbain se doivent d’intégrer ces
éléments, comme paramètres hydrodynamiques ou comme conditions aux limites, dans des
simulations numériques dites « urbaines ».
Les éléments urbains sélectionnés pour les simulations urbaines (fig. 4.1) à cause de leur fort
potentiel de perturbation des flux d’eau souterraine, sont les suivants :
97
Chapitre 4
 recharge effective spatialement hétérogène ;

 conduites souterraines ;
 fondations de bâtiments
D’autre éléments urbains, comme les voies de communication souterraines (métro, tunnels
routiers, etc.) ou les zones d’excavation et remblayage, n’ont pas été intégrés tels quels dans
les simulations urbaines, car ils peuvent être simulés selon les mêmes démarches que pour les
éléments susmentionnés (avec toutefois des valeurs des paramètres associés légèrement
différentes). Les parties 4.3.1 à 4.3.3 présentent en détail les démarches et paramètres de
modélisation proposés dans cette étude pour l’intégration dans les MEF des éléments urbains
listés ci-dessus.
4.3.1. Recharge effective spatialement hétérogène : variations du terme source source /

perte
L’hétérogénéité spatiale de la recharge des eaux souterraines est un processus courant dans les
milieux urbains (cf. par exemple Thomas et al. (2006) ; Mohrlok et al. (2005) ; Lerner (1990)).
La recharge d’un aquifère urbain, vue uniquement sous l’angle de la recharge effective
verticale en provenance de l’infiltration des précipitations en surface peut raisonnablement être
considérée, même à l’échelle locale, comme égale à zéro au droit des surfaces imperméables
(bâtiments, routes, surface bétonnées ou goudronnées).
A l’inverse, sous les surfaces non-imperméables (identifiées à des surfaces « vertes » : parcs,
jardins, etc.), la recharge effective verticale d’un aquifère urbain peut être déduite de
l’équation de bilan hydrologique124, qui prend en compte les données de précipitations pour la
zone de l’aquifère étudié. Dans l’étude présente, la recharge effective verticale des aquifères
modélisés a été estimée à l’aide de l’équation de bilan hydrologique simplifiée (dérivée de
l’équation proposée par Freeze et al. (1979) ; sans stockage dans le réservoir d’eau de surface
ΔSs) :
∆ (4-6)
Avec les termes suivants :
ΔSG = recharge effective [LT-1]
P = précipitations moyennes [LT-1]
ETR = évapotranspiration réelle [LT-1]
QR = ruissellement de surface [LT-1]
124
En considérant toutefois le transit dans la zone non-saturée comme étant en régime permanent (cf. infra).
98
Pour les petits bassins versants (dont les précipitations sont postulées homogènes sur
l’ensemble du bassin), dans le but de simplifier le calcul de QR et ETR (pas de mesures de
terrains sur site), ces paramètres sont fonction ici des précipitations moyennes P, en partant du
principe que QR et ETR restent constants. En s’inspirant de Fetter (2001), pour une surface de
prairie pratiquement horizontale, avec un matériel de sous-sol de perméabilité moyenne
(ruissellement fortement réduit et évapotranspiration augmentée), les équivalences suivantes
sont proposées pour les aquifères modélisés (ratios de précipitations) :
 ETR = 0.4P (40 % ; la formule de Turc (annuelle) donne une ETP (potentielle) de 430
mm, pour 1060 mm de précipitations annuelles ; cf. annexe IV-4)
 QR = 0.05P (5 %)
L’équation 4-6 est ainsi exprimée au moyen de la formule empirique suivante, utilisant des
ratios de P :
∆ 0.4 0.05 0.55 (4-7)
Ce qui signifie qu’environ 55% de la lame d’eau précipitée sur les surfaces non-imperméables
est convertie au final en recharge effective verticale des aquifères modélisés. Les données de
précipitations125 (en mm/j, moyenne annuelle et/ou représentative de différents événements
pluvieux) sont présentées dans l’annexe IV-4 pour l’aquifère de la Maladière. Pour les besoins
de la comparaison, les valeurs pour l’aquifère de CHYNcity sont proches, voire identiques
pour certaines simulations.
Dans les MEF 2-D horizontaux saturés non-confinés présentés ici, le temps de transit dans la
zone non-saturée n’est pas calculé dans les simulations en régime transitoire (postulé égal à 0).
Le flux d’eau dans la zone non-saturée est alors considéré comme étant en régime
d’écoulement permanent pendant les durées de simulation (pas de calculs de front de saturation
en zone non-saturée). La recharge effective verticale est alors directement exprimée dans les
MEF au moyen du terme source / perte Q de l’équation 4-3 (terme positif si lié à un apport
d’eau (« source ») ; terme négatif si associé à une perte d’eau (« perte »)).
Dans le cas d’une recharge effective verticale spatialement hétérogène, typique d’un milieu
urbain, la configuration spatiale du terme Q > 0 (exprimant la recharge sous les surfaces
naturelles) dans le MEF s’obtient grâce à une base de données géographique SIG (de type
« couverture du sol », par parcelle ; § 4.4.4.1 pour les valeurs détaillées et procédures).
125
Obtenues de MeteoSwiss pour le MEF de la Maladière.
99
Chapitre 4
4.3.2. Conduites et cavités souterraines : conditions aux limites de transfert

4.3.2.1. Conditions aux limites de transferts – type Cauchy (CLT)
Les processus d’exfiltration / infiltration d’eau en conduite (section 2.3.2) peuvent fortement
influencer l’écoulement local naturel de l’eau souterraine, en modifiant les gradients
hydrauliques locaux. Dans le but de caractériser cette influence, les conduites souterraines ont
été intégrées dans les MEF 2-D comme conditions aux limites de type « transfert » (3ème type
Cauchy ; abrégées par la suite CLT). Utilisées habituellement pour simuler des cours d’eau en
surface, en définissant une couche d’infiltration en fond de rivière, la CLT est la condition aux
limites la plus appropriée pour simuler des conduites souterraines dans des simulations
numériques urbaines. Les CLT tiennent donc compte du rôle dual exfiltration / infiltration des
conduites en milieu urbain. A chaque nœud d’un MEF auquel une CLT a été attribuée, un flux
de transfert in/out est calculé pour toute charge hydraulique hp imposée sur cette CLT, en
tenant compte d’un coefficient de transfert , selon l’équation suivante, valable pour un
126
écoulement 2-D horizontal non-confiné :
, (4-8)
Le coefficient de transfert est une fonction directionnelle duale, régie par la relation
suivante :
(4-9)
= vitesse normale de Darcy (positive vers l’intérieur de la conduite) [LT-1]
= coefficient de transfert (ou facteur de perte pour une conduite) [T-1]
hp = charge hydraulique imposée dans la conduite [L]
h = charge hydraulique à l’extérieur de la conduite [L]
4.3.2.2. Conductivité hydraulique équivalente d’une conduite fissurée
Dans le cas présent, pour une CLT liée à une conduite d’eau, le coefficient de transfert peut
être mis en relation avec la conductivité hydraulique Kp du matériau de la conduite, avec en
possible ajout une couche interne ou externe de colmatation (cf. par exemple Fuchs et al.
(2004), Rauch et al. (1994)). Par conséquent, dans le cas de conduites d’eau, le coefficient
peut être considéré comme un facteur de perte (ou paramètre de transfert de conduite). Un flux
126
En postulant une continuité hydraulique entre la CLT et le domaine des charges hydrauliques modélisées (dans
le cas présent le modèle ne prend pas en compte les flux d’eau en zone non-saturée).
100
d’eau à travers le matériau de la conduite peut alors être estimé au moyen de l’équation de
Darcy127 :
(4-10)
En égalisant les équations (4-8) et (4-10), la relation suivant est obtenue:
(4-11)
Kp = conductivité hydraulique du matériau de la conduite [LT-1]
e = épaisseur de la conduite + couche de colmatage [L]
La conductivité hydraulique du matériau de conduite Kp peut être estimé avec une équation
(proposée par Snow (1968)) habituellement utilisée pour le calcul d’une conductivité
hydraulique équivalente d’un massif rocheux fissuré anisotrope (la conductivité hydraulique
des blocs de roche non-altérée est postulée beaucoup plus petite que la conductivité des blocs
fissurés / altérés) :
(4-12)
Cette conductivité hydraulique équivalente peut ainsi être calculée pour une conduite de
longueur L montrant un ensemble de N fissures parallèles d’ouverture a, ceci sans
considérations sur le matériau même de la conduite (ciment, plastique, etc.)128.
127
≡ dans cette étude : en conséquence, les deux termes peuvent être remplacés par un coefficient
« générique » , en postulant que la conductivité hydraulique Kp est égale pour les flux entrants et entrants
( ).
128
Les constantes restantes de l’équation 4-12 permettent une conversion de la perméabilité intrinsèque en
conductivité hydraulique : ρ est la densité de la phase fluide [ML-3], μ est la viscosité dynamique de la phase fluide
[ML-1T-1] et g la constante d’accélération gravitationnelle [MT-2].
101
Chapitre 4
4.3.2.3. CLT : conversion de géométrie (planaire à radial)
2 (4-13)
(4-14)
Fig. 4.2 : Géométries planaires et Dans les MEF 2-D horizontaux, les CLT sont considérée
radiales et équations associées pour
le calcul de débit d’exfiltration /
comme des objets 1-D, dont les paramètres et les
infiltration sortant / entrant1. H1 et variables hydrodynamiques sont moyennés verticalement
H2 sont les charges hydrauliques sur l’épaisseur de l’aquifère dans chaque élément-fini du
externes et internes [L], MEF. D’un point de vue hydrodynamique, les CLT dans
respectivement, R est le rayon
ce type de MEF agissent comme des « tranchées » de
intérieur de la conduite [L], et Qp et
QR sont les débits unitaires planaire profondeur BS (= épaisseur de la zone saturée dans un
et radial [L2T-1], respectivement. MEF horizontal non-confiné) : les CLT sont alors décrites
au moyen d’une géométrie « planaire »129 verticale,
englobant toute l’épaisseur de l’aquifère modélisé (ce qui
n’est donc pas réaliste).
Dans l’étude présente, le coefficient de transfert a été corrigé pour représenter une
130
géométrie « radiale » 1-D (intégrée dans un aquifère d’épaisseur B), plus à même de décrire
une conduite circulaire. La figure 4.2 illustre les géométries planaires et radiales, avec les
équations associées pour le calcul de débit d’exfiltration / infiltration (équ. 4-13 et 4-14).
La comparaison des équations 4-13 et 4-14 donne un facteur de correction géométrique Λ,

permettant ainsi la conversion mathématique d’une géométrie planaire à une géométrie radiale,
au moyen de la relation suivante :
(4-15a)
(4-15b)
129
Il ne s’agit pas réellement d’une géométrie « planaire » sensu stricto, puisqu’il s’agit d’objets 1-D. Néanmoins,
pour des raisons de simplification illustrative, c’est ce mot qui sera utilisé par la suite.
130
Idem note 129, mais pour la géométrie dite « radiale ».
102
Le remplacement du de l’équation 4-11 donne au final :
(4-16)
L’équation 4-16 propose ainsi un coefficient de transfert corrigé [T-1] pour une géométrie
radiale, coefficient qui sera systématiquement utilisé sous cette forme dans les MEF présentés,
pour les calculs liés aux CLT131.
Dans la modélisation en éléments-finis, la résolution spatiale des calculs de flux d’eau

souterraine est directement dépendante de la taille des éléments-finis. Compte tenu du fait que
les CLT liées aux conduites souterraines d’eau sont localisées sur les nœuds du maillage MEF,
l’influence spatiale simulée de ces CLT sur le calcul de l’écoulement souterrain est ainsi
directement corrélée à la taille des éléments-finis du MEF. Pour le MEF de l’aquifère de la
Maladière, par exemple, la taille moyenne des éléments-finis est de 6 m (tableau 4.1),
induisant ainsi un rayon d’influence de Ri = 3 m (moitié de la taille d’un élément)132 pour une
conduite simulée au moyen d’une CLT. La grande majorité des conduites urbaines dépassent
rarement 1 m de diamètre (excepté pour les collecteurs principaux de très grandes villes).
Toutefois, le facteur de correction géométrique Λ inclus le rayon réel R de la conduite dans le
calcul pour obtenir le coefficient de transfert corrigé (équ. 4-16), rendant ainsi caduc le
problème susmentionné.
Les valeurs détaillées de utilisées dans les MEF étudiés sont données dans le tableau 4.6
pour l’aquifère de la Maladière, et dans le tableau 4.9 pour l’aquifère de CHYNcity. Quelques
valeurs de en provenance de la littérature sont données dans le tableau 4.2 ( y est souvent
appelé facteur de perte (“leakage factor”)).
Tableau 4.2 : Exemple de valeurs du facteur de perte en provenance de la littérature (modifié d’après Rutsch et al.
(2008)). Rauch et al. (1994), Dohmann et al. (1999), Vollertsen et al. (2003), Blackwood et al. (2005), Ullmann
(1994), Forschergruppe (2002), Klinger et al. (2005)
131
Une série de simulations en 3-D horizontal (couche supérieure avec CLT), effectuée pour l’aquifère de la
Maladière avec la même gamme de coefficients de transfert, a confirmé la nécessité d’intégrer un facteur de
correction géométrique pour la modélisation en 2-D (cf. annexe IV-7).
132
Et pour le MEF de l’aquifère de CHYNcity : Ri = 6 m.
103
Chapitre 4
4.3.3. Fondations de bâtiments : modifications de la géométrie de l’aquifère
Les fondations de bâtiments et autres structures souterraines ont été intégrées dans les modèles
numériques comme modifications de la géométrie du toit de l’aquifère (valeurs ). Dans les
MEF 2-D horizontaux non-confinés, la transmissivité est calculée en prenant en compte
l’épaisseur saturée B de l’aquifère modélisé, selon l’équation 4-5, et donc n’est pas directement
dépendante de , excepté lorsque la charge hydraulique calculée h > .
Néanmoins, dans la modélisation d’aquifères non-confinés avec le système FEFLOW, une

contrainte hydraulique peut être imposée aux deux interfaces et . Concernant
, deux types de contraintes hydrauliques sont alors possibles (contraintes d’écoulements à
surface libre) :
 Ecoulements à surface libre contraints : la charge hydraulique de la surface libre h calculée

dans chaque élément du MEF non-confiné est contrainte par les valeurs de de chaque
élément, dans un sens où h est toujours ≤ . Dans cette configuration, les valeurs de h
sont adaptées de force à la géométrie des du MEF, permettant ainsi le calcul d’un flux
sortant à l’interface , partout où h calcul est > (l’aquifère n’est toutefois pas
considéré comme confiné). Comme pour les autres conditions aux limites, l’eau retirée du
modèle par ce processus est considérée comme ne présentant plus aucune interaction avec
l’aquifère modélisé.
 Ecoulements à surface libre non-contraints : la charge hydraulique de la surface libre h,
calculée dans chaque élément du MEF non-confiné, n’est pas contrainte par les valeurs de
. Les valeurs de h peuvent donc être à tout moment supérieures à , et la lame d’eau
sortant du modèle où h > n’est pas comptabilisée dans le bilan hydrique du modèle
(volume d’eau perdu).
La configuration du premier type permet de représenter adéquatement l’action de structures

souterraines sur l’écoulement de l’eau souterraine (la présence d’un système de drainage est
donc postulée, mais non-modélisée), et permet ainsi de calculer un flux sortant du MEF en
surface – mais avec une forte probabilité de perturbations pas toujours réalistes de
l’écoulement de l’eau. C’est cette configuration qui a ainsi été testée pour les MEF urbains de
la Maladière et de CHYNcity (partie 4.4.4).
La configuration du deuxième type, quant à elle, ne permet pas de décrire de façon pertinente
l’action de structures souterraines sur l’écoulement de l’eau souterraine, elle n’a donc pas été
simulée dans la présente étude.
Dans les MEF des aquifères urbains présentés ici, au droit des bâtiments, a été modifié
selon la démarche suivante :
 Pour les grands bâtiments (plus de 3 étages en hauteur), a été diminué de 10 mètres
(correspondant approximativement à 3 ou 4 étages souterrains) au droit de ces bâtiments.
 Pour les petits bâtiments (1 à 3 étages en hauteur), a été diminué de 4 mètres
(correspondant à 1 ou 2 étages souterrains) au droit de ces bâtiments.
104
Cette démarche simplifiée a ainsi le mérite de s’affranchir de la difficulté d’obtenir des

données architecturales ou cadastrales exhaustives pour les zones densément urbanisées (qui
permettraient alors la caractérisation individuelle de chaque fondation de bâtiment). D’un autre
point de vue, cette façon de procéder reflète aussi la préférence pour des données
architecturales et d’aménagement du territoire simplifiées lors de l’application de méthodes
d’estimation de la vulnérabilité des eaux souterraines. Et encore plus compte tenu de la
complexité du milieu urbain et de la forte densité de données qui peut en provenir (cf. chapitre
2 et infra).
Enfin, une autre méthode consiste à simuler la présence de fondation de bâtiments en

diminuant de plusieurs ordres de grandeurs (1’000 à 10’000) la conductivité hydraulique de
MEF urbain au droit des bâtiments. Dans ce cas de figure, des fondations pratiquement
imperméables sont alors simulées. Cette méthode postule donc une emprise des fondations de
bâtiments qui englobe toute l’épaisseur de l’aquifère modélisé en 2-D, ce qui n’est
évidemment pas réaliste même pour un aquifère relativement peu épais comme celui de la
Maladière. Cette méthode ne sera donc pas appliquée dans la présente étude.
4.4. MODÈLE EN ÉLÉMENTS-FINIS 2-D DE LA MALADIÈRE
4.4.1. Aquifère de la Maladière : géologie, hydrogéologie et caractéristiques urbaines
L’aquifère modélisé de la Maladière est situé dans une zone densément urbanisée (fig. 4.3), en
bordure du Lac de Neuchâtel (Suisse). Le corps de cet aquifère non-confiné133 est localisé dans
des sédiments perméables quaternaires péri-lacustres et anthropogènes (remblais des XIXème
et XXème siècles). Le climat est de type tempéré continental, avec une moyenne de
précipitations de 930 mm par année.
Les formations géologiques de l’aquifère modélisé (fig. 4.4) consistent, du sommet à la base,
en des remblais artificiels hétérogènes et non-compactés (remblayage vers le lac jusqu’en
1960) surmontant des sédiments péri-lacustres et glacio-lacustres quaternaires (dominance de
sables et silts, avec de nombreuses lentilles de graviers très perméables). Le mur de l’aquifère
correspond au soubassement rocheux, formé de calcaires crétacés fracturés, de profondeur très
variable (de 10 m jusqu’à 30 m). La profondeur des calcaires augmente progressivement vers
l’est, conséquence du surcreusement par un ancien lit de rivière à cet endroit. Un autre léger
surcreusement est présent au centre de la zone, selon un axe N-S.
133
Certaines parties sont probablement en régime semi-confiné, par la présence de remblais argileux vers la surface.
105
Chapitre 4
Fig. 4.3 : Situation de l’aquifère modélisé de la Maladière et caractéristiques urbaines associées. Les conduites
souterraines sont figurées uniquement dans la zone du modèle numérique
Pour la partie de l’aquifère proche du lac, la corrélation très claire, tout au long de l’année
hydrologique, entre les niveaux piézométriques dans les sédiments quaternaires et le niveau du
lac suggère une continuité hydraulique entre l’aquifère et le lac (cf. annexe IV-3). Les
variations du niveau du lac sont toutefois modérées et saisonnières, oscillant entre 429 m.s.m
et 430 m.s.m.
Le niveau piézométrique de l’aquifère (fig. 4.4) montre un gradient hydraulique modéré

orienté NW-SE, qui décroit progressivement vers le lac. La contribution principale à la
recharge de cet aquifère provient d’apports latéraux et verticaux depuis les calcaires fracturés
sous-jacents. Une description précise de l’hydrogéologie de l’aquifère de la Maladière est
donnée dans le chapitre 3, § 3.2.2.1. Un résumé des conclusions et résultats de diverses études
non-publiées liées au secteur de la Maladière est donnée en annexe IV-1.
De nombreux piézomètres sont présents sur le site de l’aquifère (identifiés dans la fig. 4.4).
Les valeurs de niveaux piézométriques ont ainsi été utilisées pour la calibration du modèle. Un
puits de pompage (point OWN) se trouve dans la partie amont de l’aquifère et exploite l’eau
pour l’hôpital avec un débit moyen de 200-250 m3/j.
Plusieurs éléments de surface et subsurface caractéristiques des milieux urbains se trouvent

dans la zone de l’aquifère de la Maladière (fig. 4.3) : surface imperméables et bâtiments (70 %
de la surface), réseaux d’eaux claires (pluviales) et usées et zones de matériel remblayé
artificiel. Une description détaillée des réseaux d’eau de la Maladière est proposée dans le
chapitre 3, § 3.2.2.1. Le fonctionnement du puits OWN et les données associées sont décrits
dans l’annexe IV-2.
106
Fig. 4.4 : Géologie et hydrogéologie de l’aquifère modélisé de la Maladière. La surface piézométrique proposée à
titre d’exemple est le résultat d’une interpolation simple de données non-publiées. Les piézomètres et le puits sont
numérotés uniquement dans la zone du modèle numérique (piézomètre CMM1 = piézomètre IPN des essais de
traçages ; partie 3.2.2). Les isochrones du remblayage artificiel successif du quartier de la Maladière sont indiquées
par une ligne pointillée jaune. Carte et données géologiques de base selon Kiraly (1973) et Frei et al. (1974).
4.4.2. Aquifère de la Maladière : modèle conceptuel
Le modèle MEF 2-D de l’aquifère de la Maladière couvre une surface de 22 ha dans le quartier
de la Maladière – Jeune-Rives. Dans sa partie sud, le modèle est délimité par le Lac de
Neuchâtel (fig. 4.5). Dans sa partie nord, la limite du modèle est le contact en surface entre les
formation calcaires mésozoïques en pendage sud (terminaison sud de l’anticlinal de
Chaumont ; Meia et al. (1976)) et les sédiments quaternaires et anthropogènes (discontinuité
angulaire ; fig. 4.4 et 4.5). Le long de ces deux bordures, les charges hydrauliques du modèle
ont été imposées à des valeurs définies (conditions aux limites à charge hydraulique imposée –
type Dirichlet (1er type)). La limite sud à charges hydrauliques imposées correspond à
l’interface aquifère-lac, où le niveau du lac influence les niveaux piézométriques de la partie
avale de l’aquifère (partie 4.4.3 pour les valeurs détaillées sur les limites nord et sud). Pour les
besoins de la modélisation, les limites ouest et est du MEF ont été définie parallèles aux lignes
de flux moyennes de l’eau souterraine dans l’aquifère, postulant ainsi un flux d’eau nul à
travers ces limites (limites imperméables).
Raisons de l’usage du MEF 2-D horizontal
La première raison pour expliquer l’emploi d’un MEF 2-D (au lieu d’un MEF 3-D) est que
l’aquifère de la Maladière est une aquifère dit « pelliculaire », c’est-à-dire montrant un ratio
107
Chapitre 4
épaisseur/surface très petit (de l’ordre d’env. 5·10-5 1/m pour une épaisseur aquifère moyenne
de 12 m). Dans ce cas, à l’échelle de l’aquifère modélisé en MEF, la composante verticale du
flux d’eau souterraine peut être considéré comme négligeable, et ainsi un MEF 2-D horizontal
est adéquat pour décrire les processus ayant lieu dans l’aquifère de la Maladière.
Plus pragmatiquement, la seconde raison est le manque de données 3-D pour la construction
d’un MEF 3-D. Bien que les données de forages soient abondantes dans la zone du stade de la
Maladière (chantier de construction profond et bien documenté), la géométrie du reste de
l’aquifère modélisé n’est pas autant bien caractérisée134. En considérant le risque de construire
un MEF 3-D imparfait par suite de données insuffisantes, la préférence a été donnée à un MEF
2-D horizontal plus robuste.
Comme mentionnée dans la partie 4.4.1, le mur du modèle correspond au contact entre les
calcaires crétacés et les sédiments quaternaires, et le toit du modèle correspond à la surface
topographique (aquifère local non-confiné ; coupe schématique fig. 4.5). Le modèle d’aquifère
poreux consiste ainsi en l’intégralité de la séquence sédimentaire quaternaire, incluant les
matériaux remblayés artificiellement en surface. L’épaisseur du MEF (fig. 4.6) est dès lors
variable et tend à augmenter vers le sud en direction du lac. Les valeurs maximum d’épaisseur,
d’approximativement 20 m, sont localisées au sud-ouest du stade de la Maladière ; les valeurs
minimum, entre 2 m et 4 m, le long de la limite nord du MEF. L’épaisseur moyenne du MEF
est de 12 m (sur 70 % de sa surface).
La recharge du modèle conceptuel de l’aquifère de la Maladière est caractérisé par deux

composantes principales (fig. 4.5) :
 Recharge effective verticale en provenance de l’infiltration des précipitations locales (donc

simulées avec le terme source / perte Q ).
 Recharge latérale (avec une composante verticale vers le haut; non-simulée dans le MEF
2-D) en provenance du soubassement rocheux calcaire fracturé. Simulé par la condition
aux limites à charge imposée type Dirichlet sur la bordure nord, induisant ainsi des charges
hydrauliques non-nulles, et donc des flux d’eau souterraine non-nuls au contact versant
calcaire – sédiments quaternaires.
La recharge effective du modèle par les précipitations annuelles locales (pas de surfaces
imperméables comptabilisées à ce stade du calcul), pour une intensité pluviale de 1 m/an et un
ratio pluie/infiltration d’environ 55% (partie 4.3.1), est environ égale à 120’000 m3/an. La
recharge latérale depuis le soubassement calcaire, peut être estimée grossièrement à 120’000
m3/an, en considérant un bassin versant amont dans les calcaires d’environ 60 ha, et un ratio
pluie / infiltration d’environ 20% (fortes pentes avec forêt), pour la même intensité de pluie. Le
puits OWN exploite quant à lui approximativement 90’000 m3/an (250 m3/j) d’eau de
l’aquifère.
En postulant un écoulement en régime permanent dans l’aquifère, le flux d’eau souterraine

sortant dans le lac peut être estimé à 150’000 m3/an sur la limite sud du modèle (fig. 4.5). Pour
134
De surcroît en considérant la forte hétérogénéité spatiale de la séquence sédimentaire quaternaire à l’échelle
locale, qui est mal connue.
108
une interface aquifère-lac135 d’environ 12’600 m2, un débit unitaire sortant d’environ 12 m/an
(3.3 cm/j) est estimé le long de cette interface, donnant une vitesse réelle de fluide à l’interface
d’environ 0.6 m/j pour une porosité moyenne de 0.05 (5%).
Fig. 4.5 : Modèle conceptuel et coupe schématique (exagération verticale) pour le MEF de la Maladière. Les
paramètres pour les limites du modèle, et la géométrie du modèle (toit et mur), sont donnés dans la partie 4.4.3
4.4.3. Aquifère de la Maladière : description du modèle 2-D en éléments-finis et résultats

des simulations de base (sans éléments urbains)
Le paragraphe § 4.4.3.1 décrit en détail la géométrie du MEF de la Maladière, ainsi que les
paramètres hydrodynamiques associés aux simulations de base. « Base » signifiant, pour
rappel, qu’aucun élément urbain (section 4.3 et fig. 4.1) n’est encore intégré dans le MEF. Le
paragraphe § 4.4.3.2 présente les résultats obtenus pour ces simulations de base avec le MEF
de la Maladière.
135
Longueur : 630 m ; épaisseur moyenne : 20 m.
109
Chapitre 4
4.4.3.1. Géométrie du MEF, calibration et paramètres de simulations
Géométrie et limites
Le MEF 2-D de l’aquifère de la Maladière contient 16’000 éléments triangulaires d’une taille
moyenne d’environ 6 m de côté. Pour améliorer la précision des calculs dans la zone du puits
OWN, le maillage du MEF de la Maladière a été raffiné dans cette zone136. La figure 4.6
présente la géométrie du maillage du MEF de la Maladière, ainsi que les conditions aux limites
du modèle.
Fig. 4.6 : Epaisseurs et limites hydrodynamiques du MEF de l’aquifère de la Maladière
L’épaisseur du MEF (toit moins mur) a été calculé avec les données suivantes :
 La profondeur du soubassement calcaire (mur de l’aquifère) interpolée137 à partir de

données de 18 forages, répartis essentiellement dans la partie amont de l’aquifère
(l’annexe IV-1 contient un résumé de données de forages).
 La surface topographique (toit de l’aquifère) interpolée138 à partir des données de
topographie numérique obtenues auprès du Système d'information du territoire
neuchâtelois (modèle numérique de terrain avec intervalle d’altitude de 1 m).
136
Taille moyenne des éléments de 3 m pour la surface d’un demi-hectare autour du puits ; de 0.7 m dans un rayon
de 3 m autour du puits.
137
Méthode utilisée : interpolation de type Akima avec 10 points voisins.
138
Méthode utilisée : interpolation de type inverse distance weighting avec 4 points voisins.
110
La répartition spatiale des charges hydrauliques initiales pour la 1ère simulation a été obtenue
par interpolation139 des niveaux piézométriques de 26 piézomètres répartis sur le site modélisé
(cf. annexe IV-3 pour les données des piézomètres CMM dans l’aquifère de la Maladière).
Les valeurs de charges hydrauliques imposées pour la limite nord de type Dirichlet (fig. 4.6)
ont été obtenues à partir des charges stabilisées sur cette limite après la 1ère simulation de
base140 (avec un terme source Q = 1.6 mm/j constant et homogène ; cf. annexe IV-4 pour une
brève description du contexte hydrologique dans la région de la Maladière / Neuchâtel). Une
valeur de charge hydraulique unique a été imposée pour la limite sud de type Dirichlet, égale à
l’altitude moyenne du lac pour l’année 2008141 (= 429.24 m). Enfin, la limite de puits (4ème
type) a été localisée au droit du puits OWN (fig. 4.4).
Calibration du modèle et paramètres hydrodynamiques
La calibration du MEF de la Maladière a été effectuée en deux phases (cf. annexe IV-5 pour le
détail de la calibration) :
 Une phase « manuelle », par une démarche « d’essais et erreurs ».

 Une phase d’optimisations automatiques au moyen de l’algorithme de régression non-
linéaire PEST (PEST Parameter ESTimator; basée sur la version de PEST 2.04 (1995) ;
par J. Doherty, Watermark Computing), module inclus dans le système FEFLOW).
Le tableau 4.3 donne les valeurs finales de paramètres hydrodynamiques pour toutes les
simulations numériques effectuées avec le MEF de la Maladière (certains paramètres
spécifiquement urbains, qui ne sont pas listés dans le tableau 4.3, ont été par la suite modifiés ;
partie 4.4.4).
Tableau 4.3 : Paramètres hydrodynamiques pour le MEF de l’aquifère de la Maladière
En dépit de l’hétérogénéité de l’aquifère de la Maladière (cf. supra), les paramètres

hydrodynamiques ont ainsi été postulés homogènes et isotropes pour les raisons suivantes
(pour une comparaison entre les valeurs du MEF et celles obtenues sur le terrain, cf. annexe
IV-6) :
139
Méthode utilisée : krigeage avec 10 points voisins.
140
Les valeurs de charges hydrauliques sur cette limite s’échelonnent (linéairement) de 431.7 m à l’extrémité ouest
à 430.6 m à l’extrémité est (gradient hydraulique moyen sur la limite = 1.5 ‰), avec un minimum de 430.5 m sur
l’échancrure de la limite au nord du stade de la Maladière.
141
Données obtenues auprès de l’Office fédéral de l’environnement (OFEV).
111
Chapitre 4
 L’aquifère péri-lacustre de la Maladière est fortement hétérogène à l’échelle locale. Les

données de forages, et tests de perméabilités associés, ne sont pas suffisantes pour une
caractérisation précise des variations locales de la conductivité hydraulique K. En
conséquence, une valeur unique (mais calibrée) de K est plus pertinente pour les
simulations à l’échelle du MEF que n’importe quelle distribution de K obtenue par une
méthode géostatistique donnée.
 Comme discuté ci-dessus, l’aquifère de la Maladière montre un ratio épaisseur/surface très
faible. Dans ce cas, l’insignifiance de la composante verticale de du flux d’eau souterraine
induit également l’abandon de la caractérisation de l’hétérogénéité verticale des
paramètres de l’aquifère (ce qui justifie donc un facteur d’anisotropie a = 1 ; tableau 4.3).
Simulation en régime transitoires : paramètres temporels
Pour les simulations (de base et urbaines) en régime transitoire, les paramètres temporels et
critères de convergence du tableau 4.4142 ont été utilisés.
Durant les simulations en transitoire, afin d’approcher au mieux le régime de pompage réel
dans le puits OWN, un cycle de pompage transitoire de 8 heures a été appliqué sur la limite de
puits associée. Ce cycle consiste en deux épisodes de pompage à 200 m3/j, d’une durée de 1h
chacun, séparés par un intervalle de non-pompage de 3h (cf. l’annexe IV-2 pour des détails sur
le puits OWN et mesures de terrain associées). Aucune condition transitoire n’a été appliquée
sur les autres limites du MEF (valeurs constantes dans le temps sur ces limites).
Tableau 4.4 : Paramètres temporels et critères de convergence pour les simulations (de base et urbaines) en régime
transitoire avec le MEF de la Maladière
4.4.3.2. Résultats des simulations de base (sans éléments urbains)
Plusieurs simulations en régime transitoire ont été effectuées pour le MEF de base de la
Maladière avec différentes valeurs homogènes de termes-source Q (donc équivalents à la
recharge effective de l’aquifère). Une première série de simulations transitoires, sur 25 jours, a
été effectuée avec une recharge effective verticale (par les précipitations) homogène et
142
Lors des simulations en régime transitoire dans des modèles non-confinés, les phénomènes non-linéaires liés aux
calculs de flux doivent être contrôlés par des critères de convergence.
112
constante nulle (Q = 0 mm/j), dont le résultat final (en période de pompage) est donné dans la
figure 4.7 (temps de simulation ts = 6.5 j).
Dans un deuxième temps, une seconde série de simulations transitoires, sur 13 jours, a été
effectuée avec une recharge effective homogène et constante équivalente à un régime annuel
moyen de précipitations (Q = 1.6 mm/j, ce qui correspond à des précipitations brutes
annuelles de 1060 mm/an143), dont le résultat final (en période de pompage) est donné dans la
figure 4.8 (temps de simulation ts = 25.5 j).
La comparaison des résultats obtenus pour les deux scénarios présentés dans les figures 4.7 et
4.8 met en lumière les faibles différences pour ce qui est de la configuration générale de
l’écoulement de l’eau souterraine dans l’aquifère modélisé de la Maladière. L’adjonction d’une
recharge effective de 1.6 mm/j144 induit toutefois - phénomène prévisible – une sensible
augmentation globale des charges hydrauliques (principalement dans la partie amont de
l’aquifère). En conséquence, les flux d’eau souterraine sont légèrement plus élevés sur
l’ensemble du domaine modélisé avec recharge que sans (partie dominante comprise entre 0.5
- 1.2 m2/j = 0.04 - 0.1 m/j pour une épaisseur saturée moyenne de 12 m). Exception faite de la
zone amont du puits OWN, où les gradients hydrauliques sont aplanis et donc les flux
diminués.
Ainsi, conséquence de gradients hydrauliques relativement faibles dans l’aquifère modélisé,

les flux de Darcy modélisés sont peu élevés sur l’ensemble du modèle. L’effet de pompage au
puits OWN en est d’autant plus marqué, avec des flux au voisinage immédiat du puits 10 à 20
fois plus élevé que pour le reste du modèle. La zone de capture du puits145 est légèrement
moins étendue (le piézomètre146 CMM2, notamment, n’est pas compris dans la zone de
capture) et sensiblement déformée en direction du nord-ouest, effet de charges hydrauliques
plus élevées avec recharge le long de la limite nord du MEF.
Les calculs de « particle tracking » (lignes de flux) avec isochrones147 lors des simulations
pour les piézomètres d’observation (avec itérations en mode « forward » (vers l’avant)) et le
puits (en mode « backward » (vers l’arrière)) sont également présentés sur les fig. 4.7 et 4.8.
L’isochrone d’arrivée au puits à 50 jours est plus éloignée du puits dans la configuration avec
recharge nulle, conséquence de vitesses de flux localement plus élevées dans cette zone (cf.
supra). Les lignes de flux (depuis les piézomètres) montrent de façon prévisible un écoulement
en ligne directe vers le lac, sans perturbation notable, avec des temps de résidence compris
entre 200 et 300 jours pour une particule d’eau entrant dans l’aquifère depuis sa bordure nord.
La vitesse linéaire moyenne de l’eau souterraine calculée au droit du piézomètre CMM1 est de
1.5 m/j.
143
Cf. annexe IV-4.
144
La valeur de Q = 1.6 mm/j, valeur équivalente à une moyenne annuelle, sera utilisée de façon récurrente comme
valeur de base de la recharge effective Par la suite, lors des simulations dites « urbaines », cette valeur minimale de
Q = 1.6 mm/j sera toujours utilisée sous les surfaces non-imperméables.
145
La zone de capture du puits à l’instant t choisi des simulations numériques transitoires a été obtenue au moyen de
particle tracking inversé (100 lignes avec isochrones) depuis la limite simulée de puits, en appliquant un régime
permanent. Une méthode similaire a été appliquée pour les isochrones dans la zone de capture. Celles-ci doivent
donc être interprétées comme des temps d’arrivée au puits lors de pompages.
146
Pour la localisation et numérotation des piézomètres d’observation, se référer à la fig. 4.4.
147
Les isochrones sont calculées au moyen de la vitesse réelle de l’eau, elle-même déterminée en tenant compte de
la porosité du modèle.
113
Chapitre 4
Fig. 4.7 : Résultats des simulations de base (à ts = 6.5 j) avec un terme source Q = 0 mm/j. a) charges hydrauliques
(m), zone de capture du puits OWN et « particle tracking » pour le puits et les points d’observations (avec valeurs
d’isochrones) ; b) vitesses de Darcy absolues, intégrées sur l’épaisseur (m2/j)
114
Fig. 4.8 : Résultats des simulations de base (à ts = 25.5 j) avec un terme source homogène Q = 1.6 mm/j. a) charges
hydrauliques (m), zone de capture du puits OWN et « particle tracking » pour le puits et les points d’observations
(avec valeurs d’isochrones) ; b) vitesses de Darcy absolues, intégrées sur l’épaisseur (m2/j)
A noter à ce stade de la réflexion que le scénario à recharge effective nulle est d’ores et déjà
plus réaliste que celui à recharge effective homogène non-nulle, compte tenu que 70% de
l’aquifère est couvert de surfaces imperméables148. Le régime d’alimentation verticale de
l’aquifère de la Maladière est probablement un mélange de ces deux scénarios de recharge
148
De surcroît, une série de calibration du MEF de base en régime permanent pour le terme-source Q , effectuée au
moyen du module PEST, a donné un valeur moyenne de 0.007 mm/j comme valeur de terme-source, donc
effectivement très proche du scénario à terme-source nul.
115
Chapitre 4
effective. Toutefois, la préférence ira par la suite aux données du scénario de base à recharge
effective nulle pour les comparaisons avec les résultats obtenus avec les simulations urbaines,
notamment lors de la comparaison avec les simulations contenant des conduites souterraines.
Le tableau 4.5 présente les valeurs du bilan hydrique des simulations pour les deux scénarios
de recharge proposés. Le bilan a été calculé pour les deux scénarios en période de pompage et
en période de non-pompage.
Ces valeurs sont à considérer comme des ordres de grandeurs, le bilan étant calculé à un temps
de simulation t donné, alors que la stabilisation des flux et charges hydrauliques se fait sur une
période de temps plus long en régime transitoire, interdisant ainsi généralement au bilan de
s’équilibrer instantanément149. Les valeurs de flux entrant et sortant (entrant : limite nord – 276
et 137 m3/j ; sortant : limite aquifère-lac sud - 232 et 446 m3/j) sont toutefois cohérentes avec
les valeurs estimées dans la partie 4.4.2 (entrant : 330 m3/j (120’000 m3/an) ; sortant : 410 m3/j
(150’000 m3/an)). Les valeurs réelles de ces flux sont donc très probablement comprises entre
les deux scénarios de base proposés dans la présente étude. Ces valeurs de flux entrant et
sortant seront utilisées pour comparaison avec les résultats des simulations urbaines,
notamment avec le scénario à recharge effective nulle (cf. supra).
Tableau 4.5 : Bilans hydriques calculés pour les deux scénarios de base simulés avec le MEF de la Maladière
149
Ce processus est flagrant en comparant les bilans hors-pompage et en pompage. Dans ce dernier scénario,
l’extraction d’eau au puits, opérée de manière instantanée, ne peut pas être équilibrée à l’échelle de l’aquifère dans
l’intervalle de temps t où le bilan est calculé.
116
4.4.4. Aquifère de la Maladière : modèle urbain et résultats des simulations associées (avec
éléments urbains)
4.4.4.1. MEF urbain de la Maladière : paramètres associés (recharge effective
hétérogène, conditions de transfert, etc.)
La succession de simulations dites « urbaines »150, donc intégrant les éléments urbains recensés
dans la section 4.3, a été effectuée avec un MEF de base identique à celui décrit dans le
paragraphe précédent. Les nouveaux paramètres intégrés dans le MEF urbain de la Maladière
sont ainsi les suivants :
 Recharge effective hétérogène (= effet des surfaces imperméables ; v. partie 4.3.1).

 Conditions aux limites de transfert (CLT ; 3ème type – Cauchy) avec un panel de
coefficients de transferts corrigés (= effet des conduites souterraines ; v. partie 4.3.2).
 Modification du toit de l’aquifère modélisé (= effet des fondations de bâtiments ; v. partie
4.3.3).
Les figures 4.9 et 4.10 présentent ces paramètres pour le MEF de la Maladière.
Les nœuds du maillage MEF au droit des conduites souterraines recensées sur le site de la
Maladière151 ont donc été associés à une CLT (fig. 4.9a). Pour ces CLT, trois valeurs
différentes de coefficients de transfert corrigé (fig. 4.9b) ont été associées à chaque simulation
avec conduites. Ces valeurs de coefficient sont fonction de trois types principaux de conduites
souterraines, qui ont été définis pour le MEF de la Maladière selon les critères (couplés) de
diamètre, matériau et âge de la conduite. Les trois types de conduites ainsi définis sont les
suivants152 :
 Type 1 : conduites de grande taille (diamètre > 0.6 m), en ciment ou en béton. Etat variable
mais fissuration fréquente. Age ancien (> 15 ans).
 Type 2 : conduites de moyenne/petite taille (diamètre entre 0.15 et 0.6 m), en ciment ou en
béton. Fissuration fréquente. Age ancien ou récent (< 15 ans)153.
 Type 3 : conduites de moyenne/petite taille en PVC. Fissuration peu fréquente. Age récent.
D’après le développement mathématique présenté au paragraphe § 4.3.2.2, les coefficients de

transferts sont directement dépendants de la fréquence/ouverture des fissures le long de la
conduite (afin de déterminer une conductivité hydraulique équivalente du matériau de conduite
fissuré), et ne sont donc pas directement dépendants du matériau de la conduite. Néanmoins,
celui-ci est tout de même pris en compte de façon indirecte pour déterminer le type de conduite
dans le MEF, le type et la fréquence de fissuration d’une conduite étant une généralement
dépendant du matériau (les conduites en ciment ou terre cuite sont en règle générale moins
résistance à tout type de déformation ou contrainte externe que les conduites en PVC).
L’annexe IV-7 présente les calculs de conductivité hydraulique équivalente Kp et de
150
Donc en variant à chaque reprise tout ou partie des paramètres dits urbains.
151
La localisation des conduites souterraines à été obtenue à l’aide du plan général d’évacuation des eaux (PGEE)
de la Ville de Neuchâtel.
152
En considérant ici uniquement l’aspect hydrodynamique des conduites, celles-ci non pas été différenciées selon
qu’elles soient pour les eaux pluviales/claires (EC) ou pour les eaux usées (EU).
153
Les mesures du PGEE (accepté en 2006), n’ont pas encore été mise en œuvre (2010) dans le quartier de la
Maladière.
117
Chapitre 4
coefficients de transfert corrigé pour les conduites du MEF de la Maladière. A noter encore
que les coefficients de transfert corrigé ont également été calculés en fonction de l’épaisseur de
l’aquifère (équation 4-16), selon la répartition spatiale présentée dans la figure 4.6.
Fig. 4.9 : Paramètres urbains spécifiques dans le MEF de la Maladière. a) Conditions aux limites (Dirichlet, Cauchy
et puits) ; b) Recharge effective hétérogène et type de conduites souterraines modélisées (pour le calcul des
coefficients de transferts corrigés des CLT)
118
Les valeurs de charges hydrauliques imposées sur les CLT du MEF de la Maladière ont été
définies comme égales à l’altitude du radier des conduites souterraines154 (données d’altitude
obtenues par le PGEE de la Ville de Neuchâtel - les altitudes du radier ont été interpolées et
regroupées en classes au moyen d’un logiciel SIG).
A l’aide de données SIG (en provenance du cadastre municipal) contenant les couches
d’information (polygones) de couverture du sol155 et bâtiments, les zones de recharge effective
(terme source Q ) nulle et non-nulle ont été délimitées spatialement dans le logiciel FEFLOW
(fig. 4.9b). Ce paramètre n’est pas variable dans le temps (pendant la durée d’une simulation),
mais sa valeur a été modifiée lors des simulations urbaines successives (de 1.6 mm/j à 25 mm/j
sous les surfaces vertes).
L’intégration des fondations de bâtiments dans le MEF de la Maladière, par abaissement local
du toit (= surface topographique) de l’aquifère modélisé, a été effectuée selon la démarche
proposée dans la partie 4.3.3 (- 10 m au droit du stade de la Maladière ; - 4 m au droit des
autres bâtiments du quartier). La figure 4.10 présente la géométrie du toit du MEF de la
Maladière lors de l’intégration des fondations.
Fig. 4.10 : Intégration des fondations de bâtiments dans le MEF de la Maladière (simulations urbaines spécifiques) :
toit de l’aquifère modélisé (m.s.m)
Cette géométrie n’a toutefois pas été utilisée dans les premières séries de simulations urbaines,
qui intègrent seulement, elles, la recharge effective hétérogène et les conduites souterraines.
154
En supposant donc un contact hydraulique continu entre la CLT et le niveau saturé de l’aquifère (pas de calculs
de flux en zone non-saturée dans les MEF de la Maladière) ; § 4.3.2.1. Et d’autre part en supposant également que
les conduites contiennent toujours un niveau d’eau non-nul.
155
Entre autres : routes et zones d’accès, surfaces bétonnées, parcs et jardins, forêts, étendues d’eau.
119
Chapitre 4
4.4.4.2. Résultats des simulations urbaines successives (avec éléments urbains) – régime
« pseudo-permanent »
Bien que toutes les simulations avec le modèle de la Maladière aient été effectuées en régime
transitoire, les résultats de simulations urbaines présentés dans ce paragraphe le sont à temps
de simulation ts fixé. Ce qui équivaut à présenter ces résultats sous une forme « pseudo-
permanente ». Les résultats des simulations urbaines en régime transitoire réel, sous forme de
séries temporelles de piézomètres proches des conduites souterraines modélisées en CLT, sont
présentés dans le paragraphe 4.4.4.3.
Recharge effective hétérogène
Les simulations urbaines ont été effectuées avec des valeurs de recharge effective hétérogène
croissantes de 1.6, 3, 5, 8 et 10 mm/j (répartition spatiale hétérogène du terme-source Q selon
fig. 4.9b). Les résultats pour deux de ces simulations (recharge effective = 1.6 mm/j et 10
mm/j) sont présentés dans les figures 4.11 (temps de simulation ts = 1.55 j) et 4.12 (temps de
simulation ts = 1.9 j).
Les résultats de la simulation avec recharge effective hétérogène de 1.6 mm/j montrent peu de
différences avec les cartes présentées dans les figures 4.7 et 4.8, particulièrement pour ce qui
est de la configuration générale des écoulements souterrains, la zone de capture du puits et les
isochrones associés.
Les résultats de la simulation avec recharge effective hétérogène de 10 mm/j (événement

pluvieux extrême) montrent des différences plus marquées, notamment pour la partie
occidentale du modèle, où les charges hydrauliques et les flux de Darcy sont globalement plus
élevés. Ce qui induit également une extension de la zone de capture du puits vers le nord-ouest
et une déflection des lignes de flux dans la zone sud-ouest de l’aquifère modélisé. Pour toutes
les simulations, les temps de résidence de l’eau souterraine sont par contre identiques (entre
200 et 300 jours) à ceux calculés dans les simulations de base à recharge homogène.
Les différences entre les valeurs nodales de charges hydrauliques et flux de Darcy pour les
simulations à recharge effective hétérogène (et autres simulations urbaines, cf. infra) et celles
des simulations de base ont été calculées selon la systématique suivante (valable pour chaque
scénario de simulation) :
 Différences nodales de charges hydrauliques (en m ; niveau de la surface

piézométrique en modèle non-confiné) avec la simulation de base à recharge nulle :
ΔHR0
 Différences nodales de flux de Darcy (m2/j) avec la simulation de base à recharge
nulle : ΔqR0
 Différences nodales de charges hydrauliques (m) avec la simulation de base à recharge
homogène Q = 1.6 mm/j : ΔHRh
homogène Q = 1.6 mm/j : ΔqRh
120
Fig. 4.11 : Résultats des simulations urbaines (à ts = 1.55 j) avec un terme source hétérogène Q = 1.6 mm/j. a)
charges hydrauliques (m), zone de capture du puits OWN et « particle tracking » pour le puits et les points
d’observations (avec valeurs d’isochrones) ; b) vitesses de Darcy absolues, intégrées sur l’épaisseur (m2/j)
121
Chapitre 4
Fig. 4.12 : Résultats des simulations (à ts = 1.90 j) avec un terme source hétérogène Q = 10 mm/j. a) charges
hydrauliques (m), zone de capture du puits OWN et « particle tracking » pour le puits et les points d’observations
(avec valeurs d’isochrones) ; b) vitesses de Darcy absolues, intégrées sur l’épaisseur (m2/j)
122
La figure 4.13 montre les cartes de ΔHR0 pour chaque valeur de recharge effective
hétérogène156.
Comme esquissé précédemment, le maximum de ΔHR0 est localisé dans la partie occidentale de
l’aquifère modélisé, zone où la densité de surfaces non-imperméables est la plus forte. Les
ΔHR0 sont toutefois faibles (au maximum +0.3 m pour les simulations à 1.6 et 3 mm/j) et
peuvent donc être considérées comme négligeables pour des valeurs de recharge effective
hétérogène inférieures à 5 mm/j157, ce qui équivaut dans ce modèle à une pluviométrie de 9
mm/j (55% d’infiltration effective), événement de fortes pluies, de fréquence mensuelle au
maximum.
Cette observation est confirmée sur les courbes cumulatives de ΔHR0 - ΔHRh (fig. 4.14a) et ΔqR0
- ΔqRh (fig. 4.14b). Pour ce qui est de ΔHR0, 90% des valeurs sont comprises entre -0.1 m et
+0.05 m pour les simulations à recharge effective hétérogène de 1.6 et 3 mm/j. Pour ΔqR0, la
répartition des différences est sensiblement la même, avec 85% des valeurs comprises entre -
0.15 m2/j (-0.012 m/j) et +0.1 m2/j (+0.008 m/j) (fig. 4.14b). Pour ΔHRh, pour toutes les
simulations à recharge hétérogène < 25 mm/j, les différences sont toutes négatives et
comprises à 95% dans l’intervalle -0.5 m et 0 m. De façon générale, seule la simulation avec
25 mm/j de recharge effective hétérogène (pluie de 45 mm/j)158 induit des valeurs élevées de
ΔHR0, ΔHRh, ΔqR0 et ΔqRh, ce qui tend à montrer la relativement faible influence de la recharge
hétérogène effective159 sur l’écoulement global de l’eau souterraine dans le MEF de la
Maladière. Cette influence est bien sûr directement dépendante du pourcentage de la surface de
l’aquifère alimenté par recharge effective verticale (sous les surfaces vertes), ici d’environ
30%160.
156
Les cartes de ΔqR0, ΔHRh et ΔqRh sont présentées dans l’annexe IV-8.
157
Cet effet est encore plus marqué pour les valeurs ΔHRh et ΔqRh, où les différences ne deviennent non-négligeables
qu’à partir d’une valeur de 8 mm/j de recharge effective hétérogène (v. annexe IV-8).
158
La probabilité d’occurrence d’un tel scénario est presque nulle. Cette valeur a été intégrée aux simulations
uniquement afin de tester les limites du MEF de la Maladière.
159
Donc postulée ici directe et verticale (la recharge par les conduites et autres éléments urbains n’est pas encore
prises en compte à ce stade de la réflexion).
160
Ce qui est déjà une valeur relativement élevée en milieu urbain dense. En règle générale, le pourcentage de
surfaces vertes dans ce type de milieu est plus fréquemment égal à 15-20%, ou moins (Foster et al. (1999)).
123
Chapitre 4
Fig. 4.13 : Simulations urbaines avec recharge effective hétérogène : cartes de ΔHR0
124
a) b)
Fig. 4.14 : Simulations urbaines avec recharge effective hétérogène : courbes cumulatives des différences avec les
simulations de base à recharge effective homogène Qp = 0 et 1.6 mm/j. a) ΔHR0 - ΔHRh ; b) ΔqR0 et ΔqRh
La figure 4.15 présente les graphiques de relation entre les valeurs de recharge effective
hétérogène et la moyenne pondérée de ΔHR0, ΔHRh, ΔqR0 et ΔqRh. Une relation linéaire est ainsi
observée entre les valeurs de recharge hétérogène et ces moyennes pondérées, calculées par le
modèle161. Une valeur moyenne de ΔHR0 de +1 m (valeurs hors-graphique) correspond alors à
une recharge effective hétérogène de 38.5 mm/j – valeur absurde en climat tempéré continental
- renforçant ainsi la conclusion de faible influence de cette recharge sur l’écoulement
souterrain dans l’aquifère modélisé de la Maladière.
Pour chaque simulation à recharge effective hétérogène, les valeurs de flux sortants (m3/j) des
MEF ont été comparées quantitativement aux valeurs de flux sortants des simulations de base à
recharge homogène (v. tableau 4.5). Le résultat de ces comparaisons est donné en graphiques
dans la figure 4.16. La figure 4.16a montre ainsi qu’une recharge hétérogène162 d’environ 6
mm/j fait doubler le flux sortant par rapport à la simulation de base à recharge nulle. Cette
même valeur de recharge de 6 mm/j induit un flux sortant égal à celui de la simulation de base
à recharge homogène = 1.6 mm/j (fig. 4.16b), et il faut ainsi une recharge de 17 mm/j pour
atteindre une valeur double du flux sortant de la simulation de base à recharge homogène.
161
La prédominance de valeurs négatives pour ΔHRh et ΔqRh est également clairement visible sur la fig. 4.15.
162
Le flux sortant calculé au moyen de cette droite pour une « recharge hétérogène nulle » est de 202 m3/j, contre
232 m3/j pour la simulation de base à recharge homogène nulle (tableau 4.5). Cette différence de 30 m3/j est à
mettre sur le compte des problèmes inhérents aux calculs de bilans en régime transitoire (apparition de déficit ou
excédent instantané d’eau, § 4.4.3.2).
125
Chapitre 4
Fig. 4.15 : Simulations urbaines avec recharge effective hétérogène : graphiques de relation entre les valeurs de
recharge effective hétérogène et les moyennes pondérées (avec écarts-type) des valeurs de ΔHR0 - ΔHRh et ΔqR0 et
ΔqRh
Fig. 4.16 : Simulations urbaines

avec recharge effective
hétérogène : courbes de relation
entre les valeurs de recharge
effective et le ratio flux sortant
du modèle à recharge
hétérogène – flux sortant du
modèle de base à recharge
homogène (selon valeurs des
simulations de base à Qp = 0 et
1.6 mm/j ; v. tableau 4.5)
126
Conditions aux limites de transfert et coefficients de transferts corrigés
Les simulations urbaines incluant les conduites souterraines (sous forme de CLT) ont été
effectuées avec différents panels de coefficients de transfert corrigé . Le tableau 4.6 donne
163
les huit panels de valeurs moyennes de utilisés dans les simulations urbaines pour la
Maladière, pour les 3 types de conduites identifiés sur le site (§ 4.4.4.1).
Tableau 4.6 : Panel de coefficients de transfert corrigé moyens pour les 3 types définis de conduites sur le site du
MEF de la Maladière
La figure 4.17 présente les résultats obtenus (temps de simulation ts = 15.8 j) pour les
simulations avec le panel n°1 de valeurs de . La conduite de type 1 (avec = 0.113 j-1,
équivalent à une conductivité Kp = 2·10-7 m/s pour cette conduite) au nord du modèle (le long
du stade de la Maladière, de direction ENE-WSW) induit de notables perturbations dans
l’écoulement général de l’eau dans le modèle. La zone de capture du puits OWN est ainsi
fortement défléchie vers l’ouest et se termine en amont au contact de la conduite mentionnée
(et non plus, comme dans les simulations précédentes, à la limite amont du modèle). Le flux
d’eau souterraine augmente le long du contact aval avec cette conduite, notamment dans le
secteur du puits, ce qui provoque un accroissement général de la vitesse d’écoulement de l’eau
souterraine dans ce secteur (isochrones plus espacées). Exemple de la forte influence de cette
conduite de type 1164, une zone particulièrement conductrice de cette canalisation, au coin
nord-est du stade de la Maladière, induit un dôme piézométrique local qui inverse le gradient
hydraulique dans cette zone et provoque ainsi une divergence locale des lignes de flux en
direction de la limite amont du modèle165.
Pour le panel n°1 de coefficients , les types 2 et 3 de conduites n’induisent pratiquement

pas de perturbations de l’écoulement, excepté une très légère dépression de charge hydraulique
causée par la présence de deux conduites de type 2 dans la partie avale proche du lac, au sud-
163
La valeur maximale de coefficient de transfert est donnée dans le tableau 4.6, puisque, comme mentionné,
ce coefficient est de plus fonction localement de l’épaisseur de l’aquifère (paramètre externe à la conduite).
164
L’influence de cette conduite (collecteur principal d’eaux usées) sur l’eau de l’aquifère a également été
démontrée par les analyses chimiques des eaux souterraines effectuées dans le quartier de la Maladière, notamment
au nord du stade de la Maladière (cf. annexe IV-9) : piézomètres CMM3 et CMM5 (eau anoxique) : concentrations
en Cl, Na, NH4 et PO4 très élevées ; E. Coli > 1800 col/100ml. Piézomètre CMM2 (proche de la conduite d’eaux
usées de type 1) : concentrations en Cl, Na, NH4 moins élevées, mais E. Coli > 3000 col/100ml.
165
Le même phénomène se produit à l’extrémité nord-est du modèle.
127
Chapitre 4
est du stade de la Maladière. Dépression qui ne provoque toutefois pas de modification notable
du flux de l’eau dans cette zone.
Fig. 4.17 : Résultats des simulations urbaines (ts = 15.8 j ; en pompage) avec présence de conduites souterraines et
coefficients de transfert corrigé selon panel n°1 (tableau 4.6). a) charges hydrauliques (m), zone de capture du puits
OWN et « particle tracking » pour le puits et les points d’observations (avec valeurs d’isochrones) ; b) vitesses de
Darcy absolues, intégrées sur l’épaisseur (m2/j)
128
Les valeurs de ΔHR0 et ΔqR0 ont été calculées avec les simulations à conduites
souterraines/CLT pour chaque panel de . La figure 4.18 montre les cartes de ΔHR0166 pour
chaque panel de . Les valeurs de ΔHR0 peuvent être considérées comme globalement faibles
pour les panels de n°2 (ratio au panel 1 = 0.1), 3 (ratio = 0.2) et 4 (ratio = 0.5), l’influence
de la conduite de type 1 étant toutefois déjà décelable dans le panel n°4. ΔHR0 ne devient ainsi
significatif qu’à partir du panel n°1 (ratio = 1), où les conduites de type 2 commencent à
induire des perturbations dans l’organisation des lignes de flux (cf. supra). Les panels suivants
de (n°5 (ratio = 2), 6 (ratio = 10), 7 (ratio = 50) et 8 (ratio = 100)) génèrent quant à eux de
fortes perturbations dans le schéma général d’écoulement dans l’aquifère de la Maladière,
notamment un important bombement des charges hydrauliques dans la partie occidentale du
modèle et l’approfondissement de la dépression susmentionnée au sud-est du stade167.
La figure 4.19 présente les courbes cumulatives de valeurs de ΔHR0 - ΔqR0 et la figure 4.20 la
relation entre les valeurs de coefficient de transfert corrigé maximum (conduite de type
1) et les moyennes pondérées de ΔHR0 - ΔqR0. Sans surprise, les valeurs de ΔHR0 montrent ainsi
une forte dispersion autour de la valeur 0 (fig. 4.19 ; se référer à la fig. 4.18 pour la répartition
spatiale de ΔHR0). Avec des valeurs élevées de coefficients (panels n°6 à 8), cette
dispersion est alors très prononcée, 30% des valeurs de ΔHR0 étant inférieures à 0 et 20% de
valeurs supérieures à +1.25 m (valeurs très élevées pour un aquifère non-confiné du type de
celui de la Maladière). Les valeurs de ΔqR0 (fig. 4.19), quant à elles, montrent un pourcentage
majoritaire (au minimum 80 %) de valeurs positives pour tous les panels de , avec des
valeurs maximum approchant +2 m2/j (+0.2 m/j pour une épaisseur saturée moyenne de 12 m)
pour les simulations avec panels de coefficients n°7 (18% des valeurs) et n°8 (40% des
valeurs). La simulation avec le panel de coefficient n°1 ( = 0.113 j-1) donne des
valeurs de ΔHR0 et ΔqR0 modestes : 80% des valeurs de ΔHR0 sont comprises entre 0 m et +0.5
m, et aucune valeur de ΔqR0 ne dépasse +0.5 m2/j (+0.04 m/j).
L’augmentation des valeurs de ΔqR0 avec l’accroissement du coefficient est observable

-1 -4 -1
sur la figure 4.20, une valeur de 11.3 j (113000·10 j ; ce qui équivaut à une conductivité
équivalente Kp = 2·10-5 m/s pour la conduite de type 1) induit ainsi une augmentation globale
de flux de 1.20 ±1.05 m2/j (0.1 ±0.087 m/j). Une variabilité croissante des valeurs de ΔHR0 et
ΔqR0 est également observable lors de l’augmentation de (écarts-type croissants),
conséquence du bossellement piézométrique sectoriel dans l’aquifère modélisé (cf. supra ; fig.
4.18)168. Les courbes présentées dans les figures 4.19 et 4.20 montrent ainsi déjà que la
perturbation globale de l’écoulement dans l’aquifère modélisé de la Maladière, causée par
l’intégration de conduites souterraines en CLT, peut être considérée comme négligeable pour
des valeurs de coefficients de transfert corrigé inférieures à 0.01 j-1 (100·10-4 j-1). Nous
reviendrons par la suite sur les valeurs de et leur signification hydrogéologique et
hydrodynamique.
166
Les cartes de ΔqR0 sont données dans l’annexe IV-10. Les différences de charges et flux pour les simulations
avec CLT n’ont toutefois été calculées qu’avec le modèle de base à recharge nulle.
167
Les scénarios avec panels de coefficients 5 à 8 ne sont évidemment pas réalistes. Ils ont pour unique vocation de
tester la réactivité du modèle aux changements de paramètres (cf. infra).
168
A noter aussi la stabilisation des valeurs moyennes de ΔHR0 à partir d’une valeur de = 10000·10-4 j-1,
conséquence de la dispersion toujours plus grande des valeurs autour de 0 (cf. supra). Une distribution bi-modale
des valeurs de ΔHR0 est ainsi observée dans l’histogramme des différences des panels n° 7 et 8.
129
Chapitre 4
Fig. 4.18 : Simulations urbaines avec conduites souterraines/CLT : cartes de ΔHR0
130
Fig. 4.19 : Simulations

urbaines avec conduites
souterraines / CLT : courbes
cumulatives des valeurs de
ΔHR0 et ΔqR0
Fig. 4.20 : Simulations urbaines

avec conduites souterraines /
CLT : graphiques semi-log de
relation entre les valeurs de
coefficient de transfert corrigé
maximum (conduite type
1) et les moyennes pondérées
(avec écarts-type) des valeurs de
ΔHR0 et ΔqR0
131
Chapitre 4
Les courbes présentées sur la figure 4.21 mettent en relation les différents flux sortants et
entrants calculés aux limites du modèle, pour chaque valeur de coefficient . Les courbes
3
I et II montrent les flux (m /j) sortant et entrant et leur ratio, pour les CLT du MEF de la
Maladière. Au-delà d’une prévisible augmentation de ces flux avec l’accroissement du
coefficient appliqué aux CLT, un équilibre se forme progressivement entre les deux
flux, à partir de la valeur de coefficient = 1 j-1 (10000·10-4 j-1). Le ratio de ces deux flux
(courbe II) se stabilise autour d’une valeur de 1. Ce processus est intimement lié à la géométrie
même du MEF, où la plupart des conduites souterraines/CLT de type 2 (et type 3, leur
influence étant toutefois négligeable excepté pour le panel de coefficient n°8) sont
localisées dans la partie avale du modèle, et dont l’altitude du radier est souvent inférieure à
celle du niveau piézométrique. Il s’ensuit que ces conduites deviennent infiltrantes (agissent
comme drains, d’où l’augmentation progressive du flux sortant du modèle aux CLT) à partir
déjà du panel de coefficient n°5 ( = 2260·10-4 j-1). Avec des valeurs élevées de ,
ces mêmes conduites infiltrantes, par la forte dépression piézométriques qu’elles créent au sud-
est du stade (cf. supra), provoquent une inversion du gradient hydraulique le long de la limite
avale du modèle (limite sud avec le lac ; écoulement contraint par une condition aux limites de
type Dirichlet – charge hydraulique fixe imposée à 429.24 m), ce qui s’observe sur les courbes
III par l’augmentation du flux entrant dans le modèle sur cette limite169. Enfin, le ratio flux
total sortant / flux sortant du modèle de base à recharge effective nulle (tableau 4.5) est
présenté sur la courbe IV. Ce ratio reste ainsi proche de 1 pour les valeurs de
inférieures à 0.1 j-1 (1000·10-4 j-1), ce qui confirme le fait que les perturbations
hydrogéologiques induites par les conduites souterraines/CLT sont négligeables au-dessous de
cette valeur de (et peuvent être considérées comme quasi-nulle en dessous de 0.01 j-1 ; cf.
supra). Ledit ratio passe au-dessus de la valeur 10 pour les panels de n°6, 7 et 8, mettant
ainsi en lumière l’aspect peu réaliste de ces valeurs élevées de coefficient 170.
Une série de simulations urbaines a été effectuée avec une version 3-D du MEF de la
Maladière (1 couche aquifère non-confiné homogène, 2 interfaces – mur et toit de l’aquifère),
avec les mêmes paramètres hydrodynamiques et de CLT que le MEF 2-D originel171, afin de
caractériser le rôle du facteur de correction géométrique (2-D/3-D) Λ (§ 4.3.2.2 ; équations 4-
15a et 4-15b) dans les calculs de flux au droit des CLT. A cet effet, la figure 4.22 présente les
courbes de relations entre les flux sortants et entrants calculés aux CLT des deux types de
MEF pour chaque valeur de coefficient .
169
Ce phénomène n’est évidemment pas réaliste. Il impliquerait que l’eau du lac soit drainée de façon permanente
par ces conduites à travers l’interface aquifère-lac. Le flux entrant sur cette interface est vraisemblablement nul la
plus grande partie de l’année (excepté lors d’éventuelles montées rapides et éphémères du niveau du lac, qui
pourraient provoquer temporairement une inversion du gradient hydraulique, et ainsi l’infiltration de l’eau du lac
dans l’aquifère de la Maladière).
170
D’un point de vue hydrodynamique, des coefficients de transfert élevés augmentent les flux entrants dans le
modèle depuis les CLT, ce qui, pour équilibrer le bilan hydraulique, augmente mécaniquement l’ensemble des flux
entrants et sortants des autres limites du modèle.
171
La seule différence notable est la localisation des CLT sur l’interface supérieure uniquement (toit de l’aquifère ;
les CLT montrent la même configuration spatiale en plan que sur la fig. 4.6). Pour une brève description du modèle
de la Maladière en 3-D, se référer à l’annexe IV-11.
132
Fig. 4.21 : Simulations urbaines avec conduites souterraines/CLT : courbes log-log et semi-log de relation entre les
valeurs de coefficient de transfert corrigé maximum (conduite type 1) et les flux entrant/sortant modélisés. I)
Flux totaux sur CLT (m3/j) ; II) Ratio flux sortant / flux entrant sur CLT (-) ; III) Flux totaux sur limite avale du
modèle (conditions aux limites de type Dirichlet (charge imposée) ; v. § 4.4.3.1) (m3/j) ; IV) Ratio flux total sortant
/ flux sortant modèle de base à recharge nulle (valeurs du tableau 4.5).
Les flux sortants et entrants se stabilisent ainsi progressivement autour d’une valeur de 800
m3/j pour le MEF 3-D et 10000 m3/j pour le MEF 2-D (pour une valeur de = 56.5 j-1
(565000·10-4 j-1) ; fig. 4.22a). Les coefficients des droites de corrélation, présentées sur la fig.
4.22b, (11.9 pour flux entrants ; 14.5 pour flux sortants) sont ainsi du même ordre de grandeur
que le facteur de correction Λ, notamment pour les conduites de type 2 et 3 (Λ = 19, pour une
épaisseur d’aquifère de 15 m; v. annexe IV-7), ce qui confirme a posteriori la pertinence de ce
facteur de correction géométrique lors de l’intégration de coefficient de transfert dans les
modèles, et les calculs de flux qui y sont associés.
133
Chapitre 4
Fig. 4.22 : Simulations urbaines avec recharge effective hétérogène : a) courbes log-log de relation entre les valeurs
de coefficient de transfert corrigé maximum (conduite type 1) et les flux totaux 2-D et 3-D sur CLT (m3/j) ;
b) Droites de corrélation entre les valeurs de flux entrants 2-D – 3-D et flux sortants 2-D – 3-D172
De façon générale, il ressort des résultats des simulations urbaines avec conduites
souterraines/CLT le rôle très important du coefficient de transfert corrigé dans les
perturbations de l’écoulement souterrain pour le MEF de la Maladière. Une valeur charnière de
= 0.01 j-1 (100·10-4 j-1), qui équivaut à une conductivité équivalente de conduite Kp = 2·10-8
m/s, peut ainsi être définie, au-dessous de laquelle les perturbations calculées dans le MEF de
la Maladière sont considérées comme négligeables aux échelles d’espace et de temps des flux
souterrains dans l’aquifère de la Maladière.
Cette valeur doit toutefois être uniquement prise comme ordre de grandeur, en raison des
hypothèses de travail sur lesquelles ont été basés les calculs présentés ci-dessus. Ces
hypothèses sont au nombre de quatre :
 Dans les simulations avec FEFLOW, un contact hydraulique continu est postulé entre
l’aquifère saturé et la conduite souterraine/limite de transfert (CLT). Contact uniquement
modulé par la valeur du coefficient de transfert sur la CLT (il n’y a donc pas de matériel
non-saturé entre la CLT et le niveau d’eau modélisé). En réalité, il est fréquent qu’une
conduite soit localisée hors zone-saturée : dans le cas d’une simulation en milieu saturé
(comme pour le modèle de la Maladière), le coefficient de transfert doit être interprété
172
Remarque : la fig. 4.22 présente les résultats pour un panel de plus ( = 565’000 ·10-4 j-1). Panel qui n’a été
utilisé que pour les comparaisons entre modèle 2-D et 3-D.
134
comme une conductivité équivalente de conduite additionnée du matériel non-saturé

environnant cette conduite.
 Les conduites souterraines/CLT dans ces modèles montrent toujours un niveau d’eau non-
nul en conduite (= charge hydraulique imposée sur CLT). Dans la réalité, excepté pour les
collecteurs principaux de réseaux d’eaux usées (et pour les conduites d’adduction d’eau
potable ; les niveaux d’eau en réseaux d’eaux claires sont évidemment tributaires de la
pluviométrie), le niveau d’eau de la majeure partie des conduites souterraines est
extrêmement variable. Au-delà de l’image instantanée, « statique », que donnent les
résultats des modèles présentés ci-dessus, l’influence hydrodynamique d’une conduite est
donc variable dans le temps (v. § 4.4.4.3).
 Les conduites modélisées sont considérées comme étant exfiltrantes/infiltrantes sur toute
leur longueur (= localisation des CLT). Les coefficients de transfert, directement liés à la
conductivité Kp de la conduite, sont ainsi considérés comme une valeur globale (« bulk
value »), statistique, pour chaque type de conduite. En réalité, l’essentiel du transfert d’eau
à l’interface conduite-aquifère se fait ponctuellement, au droit des fissures, défauts et
jointures. Faute souvent de données, ou par souci de simplification des modèles
numériques, ces zones de détérioration ne sont ainsi pas précisément localisées, ce qui peut
conduire à des erreurs en cas d’interprétation détaillée des perturbations modélisées.
 Dans les simulations présentées ici, par souci de simplification, les coefficients de transfert
ont été postulés égaux pour les flux infiltrés et exfiltrés ( = ; équ. 4.9). Il
évidemment très difficile de se prononcer sur la pertinence de ce postulat. C’est toutefois
un élément à garder à l’esprit pour la suite de la réflexion (se référer notamment à Rutsch
(2007) pour une discussion détaillée de ce problème).
En prenant ces éléments en compte, le coefficient de transfert doit ainsi être plutôt considéré
comme un paramètre hydrodynamique global lié à un aquifère urbain donné (contenant bien
entendu des conduites souterraines), et non comme un identifiant individuel de chaque
conduite souterraine, pour laquelle une caractérisation hydrodynamique précise et une étude
d’impact propre sont plus adaptées (études ponctuelles). D’autre part, à coefficient de transfert
donné, les résultats présentés ci-dessus doivent ainsi être compris comme des perturbations
hydrodynamiques potentielles maximales de l’écoulement, et non comme des scénarios de
perturbation moyenne.
Ces nombreuses hypothèses expliquent également les différences notables entre les valeurs de
utilisées dans les présents modèles, et les valeurs des facteurs de perte de la littérature
(tableau 4.2). La valeur-charnière173 de = 1.6·10-6 s-1 est ainsi 2 ordres de grandeurs plus
faible que les valeurs moyennes de la littérature. Seule la valeur obtenue en laboratoire par
Vollertsen et al. (2003) (= 7·10-5 s-1) est du même ordre de grandeur. Toutefois, deux points
importants, en sus des hypothèses susmentionnées, doivent être mentionnés pour expliquer ces
différences :
173
En 3-D, donc après annulation du facteur de correction géométrique Λ. Selon les droites de corrélation de la
figure 4.22, les valeurs de ont été ainsi multipliées par un coefficient de 14.5 pour obtenir la valeur de 3-D.
La valeur-charnière 3-D correspondant donc ici à la valeur corrigée 2-D = 0.01 j-1 = 1.2·10-7 s-1.
135
Chapitre 4
 Les valeurs de de la littérature montrent elles-mêmes une extrême variabilité, presque

six ordres de grandeur entre les valeurs minimales et maximales.
 Ces valeurs de ont été obtenues par des méthodes très différentes (essais en laboratoire
ou sur le terrain), et donc à des échelles spatio-temporelles très variables. La plus grande
partie de ces valeurs ont toutefois été extrapolées à l’échelle de bassins versants urbains,
donc doivent être considérés comme des valeurs globales de facteur de perte / coefficient
de transfert174 pour les conduites souterraines d’une zone urbaine. Et de même, ne doivent
donc pas être utilisées comme identifiants individuels de chaque conduite)175.
Modification du toit de l’aquifère modélisé
Des simulations 2-D intégrant les effets des fondations de bâtiments (modification du toit de
l’aquifère modélisé) ont été réalisés avec le MEF urbain de la Maladière et avec écoulement à
surface libre contraint (partie 4.3.3 et § 4.4.4.1)176. Des simulations avec fondations de
bâtiments ont également été effectuées en incluant les conduites souterraines (CLT) avec le
panel n°1 de coefficients . Enfin, à titre de comparaison, pour les bilans hydriques, une
simulation 3-D177 a également été effectuée avec la même géométrie modifiée du toit de
l’aquifère (interface supérieure).
La figure 4.23 présente les résultats de simulations 2-D avec effets des fondations (fig. 4.23a)
ainsi que les résultats de simulations avec fondations et conduites souterraines (fig. 4.23b).
Les cartes piézométriques ainsi obtenues montrent une dépression très importante, créée par le
stade de la Maladière (10 m de fondations en profondeur ; trois étages souterrains). Les autres
bâtiments (4 m de profondeur) n’induisant pratiquement pas de perturbations des écoulements
souterrains dans l’aquifère modélisé de la Maladière. L’ampleur des perturbations est encore
accentuée en cas de présence de conduites souterraines (fig. 4.23b). La dépression induit une
inversion complète du gradient hydraulique entre le lac et le complexe de la Maladière,
provoquant ainsi un influx d’eau du lac dans l’aquifère modélisé (moyenne à 2050 m3/j sur la
limite sud du MEF). L’eau retirée du modèle dans la dépression induit mécaniquement une
augmentation des flux aux bordures pour équilibrer le bilan hydrique, expliquant ainsi cette
valeur, dix fois plus élevée que les flux sortants du modèle de base (tableau 4.5).
D’autre part, les rabattements calculés au puits OWN sont trois fois plus grands que pour les
autres simulations (15 m, contre en moyenne 5 m pour les simulations sans fondations), effet
de l’amincissement de l’aquifère sous le stade, à proximité du puits (diminution corrélative des
transmissivités hydrauliques calculées par le logiciel). Pour toutes ces simulations avec
fondations, le débit moyen sortant de la zone d’emprise du stade de la Maladière (Qexf)178 a été
174
Bien que la terminologie soit différente entre la présente étude et la littérature (coefficient de transfert vs facteur
de perte), l’identification de ces deux termes est faite ici (décrivant la même hydrodynamique pour les conduites).
175
A noter que toutes les remarques et hypothèses liées aux coefficients s’appliqueront aussi aux simulations
dans le MEF de CHYNcity (section 4.5).
176
Et avec recharge effective hétérogène Q = 1.6 mm/j.
177
Cf. annexe IV-11.
178
Valeurs de débits obtenues par calculs du bilan hydrique « localisé » sur la zone d’emprise du bâtiment de la
Maladière : moyenne simulations 2-D sans conduites : Qexf = 2700 m3/j ; moyenne simulations 2-D avec conduites :
Qexf = 3400 m3/j ; moyenne simulations 3-D sans conduites : Qexf = 2310 m3/j.
136
calculé à 2800 ± 550 m3/j, ce qui équivaut à un flux unitaire de 0.1 ± 0.02 m/j sur la surface de
l’emprise en sous-sol de ce bâtiment179.
Fig. 4.23 : Résultats des simulations urbaines avec modifications du toit de l’aquifère (effet des fondations de
bâtiments), charges hydrauliques (m), zone de capture du puits OWN, « particle tracking » pour le puits et les points
d’observations (avec valeurs d’isochrones) et vitesses de Darcy absolues, intégrées sur l’épaisseur (m2/j). a) sans
conduites souterraines (ts = 7.7 j ; en pompage) ; b) avec conduites souterraines (coefficients de transfert corrigé
selon panel n°1) (ts = 7.0 j ; en pompage)
Un tel scénario, où les fondations de bâtiments sont considérées comme étant complètement
perméables à l’écoulement de l’eau souterraine, et donc sous-entendant que l’intégralité du
flux d’eau sortant est évacué par pompage/drainage, est évidemment irréaliste dans le cas de
du complexe de la Maladière. Le sous-sol réel du bâtiment de la Maladière est complètement
étanchéifié, les flux résiduels étant drainés hors du sous-sol. Ce scénario permet cependant de
montrer l’effet qu’induirait un tel bâtiment, drainé sur trois étages en sous-sol.
4.4.4.3. Impact des conduites souterraines (modélisées en CLT) : séries temporelles en

régime transitoire
La dynamique temporelle de l’impact sur les flux souterrains des conduites, modélisées au
moyen de CLT (avec panel de coefficients de transfert corrigés ), a également été
caractérisée. Les séries temporelles de charges hydrauliques pour les piézomètres proches du
179
Surface de l’emprise du bâtiment : env. 26’000 m2 (périmètre = 600 m ; profondeur modélisée = 10 m ; aire du
fond = 20’000 m2).
137
Chapitre 4
tronçon de conduite de type 1 (fig. 4.9)180 sont montrées en figure 4.24 (localisation des
piézomètres en fig. 4.24b).
a)
b)
Fig. 4.24 : Séries temporelles

de charges hydrauliques pour
les piézomètres de l’aquifère
de la Maladière situés à
proximité du tronçon de
conduite souterraine de type 1
(avec valeurs de ). a)
séries temporelles ; b)
localisation des piézomètres
180
Aux valeurs faibles et moyennes de , l’influence des conduites de types 2 et 3 n’est pas décelable, raison pour
laquelle les résultats des autres piézomètres ne sont pas montrés ici.
138
Ces courbes montrent ainsi la variation des charges hydrauliques de l’aquifère à proximité
d’une conduite suite à l’adjonction d’une CLT associée à t = 0, pour chaque valeur de
donnée. L’augmentation de charge hydraulique calculée est rapide181 : les valeurs maximum
sont atteintes en 0.2 j (5h), excepté pour le piézomètre S5, dont la dynamique est plus lente
(maximum atteint après 1.5 j), mais cette augmentation est faiblement influencée par la valeur
de . La valeur de a par contre un effet direct sur l’amplitude de variation de charge, cette
amplitude étant toutefois limitée par la valeur maximale de charge, égale à la charge imposée
sur les CLT à proximité : 432 m en amont du tronçon (vers piézomètre SS5, v. fig. 4.24b), 431
m en aval (vers piézomètre S5). Il est donc important de noter ici que la dynamique temporelle
de variation de charges hydrauliques (et donc de perturbation de l’écoulement souterrain) est
pratiquement indépendante des valeurs de coefficients de transfert associés aux CLT, et
que ces valeurs ont par contre une influence directe sur l’amplitude de ces variations de
charges (ce qui a aussi été observé avec les résultats en régime « pseudo-permanent » des
simulations avec conduites/CLT ; § 4.4.4.2).
4.5. MODÈLE EN ÉLÉMENTS-FINIS 2-D DE CHYNCITY
4.5.1. CHYNcity : contexte urbain et hydrogéologique, modèle conceptuel et MEF

(géométrie, limites, paramètres, temporalité)
Le MEF de CHYNcity est un modèle d’aquifère urbain fictif, uniquement destiné à tester des
scénarios urbains similaires à ceux développés pour l’aquifère réel de la Maladière. Le but ici
est de procéder aux mêmes types de simulations (de base et urbaines : qui incluent recharge
hétérogène, conduites souterraines/CLT et fondations de bâtiments) à des échelles d’espace et
de temps beaucoup plus grandes, afin de quantifier l’influence des changements d’échelle sur
les impacts hydrodynamiques des différents éléments urbains.
La ville fictive de CHYNcity présente tous les attributs d’une ville d’importance moyenne :
plusieurs densités d’urbanisation (et imperméabilisation associée des surfaces), réseaux
souterrains d’évacuation des eaux usées et claires, structures diverses en sous-sol (fig. 4.25).
181
Il est à noter que, pour le piézomètre CMM2 (et dans une moindre mesure le piézomètre S5), les charges
hydrauliques diminuent passé la valeur maximale. C’est un effet de la non-stabilisation locale des charges
hydrauliques d’une simulation à l’autre, ce qui provoque un léger rééquilibrage en cours de simulation (diminution
ou augmentation selon les cas). Cet effet est particulièrement prononcé pour le piézomètre CMM2, de par sa
proximité avec le puits OWN - qui induit de brutales et régulières perturbations des niveaux piézométriques de la
zone.
139
Chapitre 4
Fig. 4.25 : Aquifère fictif modélisé de la CHYNcity et caractéristiques urbaines associées
Comme pour l’aquifère de la Maladière, les conduites souterraines ont été classées en 3 types
hydrodynamiques, auquel des panels de coefficients de transfert corrigé ont été associés.
Afin de caractériser l’effet de la recharge hétérogène à cette échelle spatiale, et pour
« simuler » une faible disponibilité de données concernant l’utilisation du sol urbain
(contrairement au MEF de la Maladière), la recharge a été regroupée en zone de valeurs
homogènes, selon la densité d’urbanisation (surfaces d’iso-densité d’urbanisation ; fig.
4.26)182. Les valeurs de recharge effective, par zone d’iso-urbanisation, sont ainsi des fractions
de la valeur maximale Q , assignée uniquement aux surfaces de type 1 (surfaces vertes ou
très peu imperméabilisées), puis selon un ordre décroissant jusqu’aux surfaces de type 5 (forte
urbanisation, imperméabilisation quasi-complète de la surface), où la recharge effective y a été
postulée globalement égale à zéro. A l’instar des coefficients de transfert, ces valeurs ont été
réparties en plusieurs panels de valeurs croissantes, multiples des valeurs de base (tableau 4.7),
et utilisées dans les simulations urbaines successives.
Le système d’aquifères de CHYNcity, bien que fictif, montre toutefois une configuration qui
se veut réaliste : il s’agit d’une vallée de 3 km de large et de 170 m de profondeur en moyenne,
comprenant des formations moyennement perméables de moraines sur ses deux versants, et
siège d’un aquifère alluvial bien perméable en son centre, où coule une rivière vers le « sud »
du modèle (fig. 4.28a). La figure 4.27 présente la géologie, l’hydrogéologie, ainsi que les
éléments hydrologiques du système d’aquifères de CHYNcity.
182
La recharge n’a donc pas été individualisée pour chaque type de parcelle, comme c’était le cas pour le MEF de la
Maladière.
140
Fig. 4.26 : Zone d’iso-densité d’urbanisation homogène, et valeurs de recharge effective associée (avec Q = 1.6
mm/j au droit des surfaces peu ou pas urbanisées (classe I))
Tableau 4.7 : Surfaces d’iso-densité d’urbanisation et panels de valeurs de recharge effectives associées
Le tableau 4.8 présente les paramètres hydrodynamiques du modèle pour les trois formations
aquifères du système hydrogéologique de CHYNcity, montrant des valeurs croissantes de
conductivité, porosité et compressibilité depuis les versants (moraines limono-sableuses)
jusqu’au centre de la vallée (alluvion graveleuse).
141
Chapitre 4
Fig. 4.27 : Hydrogéologie du système d’aquifères fictif modélisés de CHYNcity. La surface piézométrique
représentée a été utilisée comme condition initiale de charge hydraulique pour la simulation de base
Tableau 4.8 : Paramètres hydrodynamiques pour le MEF du système d’aquifères de CHYNcity
Enfin, la figure 4.28 présente le modèle conceptuel (fig. 4.28a), la géométrie et les limites du
MEF (fig. 4.28b et 4.28c).
Le MEF de CHYNcity est un modèle d’écoulement 2-D horizontal non-confiné de 10 km2

environ. Ce MEF contient 150’000 éléments triangulaires d’une taille moyenne d’environ 12
m de côté. L’épaisseur du MEF est variable (fig. 4.28b), passant de 50 m au centre de la vallée,
à 160 m dans les versants, où sont localisées les formations limono-sableuses. Pour des raisons
de simplification, les limites latérales du MEF, ainsi que le mur des trois formations aquifères,
ont été définis en limites à flux nul (imperméables) (fig. 4.28a).
142
a)
b)
143
Chapitre 4
c)
Fig. 4.28 : Modèles conceptuel et géométrie du MEF de CHYNcity. a) Modèle conceptuel des aquifères de la vallée
de CHYNcity ; b) Géométrie du MEF de CHYNcity et conditions aux limites ; c) Epaisseurs du MEF de CHYNcity
Une limite de charge hydraulique imposée (1er type – Dirichlet) a été fixée sur la rivière en
fond de vallée (charges imposées égales à l’altitude du fond de rivière ; interpolation linéaire ;
fig. 4.28c) qui est ainsi la zone unique d’exutoire de l’aquifère modélisé. Les conduites
souterraines ont été modélisées en CLT (3ème type – Cauchy), les charges hydrauliques
imposées sur les limites étant égales aux altitudes des radiers de conduites, toutes postulées 2
m en-dessous de la surface topographique, pour simplifier la procédure. Comme mentionné ci-
dessus, les coefficients de transfert corrigés ont été répartis en panels, selon trois types de
conduites (cf. fig. 4.25). Le tableau 4.9 donne les panels de valeurs de ces coefficients. Enfin,
un puits (4ème type - limite de puits) est également présent dans l’aquifère modélisée, pompant
de façon permanente avec un débit de 200 m3/j (pas de fonction temporelle sur cette limite).
Tableau 4.9 : Panel de coefficients de transfert corrigé maximums pour les 3 types de conduites définis dans le MEF
de CHYNcity
144
Pour les simulations (base et urbaines) en régime transitoire avec le MEF de CHYNcity, les
paramètres temporels et critères de convergence suivants ont été utilisés :
Tableau 4.10 : Paramètres temporels et critères de convergence pour les simulations (base et urbaines) en régime
transitoire pour le MEF de CHYNcity
4.5.2. Résultats des simulations de base (sans éléments urbain)183
Plusieurs simulations en régime transitoire ont été effectuées pour le MEF de CHYNcity de
base (sans CLT ni recharge hétérogène) avec une valeur fixe et homogène de terme-source Q
= 1.6 mm/j. Le résultat final, ici aussi en régime « pseudo-permanent »184, est donné dans la
figure 4.29 (temps de simulation ts = 2100 j).
La configuration générale des flux souterrains dans le MEF de CHYNcity se fait ainsi des
versants vers la rivière (modélisée en limite à charge hydraulique imposée), selon un gradient
hydraulique relativement régulier. Les valeurs de flux sont très homogènes sur l’ensemble du
domaine modélisé (moyenne à 30 m2/j ; flux de Darcy moyen égal à 0.5 m/j pour une épaisseur
saturée moyenne de 60 m), excepté dans la zone au contact amont de la rivière, où les flux
augmentent fortement dans une zone restreinte au contact de la rivière (jusqu’à > 3000 m2/j (>
50 m/j)). Cette augmentation est la conséquence du changement de géométrie de l’aquifère
modélisé dans cette zone (changement abrupt d’épaisseur), provoquant localement une
différence de charge hydraulique élevée entre la charge imposée sur la rivière et les charges
environnantes modélisées dans l’aquifère.
Le puits, quant à lui, ne crée pas de dépression piézométrique notable dans l’aquifère modélisé,
et sa zone de capture185 est relativement étroite. Les isochrones des lignes de flux (depuis les
piézomètres - et le puits, en mode « vers l’arrière ») donnent des temps de résidence compris
entre 700 et 1200 jours pour une particule d’eau entrant dans l’aquifère depuis ses limites
latérales de versant. Pour donner quelques exemples : la vitesse linéaire moyenne de l’eau
souterraine calculée au droit du piézomètre P1 (proche du puits)186 est de 0.9 m/j (pour une
porosité moyenne de 0.15 dans cette formation) ; la vitesse linéaire moyenne de l’eau
souterraine au droit du piézomètre P11 est de 1.1 m/j (pour une porosité moyenne de 0.02).
183
Toutes les techniques de calculs et de mise au point des données géographiques, ainsi que le traitement des
données de simulations étant identiques à ceux effectués pour le MEF de la Maladière, il ne sera pas détaillé plus
avant ces techniques pour le MEF de CHYNcity (se référer à la section 4.4 et aux diverses annexes associées).
184
Remarque valable également pour les simulations suivantes (urbaines).
185
Les zones de capture du puits de CHYNcity aux instant t ont été obtenues selon le même procédé que pour le
MEF de la Maladière. Cf. note 145 et 184.
186
Cf. fig. 4.27 pour la localisation des piézomètres d’observation.
145
Chapitre 4
Exutoire unique de l’écoulement souterrain dans l’aquifère modélisé, la rivière au centre de la

vallée draine 1.07·106 m3/j d’eau, le long de ses deux berges (de longueur totale = 6500 m).
Fig. 4.29 : Résultats des simulations de base pour le MEF de CHYNcity (à ts = 2100 j) avec un terme source
homogène Q = 1.6 mm/j. a) charges hydrauliques (m), zone de capture du puits et « particle tracking » pour le puits
et les points d’observations (avec valeurs d’isochrones) ; b) vitesses de Darcy absolues, intégrées sur l’épaisseur
(m2/j)
146
4.5.3. Résultats des simulations urbaines (avec éléments urbains)
Une série de simulations dites « urbaines a été effectuées avec le MEF de CHYNcity, selon des
panels de valeurs de recharge hétérogène Q et de coefficients de transfert corrigés (pour
les conduites souterraines modélisées en CLT), ainsi qu’en intégrant les modifications du toit
de l’aquifère, afin de simuler l’emprise souterraine des bâtiments.
Comme pour le MEF de la Maladière, les différences entre les valeurs nodales de charges
hydrauliques et flux de Darcy pour les simulations urbaines et celles des simulations de base
ont été calculées selon la systématique suivante (valable pour chaque scénario de simulation,
mais ici uniquement avec le modèle de base à recharge homogène = 1.6 mm/j (fig. 4.29)) :
 Différences nodales de charges hydrauliques (m) avec la simulation de base à recharge

homogène Q = 1.6 mm/j : ΔHRh
homogène Q = 1.6 mm/j : ΔqRh
Ces valeurs de différences nodales seront donc systématiquement utilisées par la suite.
4.5.3.1. Recharge effective hétérogène
Les simulations urbaines ont été effectuées avec des valeurs de recharge effective hétérogène
croissantes (selon la répartition spatiale hétérogène du terme-source Q par zones d’iso-
densité d’urbanisation, fig. 4.26 ; et panels de valeurs de Q du tableau 4.7). La figure 4.30
montre les cartes187 de ΔHRh et ΔqRh pour chaque panel de recharge effective hétérogène
(zonale) pour le MEF de CHYNcity.
L’augmentation des valeurs de ΔHRh est ainsi principalement concentrée vers les bordures
latérales (versants de la vallée) du MEF, où ces valeurs deviennent significatives dès le panel
n°3 de Q (Q = 8 mm/j). Cette forte augmentation de la piézométrie sur les versants est
en partie un artefact du modèle : les limites latérales étant imperméables, l’apport d’eau dans le
modèle par la recharge effective « verticale » simulée est immédiatement compensé,
mécaniquement, par une augmentation de la charge hydraulique dans le MEF, phénomène dont
l’amplitude croît avec l’augmentation de la distance à l’exutoire (ici la rivière au centre de la
vallée). Phénomène également amplifié pas les conductivités hydrauliques plus petites dans les
versants de la vallée qu’en son centre (fig. 4.27)188, et bien sûr par la densité d’urbanisation
plus faible (surfaces d’iso-densité de type 1 et 2 plus nombreuses) à cet endroit qu’au centre du
modèle.
187
La configuration générale des écoulements étant quasi-identique à celles des simulations de base, les cartes de
charges hydrauliques et flux de Darcy ne sont pas présentées dans ce paragraphe.
188
Ces artefacts du modèle n’apparaissent toutefois que pour des valeurs de Q très élevées, pour ne pas dire
irréalistes, ce qui ne porte pas atteinte de façon problématique à l’interprétation des résultats des simulations avec le
MEF de CHYNcity.
147
Chapitre 4
Fig. 4.30 : Simulations urbaines avec panels de recharge effective hétérogène (zonale) : cartes de ΔHRh et ΔqRh
148
L’augmentation des valeurs de ΔqRh est principalement concentrée sur la même zone, qui
montrait déjà des valeurs de flux de Darcy plus importante qu’ailleurs dans le MEF (partie
4.5.2). Pour le panel n°1 de Q , certaines zones de la partie avale de la vallée montre des ΔqRh
négatives, conséquence de la diminution globale de la recharge effective au centre de la vallée
(du fait de l’imperméabilisation des surfaces plus importante ; avec dominance de zones d’iso-
densité d’urbanisation III à V), et ainsi, corrélativement, des flux d’eau dans l’aquifère
modélisé. A l’inverse, pour le panel n°4, des zones de ΔqRh positives apparaissent dans cette
même partie de l’aquifère, du fait d’afflux latéraux importants depuis les versants, qui
contrebalancent le relatif déficit de recharge effective verticale au centre de la vallée.
Les figures 4.31 et 4.32 présentent les courbes cumulatives de ΔHRh et ΔqRh, et les graphiques
de relation entre les valeurs de recharge effective hétérogène Q , et la moyenne pondérée
de ΔHRh et ΔqRh, respectivement.

urbaines avec recharge
effective hétérogène : courbes
cumulatives des différences
avec les simulations de base à
recharge effective homogène
Qp = 1.6 mm/j ; ΔqRh et ΔqRh
149
Chapitre 4

urbaines avec recharge
effective hétérogène :
graphiques de relation entre les
valeurs de recharge effective
hétérogène et les moyennes
pondérées (avec écarts-type)
des valeurs de ΔHRh et ΔqRh
Comme le confirme les courbes et graphiques des fig. 4.31 et 4.32 pour les panels n°1 et 2 de
Q , l’important est de constater ici que pour des valeurs moyennes – basses, (Q = 1.6 –
3.2 mm/j), le modèle d’écoulement ne présente pas de différences importantes avec les
résultats des simulations de base. Les ΔHRh sont comprises entre -4 m et +1 m (fig. 4.32), avec
une moyenne à +0.3 m (30% des valeurs comprises entre -0.03 et +0.01 m pour les panels n°1
et 2 (fig. 4.31) - ce qui est négligeable à cette échelle spatiale. Les ΔqRh sont comprises entre -2
et +0.5 m2/j (-0.03 et +0.008 m/j pour une épaisseur saturée moyenne de 60 m) (fig. 4.32),
moyenne à -0.9 m2/j (-0.015 m/j), 80% des valeurs comprises entre -1 m2/j et +0.6 m2/j (-0.02
et +0.01 m/j) pour les panels n°1 et 2 (fig. 4.31). Les résultats montrent que la recharge
effective hétérogène zonale, lorsqu’elle reste dans les limites de valeurs réalistes bien entendu,
n’induit pas de perturbations notables des flux souterrains dans le MEF de CHYNcity189.
4.5.3.2. Conditions aux limites de transfert et coefficients de transferts corrigés
Les simulations urbaines incluant les conduites souterraines ont été effectuées avec des valeurs
de coefficients de transfert corrigé croissants (selon la répartition spatiale fig. 4.28b et
panels de valeurs de du tableau 4.9 (trois types de conduites)), et avec un terme-source de
recharge effective homogène Q = 1.6 mm/j. La figure 4.33 présente les résultats obtenus
(temps de simulation ts = 650 j) pour les simulations avec le panel n°2 de valeurs de .
189
Des conclusions pratiquement similaires ont été formulées pour le MEF de la Maladière (§ 4.4.4.2).
150
Fig. 4.33 : Résultats des simulations urbaines pour le MEF de CHYNcity (ts = 650 j) avec présence de conduites
souterraines et coefficients de transfert corrigé selon panel n°2 (tableau 4.9). a) charges hydrauliques (m), zone de
capture du puits et « particle tracking » pour le puits et les points d’observations (avec valeurs d’isochrones) ; b)
vitesses de Darcy absolues, intégrées sur l’épaisseur (m2/j)
Dans l’aquifère modélisé, les conduites de type 2 (avec ce panel : = 0.079 j-1)190 induisent
de faibles mais notables perturbations locales de la configuration des charges hydrauliques, et
principalement dans la formation perméable du centre de la vallée (déflexion des lignes de
flux ; fig. 4.33). La zone de capture du puits est ainsi tributaire de la présence de conduites à
proximité, et est ainsi scindée en deux parties, une des branches se terminant en amont au
niveau d’une conduite de type 2 (fig. 4.33a). Les flux de Darcy sont ainsi globalement plus
élevés au centre de la vallée (dans la formation d’alluvions), conséquence de l’apport latéral
190
L’influence de la conduite de type 1 (collecteur principal en fond de vallée, parallèle à la rivière) n’est pas bien
visible, car masquée en partie par l’effet de la rivière (limite à charge hydraulique imposée) à proximité.
151
Chapitre 4
d’eau, en amont, en provenance des conduites sur les versants (fig. 4.33b). Ce phénomène est
particulièrement visible dans la région du puits et des piézomètres P1 et P2 (totalement
indépendamment du pompage). Dans cette optique, la figure 4.34 représente les ΔqRh191
obtenus pour chaque panel de . L’influence du quadrillage de conduites de type 2 sur les
flux d’eau souterraine dans la formation alluvionnaire au centre de la vallée ressort ainsi
clairement des cartes de la figure 4.34, et ce dès les valeurs de du panel n°2. Les conduites
de type 3 n’ont pratiquement aucun effet pour les premiers panels de , mais également les
conduites de type 2 dans les formations morainiques moyennement perméables des versants de
la vallée.
Fig. 4.34 : Simulations urbaines avec conduites souterraines/CLT : cartes de ΔqRh
191
Présentant graphiquement moins d’intérêt pour la discussion (cf. infra), les cartes de ΔHRh sont présentées en
annexe IV-12.
152
Les figures 4.35 et 4.36 présente en graphique les valeurs de ΔHRh et ΔqRh - courbes
cumulatives et graphiques des valeurs de ΔqRh (l’effet prépondérant que montrent les conduites
de type 2 sur l’écoulement souterrain a conduit à utiliser de préférence les valeurs de du
type 2 dans les graphiques, fig. 4.35 et 4.36)192. Lors de l’augmentation des valeurs de , les
valeurs de ΔqRh augmentent également rapidement, les distribution des ΔqRh devenant
identiques dès le panel n°2 (fig. 4.35), avec 25% des valeurs de ΔqRh supérieures à 20 m2/j (0.3
m/j) et montrant des valeurs extrêmes pour les panels n°3 à 6 (8% des valeurs supérieurs à
2000 m2/j (33 m/j ; valeurs non représentées sur le graphique de la figure 4.35). Pour le panel
n°1, les valeurs restent modestes, avec 75% des ΔqRh comprises entre -5 et + 25 m2/j (-0.08 et +
0.42 m/j)193. La figure 4.36 montre ainsi que la moyenne de ΔqRh se stabilise vers +200 m2/j à
partir du panel n°3 ( = 0.54 j-1 (5400·10-4 j-1)) et que les différences restent modestes pour le
panel n°1 (ΔqRh moyenne = 30 m2/j (0.5 m/j)) et deviennent significatives dès le panel n°2 (90
m2/j (1.5 m/j)).

souterraines / CLT : courbes
cumulatives des valeurs de
ΔHRh et ΔqRh
192
Phénomène déjà visible pour les simulations avec recharge effective hétérogène, conséquence de la
configuration du MEF de CHYNcity, l’augmentation des charges hydrauliques dans le modèle suite à l’apport
externe d’eau se fait préférentiellement sur les versants de la vallée, rapidement et de façon assez homogène avec
l’augmentation des valeurs de . Par conséquent, les courbes cumulatives et les moyennes pondérées de valeurs de
ΔHRh sont pratiquement identiques dès le panel de , n°2 (ainsi seul le panel n°1 montre des résultats un peu
différents ; fig. 4.35 et 4.36). Il est donc difficile d’interpréter de façon pertinente l’effet des conduites en se basant
sur les valeurs de ΔHRh, raison pour laquelle la suite de la discussion se base uniquement sur les valeurs de ΔqRh.
193
Pour rappel, les valeurs de flux de Darcy en m/j sont calculées pour une épaisseur saturée moyenne de 60 m.
153
Chapitre 4

souterraines/CLT : graphiques
semi-log de relation entre les
valeurs de coefficient de
transfert corrigé (conduite
type 2) et les moyennes
pondérées (avec écarts-type)
des valeurs de ΔHRh et ΔqRh
Sur la figure 4.37, les flux sortants et entrants calculés sur les CLT (courbes I et leur ratio sur
courbe II) sont mis en relation avec les valeurs de . A l’identique des simulations avec le
MEF de la Maladière, les valeurs croissantes de induisent une augmentation du débit total
exfiltré dans les conduites (flux sortant, courbes I), stabilisant ainsi le ratio flux entrant / flux
sortant vers une valeur de 1.4 (panels n°4 à 6, courbe II). Cet équilibrage des flux entrants et
sortants sur les CLT est la conséquence de l’augmentation générale des charges hydraulique
dans le modèle (cf. annexe IV-12), qui crée ainsi localement des configurations où la charge
hydraulique calculée dans l’aquifère est plus élevée que la charge imposées sur la CLT, ce qui
engendre un flux sortant sur ces limites (selon équ. 4.9). Les flux sortants et entrants sur les
CLT se stabilisent alors progressivement autour d’une valeur de 1.5·107 m3/j (pour une valeur
de type 2 = 27 j-1 (270’000·10-4 j-1)194. Enfin, la courbe III sur la figure 4.37 montre le ratio
du flux sortant195 du modèle avec CLT / flux sortant modèle de base, qui varie de 5 (panel n°1)
à 20 (panels n°5 et 6), conséquence mécanique de l’afflux massif d’eau en provenance des
conduites souterraines sur l’ensemble du domaine modélisé.
194
Ces valeurs de sont équivalentes à une conductivité hydraulique Kp = 1·10-4 m/s pour les conduites de type 2
(pour une épaisseur saturée moyenne de 60 m). Valeur de conductivité équivalente évidemment peu réaliste pour
des conduites souterraines.
195
Pour rappel, les flux sortant du MEF se font sur la limite à charge imposée de la rivière en aval (Qout = 1.07·106
m3/j).
154
Fig. 4.37 : Simulations urbaines avec conduites souterraines/CLT : courbes log-log et semi-log de relation entre les
valeurs de coefficient de transfert corrigé (conduite type 2) et les flux entrant/sortant modélisés. I) Flux totaux
sur CLT (m3/j) ; II) Ratio flux sortant / flux entrant sur CLT (-) ; III) Ratio flux total sortant / flux sortant modèle de
base à recharge homogène
4.5.3.3. Modification du toit de l’aquifère modélisé
Des simulations 2-D comprenant les effets des fondations de bâtiments (modification du toit de
l’aquifère modélisé ; fig. 4.38) ont été réalisés avec le MEF de CHYNcity, avec écoulement à
surface libre contraint. A l’instar du MEF de la Maladière, l’intégration des fondations de
bâtiments dans le MEF de CHYNcity s’est fait par abaissement local du toit de l’aquifère
modélisé. L’abaissement a été de - 10 m au droit des grands bâtiments (sites industriels, tours
du centre-ville, etc.), et de - 4 m au droit des autres bâtiments (immeubles locatifs, maisons
individuelles et autres bâtiments). Les deux classes de bâtiments sont localisées sur la figure
4.38.
La figure 4.39 présente les résultats des simulations à ts = 1460. La forte densité de bâtiments
profonds (- 10 m de fondations) au centre de la vallée (deux zones de chaque côté de la rivière)
induit un abaissement important de la piézométrie dans la formation aquifère alluvionnaire196.
Cet abaissement modifie ainsi la configuration générale de l’écoulement souterrain dans cette
formation, la plupart des lignes de flux se terminant dans les deux dépressions créées par
lesdits bâtiments, et inversant le gradient hydraulique dans la zone du puits (zone de capture se
terminant en « amont » à la limite de rivière).
196
Effet encore accentué par la faible profondeur du niveau piézométrique dans la formation d’alluvions du centre
de la vallée, qui passe de -20 m (bordure externe) à -2 m (contact avec la limite de rivière).
155
Chapitre 4
Fig. 4.38 : Intégration des fondations de bâtiments (2 classes de fondations) dans le MEF de CHYNcity : toit de
l’aquifère modélisé (m.s.m)
Le débit sortant de la dépression causée par la zone industrielle en rive droite de la rivière
(polygone en pointillé sur fig. 4.39) a été calculé à 1.1·106 m3/j, ce qui équivaut à un flux
unitaire de 3.4 m/j sur la surface de l’emprise en sous-sol de ce secteur industriel197. Ces
valeurs de débit très élevées sont le résultat, entre autres, de la forte conductivité hydraulique
(5·10-3 m/s) de la formation alluvionnaire où ces bâtiments sont localisés. Enfin, de manière
encore plus visible ici que dans le MEF de la Maladière, les bâtiments peu profonds (- 4 m de
fondations) n’induisent quant à eux aucune perturbation locale notable des flux d’eau
souterraine.
Ici aussi, comme pour les simulations dans l’aquifère de la Maladière, hypothèse est faite que
les fondations de bâtiments sont complètement perméables à l’écoulement de l’eau souterraine,
et donc que le flux d’eau sortant est évacué définitivement du MEF par pompage/drainage
(non-simulé per se). Hypothèse forte qui explique de pareilles perturbations de la configuration
des charges et flux à petite échelle pour le MEF de CHYNcity. A noter également que l’échelle
spatiale régionale de modélisation induit une « zonation » des perturbations. Conséquence de
la diminution de la résolution spatiale des calculs de modélisation, la perturbation induite par
chaque bâtiment n’est plus identifiable lorsque la densité de construction est élevée (exemples
des zones industrielle susmentionnées). L’influence de quelques bâtiments isolés est toutefois
décelable à cette échelle spatiale, à l’exemple de la perturbation des lignes de flux en
provenance des piézomètres P5 et P13.
197
Surface de l’emprise du secteur industriel : 318’500 m2 (périmètre = 2350 m ; profondeur modélisée = 10 m ;
aire du fond = 295’000 m2).
156
Fig. 4.39 : Résultats des simulations urbaines pour le MEF de CHYNcity (ts = 1460 j) avec modifications du toit de
l’aquifère (effet des fondations de bâtiments). a) charges hydrauliques (m), zone de capture du puits et « particle
tracking » pour le puits et les points d’observations (avec valeurs d’isochrones) ; b) vitesses de Darcy absolues,
intégrées sur l’épaisseur (m2/j)
157
Chapitre 4
4.6. COMPARAISON DES MODÈLES MALADIÈRE ET CHYNCITY : EFFETS DU

CHANGEMENT D’ÉCHELLE SPATIALE SUR L’INFLUENCE HYDRODYNAMIQUE
DES ÉLÉMENTS URBAINS MODÉLISÉS
En comparant les paramètres normalisées198 des simulations avec le MEF de la Maladière et

celui de CHYNcity, et en confrontant les ratios de valeurs de flux (et écarts-types relatifs de
charge hydraulique) entre les simulations urbaines et celles de base, il est possible de
caractériser l’effet du changement d’échelle spatiale sur l’influence hydrodynamique des
familles d’éléments urbains étudiés ici (recharge effective hétérogène, conduites souterraines,
fondations de bâtiments). Il a ainsi été constaté que l’influence des éléments urbains,
notamment l’hétérogénéité de la recharge et les conduites souterraines, décroît avec
l’augmentation de la zone considérée (en passant donc d’une échelle locale à une échelle
régionale). Bien que difficilement visible lors de l’étude séparée des résultats du MEF de la
Maladière (échelle cartographique : 1/2000 à 1/3000) et ceux du MEF de CHYNcity (échelle
cartographique : 1/15000 à 1/20000), cette décroissance est ainsi mieux décelable lorsque les
résultats sont normalisés puis comparés simultanément. Les paragraphes qui suivent présentent
plus en détails ces observations, pour chaque famille d’éléments urbains modélisés.
Recharge effective hétérogène
Pour la comparaison des résultats des deux MEF, concernant les simulations urbaines avec
recharge hétérogène, une recharge effective équivalente totale Q a été calculée, par
multiplication de la recharge effective Q hétérogène par les aires effectives de recharge pour
chaque MEF, puis par normalisation selon l’aire totale de chaque MEF. Ceci dans le but
d’effectuer la comparaison avec des valeurs Q de même ordre de grandeur199. Le critère
retenu ici pour la comparaison des résultats des MEF est le ratio entre le flux sortant de chaque
modèle à recharge hétérogène et le flux sortant du modèle de base à recharge homogène. La
figure 4.40 présente les résultats sous forme de graphique.
La différence entre les deux MEF est ainsi clairement visible sur ce graphique. Bien que
l’augmentation des ratios de flux se fasse de façon linéaire pour les deux MEF, les coefficients
des deux droites diffèrent d’un facteur 70. Alors que les ratios dépassent rapidement la valeur
de 1 pour le MEF de la Maladière, les ratios pour le MEF de CHYNcity restent proches de
cette valeur, montrant ainsi la faible influence de la recharge hétérogène (par surface d’iso-
densité d’urbanisation) pour ce MEF. Pour le MEF de CHYNcity, la valeur d’ordonnée à
l’origine (0.99 pour un modèle à Q = 0) renforce ainsi le constat du peu d’influence de la
200
recharge hétérogène pour ce modèle .
198
Ces manipulations simples permettent, en partie, de s’affranchir des spécificités de chaque MEF (paramètres
hydrodynamiques, configuration spatiale, type de conditions aux limites, etc.). Raisonnement identique pour les
ratios de flux, utilisés également comme critères de comparaison.
199
Cf. annexe IV-13 pour une brève description des calculs de Q et ratios de flux sortants.
200
A noter toutefois qu’une partie du flux sortant du MEF de CHYNcity est retiré du bilan hydrique là où h > z
(écoulement à surface libre non-contraint). Ce qui induit une légère sous-estimation des ratios de flux sortants (aux
hautes valeurs de Q seulement ; et ce phénomène se déroule uniquement dans quelques zones limitées du
modèle (au total env. 50 ha).
158
Fig. 4.40 : Graphique de Q normalisée vs. ratio du flux sortant modèle / flux sortant modèle de base à Q
homogène. Valeurs du MEF de la Maladière et du MEF de CHYNcity
Conduites souterraines / CLT
Pour la comparaison des résultats des deux MEF, concernant les simulations urbaines avec
conduites souterraines/CLT, les coefficients de transfert corrigé ont été pondérés (en
201
fonction du ratio de l’aire d’influence de chaque type de conduite), puis normalisés par l’aire
totale d’influence des conduites dans chaque MEF202. Les critères choisis ici pour la
comparaison des résultats des deux MEF sont 1) le ratio entre le flux sortant de chaque modèle
avec conduites et flux sortant du modèle de base à recharge homogène ; et 2) le ratio entre le
flux total entrant dans le MEF par les CLT (donc équivalent à l’exfiltration des conduites dans
l’aquifère) et le flux sortant du modèle203. La figure 4.41 présente les résultats sous forme de
graphiques.
Lors des simulations urbaines avec CLT, effet visible sur la figure 4.41, le MEF de CHYNcity
répond de façon moins prononcée que celui de la Maladière aux changements de valeurs de
coefficients de transfert. Ainsi, pour le MEF de CHYNcity, à échelle spatiale régionale, les
ratios de flux se stabilisent plus rapidement (fig. 4.41a), et à des valeurs plus basses (fig. 4.41 a
et b) qu’à l’échelle locale.
D’autre part, les ratios de flux sortants (fig. 4.41a) sont plus élevés (facteur 10 environ) pour
les simulations intégrant les conduites/CLT que pour les simulations à recharge hétérogène,
montrant ainsi l’effet plus significatif des conduites souterraines modélisées sur la perturbation
des flux d’eau souterraine.
201
Dans les logiciels SIG (avec des données de PGEE par exemple), les conduites sont des éléments linéaires, donc
impossibles à utiliser tel quels dans le logiciel FEFLOW. Des zones-tampon (« buffer ») autour des conduites (2 m
pour la Maladière, 3 m pour CHYNcity) ont donc été calculées dans un SIG pour l’intégration des conduites dans
les MEF. Cette opération transforme des éléments linéaires en polygones, dont il est possible de calculer l’aire
d’influence.
202
Cf. annexe IV-14 pour une brève description des calculs de coefficients de transferts pondérés-normalisés
et des ratios de flux sortants.
203
Pour les deux MEF, ces flux ont lieu aux limites de charge hydraulique imposée (1er type - Dirichlet).
159
Chapitre 4
Fig. 4.41 : Graphiques de

vs. : a) ratio du flux
sortant modèle / flux sortant
modèle de base à Q
homogène ; b) ratio flux
sortant CLT / flux sortant
modèle. Valeurs pour le MEF
de la Maladière et CHYNcity
La figure 4.42 synthétise les résultats des MEF de la Maladière et de CHYNcity pour les
différences de charges hydrauliques ΔHRh et flux de Darcy ΔqRh, exprimées par leurs valeurs
d’écarts-type relatifs (écart-type σ sur moyenne μ)204 – qui permettent ainsi une mesure de la
dispersion des valeurs de ΔHRh et ΔqRh pour chaque valeur de paramètre des simulations
urbaines.
Concernant les simulations avec recharge hétérogène pour le MEF de CHYNcity (fig. 4.42b),
il est possible de constater une stabilisation de la dispersion des valeurs de ΔHRh et ΔqRh pour
les deux MEF aux alentours de la même valeur de Q normalisée (0.002 m/j). Les deux
MEF montrent toutefois des comportements différents avec les valeurs de Q normalisée
plus faibles : écart-types relatifs positifs et de valeurs élevées pour le MEF de la Maladière,
écart-types relatifs négatifs pour le MEF de CHYNcity. Les résultats des simulations avec
CLT pour le MEF de CHYNcity montrent une dispersion pratiquement constante des valeurs
de ΔHRh - ΔqRh (fig. 4.42a). Alors que celles du MEF de la Maladière montrent des tendances
contradictoires : diminution de la dispersion de ΔqRh avec l’augmentation de , et
inversement, augmentation de la dispersion de ΔHRh pour les valeurs élevées de .
204
Préférables pour la comparaison des MEF, les valeurs de de ΔHRh et ΔqRh montrant des différences d’ordre de
grandeur pour les MEF étudiés.
160
Fig. 4.42 : Graphiques de

(a) et Q
normalisée (b) vs. écarts-types
relatifs (σ/μ) de ΔHRh et ΔqRh.
Valeurs pour le MEF de la
Maladière et CHYNcity
Ici aussi ces graphiques montrent l’influence de l’échelle spatiale sur la perturbation des flux
d’eau souterraine. Les valeurs du MEF de la Maladière (petite zone) montrant des variations
plus marquées que celles du MEF de CHYNcity (grande zone), lorsque les paramètres des
éléments urbains sont modifiés.
Fondations de bâtiments
A l’inverse des autres éléments urbains, l’influence des fondations de bâtiments sur les flux
d’eau souterraine ne varie pas de façon notable selon les deux échelles spatiales étudiées
(1/3000 et 1/15000). Dépendante de la configuration spatiale locale (profondeur des bâtiments
vs. niveau piézométrique local), l’amplitude des perturbations dans les deux MEF est ainsi
fonction des paramètres de chaque bâtiment, ou zone de constructions, considéré séparément.
Dans les deux MEF étudiés, le niveau piézométrique est ainsi souvent localement plus élevé
que la profondeur des grands bâtiments modélisés, conséquence de la relation spécifique à
chaque MEF entre la configuration générale de l’écoulement souterrain dans l’aquifère
modélisé et la densité d’urbanisation (plus grande probabilité de bâtiments avec fondations
profondes).
Il est donc relativement difficile d’estimer l’influence du changement d’échelle spatiale sur les
perturbations de l’écoulement souterrain par les fondations de bâtiments. Néanmoins,
161
Chapitre 4
conclusion de ce qui a été constaté avec le MEF de CHYNcity, il est préférable de caractériser
l’impact des structures urbaines souterraines, à échelle régionale, plutôt selon des zones
d’influence (délimitées, par exemple, par le type d’occupation du sol : industriel, résidentiel,
etc.) qu’en individualisant chaque infrastructure urbaine - ce qui nécessiterait alors de
nombreuse données cadastrales, pas toujours disponibles à échelle cartographique régionale.
4.7. CONCLUSIONS : PERTURBATION DE L’ÉCOULEMENT DE L’EAU SOUTERRAINE

ET LIEN AVEC LA VULNÉRABILITÉ INTRINSÈQUE
Comme mentionné dans le chapitre 2 (section 2.5), les éléments urbains - dont l’impact
hydrodynamique et hydrogéologique a été en partie modélisé et caractérisé dans ce chapitre,
sont des paramètres importants pour l’adaptation de l’estimation de la vulnérabilité dans les
milieux urbains.
La prise en compte des éléments urbains dans les MEF présentés ici permet de tirer quelques
conclusions générales qui seront utiles à la réflexion sur la façon d’intégrer ces éléments lors
de l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque205 dans les milieux urbains.
Influence hydrodynamique des éléments urbains
Les comparaisons entre les résultats des simulations de base (sans éléments urbains) et les
simulations urbaines (avec éléments urbains) ont permis de caractériser qualitativement
l’influence spécifique des éléments urbains, en fonction de la variation des paramètres
hydrodynamiques qui leur ont été associés :
 Recharge hétérogène. De manière générale, les perturbations induites par la recharge

hétérogène restent modérées dans les deux modèles - pour des valeurs réalistes de recharge
effective Q hétérogène (= 1.6 à 3 mm/j sous les surfaces vertes).
 Conduites souterraines. Les perturbations de l’écoulement souterrain causées par les
conduites souterraines lors de la variation du coefficient de transfert sont plus prononcées
que lors de l’ajout d’une recharge hétérogène, et deviennent importantes, voire extrêmes,
pour des valeurs de supérieures à 0.1 j-1.
 Fondations de bâtiments, infrastructures souterraines. Les perturbations induites par les
fondations de bâtiments se sont avérées relativement importantes au droit des grands
bâtiments (10 m de fondations en profondeur (et en tenant toutefois compte des hypothèses
de travail sur l’interface du toit de l’aquifère ; § 4.4.4.2), mais très localisées206, le reste
des domaines modélisés avec bâtiments peu profonds ne montrant pas de perturbations
notables de l’écoulement souterrain de l’eau.
205
Les simulations numériques urbaines ayant été effectuées uniquement pour les flux d’eau souterraine (pas de
simulations de transport de contaminants), les conclusions utiles qui peuvent en être tirées ici, et par la suite, ne sont
valables que pour l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque (donc substances conservatives).
206
Les perturbations pour les autres éléments urbains sont également localisées spatialement, mais l’effet de ces
éléments est ressenti sur l’ensemble du domaine modélisé (apports d’eau qui reconfigurent l’écoulement souterrain ;
à l’exemple de la modification des diverses zones de capture de puits, modélisées dans cette étude).
162
Rôle de l’échelle spatiale de modélisation sur l’influence hydrodynamique des éléments

urbains
La modélisation à deux échelles spatiales différentes (locale pour la Maladière et régionale

pour CHYNcity), et la comparaison des résultats normalisés207 en fonction de l’aire des
domaines modélisés, ont permis de mettre en lumière les aspects suivants :
 Recharge hétérogène. Si les perturbations causées par une recharge effective hétérogène
précisément localisée sous les surfaces vertes ont été clairement observées à échelle locale
(Maladière), il n’en est pas de même à échelle régionale (CHYNcity), où la recharge
localisée n’induit presque pas d’effets visibles à cette échelle (pour des valeurs réalistes de
Q bien entendu). A échelle régionale, il a fallu plutôt considérer des zones d’iso-densité
d’urbanisation (et donc de potentiel d’infiltration) pour déceler des perturbations de
l’écoulement souterrain. De manière générale, il a été constaté que la recharge hétérogène,
modélisée par ajout d’un terme-source Q dans les équations de modélisation, a une
influence moindre à échelle régionale qu’à échelle locale (conséquence en partie des
importants volumes et flux d’eau souterraine concernés à ces échelles, où les apports d’eau
par recharge verticale sont faibles en comparaison).
 Conduites souterraines. L’influence sur l’écoulement souterrain des conduites souterraines
modélisées au moyen de CLT est bien décelable aux deux échelles spatiales considérées, et
y induit de fortes perturbations pour les hautes valeurs de (peu réalistes toutefois).
Relativement à la surface du domaine modélisé toutefois, les conduites montrent toutefois
une influence moins marquée à échelle régionale qu’à échelle locale208.
 Fondations de bâtiments, infrastructures souterraines. La conclusion principale qu’il est
possible de tirer à échelle spatiale régionale, et en cas de densité d’urbanisation élevée, est
qu’il est préférable de parler en termes de zones d’influence du construit urbain souterrain
(au moyen des paramètres tels que la densité et le type d’urbanisation), plutôt que
d’individualiser chaque infrastructure.
Eléments urbains et vulnérabilité intrinsèque
Le tableau 4.11 résume ce qui a été observé dans les simulations numériques urbaines et
discuté ci-dessus, en proposant une synthèse de l’influence sur l’écoulement souterrain des
éléments urbains modélisés, ceci afin d’évaluer la pertinence de l’intégration de ces éléments
dans l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque dans les milieux urbains.
Les simulations numériques urbaines ont ainsi montré, de manière générale, que les
perturbations hydrogéologiques induites par les éléments urbains diminuent, en amplitude
relative, avec la réduction de l’échelle spatiale, ce qui n’est donc pas sans conséquence pour la
présente réflexion. L’échelle cartographique de modélisation (et in fine de représentation) est
donc un facteur décisif pour la prise en compte du construit urbain dans la cartographie de
vulnérabilité (liée au besoin en données et à l’utilisation des cartes). Compte tenu des fortes
207
Bien que les moyennes présentées dans le paragraphe précédent soient systématiquement supérieures pour le
MEF de CHYNcity que pour celui de la Maladière, il faut garder à l’esprit qu’elles ne sont pas normalisées,
contrairement aux valeurs présentées dans les figures 4.40 à 4.42.
208
Une fois prises en compte les hypothèses de travail susmentionnées pour les CLT.
163
Chapitre 4
différences de contexte entre les deux modèles209, l’évaluation du lien entre éléments urbains et
vulnérabilité est purement qualitative, mais permettra d’orienter les réflexions du chapitre
suivant à propos de l’intégration de ces éléments dans l’estimation de la vulnérabilité,
intégration qui sera ainsi fortement dépendante de l’échelle cartographique de représentation.
Tableau 4.11 : Eléments urbains modélisés à diverses échelles spatiales et leur pertinence dans l’estimation de la
vulnérabilité intrinsèque en milieu urbain
Il est en conséquence évident, à ce stade de la réflexion, qu’à une échelle cartographique

locale, l’influence hydrodynamique individuelle de chacun de ces éléments doit alors être
caractérisée au moyen d’une étude détaillée, par l’acquisition de données précises - à l’échelle
de l’élément urbain (réseau d’eau particulier/municipal, bâtiment précis, dispositif
d’infiltration du ruissellement urbain, etc.) et/ou du site étudié (quartier, site industriel, bassin
versant urbain local, etc.).
209
Notamment par rapport à la géométrie et aux types de conditions aux limites utilisés dans chaque modèle, mais
également compte tenu des hypothèses de travail liées aux coefficients de transferts associés aux CLT (§ 4.4.4.2).
164
Cartographie de la vulnérabilité en milieu urbain
5. Estimation et cartographie de la vulnérabilité intrinsèque dans les milieux urbains : paramètres, méthodologies et
problématiques
5
Estimation et cartographie de la
vulnérabilité intrinsèque dans les milieux
urbains : paramètres, méthodologies et
problématiques
5.1. INTRODUCTION
Ce chapitre synthétise les réflexions et les recherches présentées dans les chapitres 2, 3 et 4. Le
construit urbain, par la perturbation de l’écoulement de l’eau qu’il induit entre la surface et la
nappe aquifère et indirectement dans la zone saturée, doit être pris en compte pour l’estimation
de la vulnérabilité des aquifères en zone urbaine - ce qui pose un certain nombre de questions
auxquelles ce chapitre contribue à apporter des réponses précises. Ce chapitre est divisé en
deux sections principales.
La section 5.2 présente les éléments à considérer pour l’établissement d’une méthode adaptée
d’estimation de la vulnérabilité aux milieux urbains, cela soit en adaptant une méthode
préexistante, ou soit en développant une nouvelle méthode. Déjà mentionnées de façon
succincte dans le chapitre 2, plusieurs questions se posent lorsque les concepts liés à la
cartographie de la vulnérabilité sont mis en relation avec les caractéristiques de
l’hydrogéologie urbaine.
 Quels éléments urbains doivent être pris en compte dans l’estimation de la vulnérabilité ?
Quels sont leur impact sur la recharge des eaux souterraines urbaines ?
 Comment représenter l’impact des éléments urbains selon l’échelle spatiale ? Quelle
échelle de temps est à considérer ?
 Comment intégrer ces éléments urbains, et ainsi comment adapter les méthodes
existantes : avec ou sans ajout de nouveaux paramètres spécifiquement urbains ?
En plus de ces questions relatives aux éléments urbains et à leur impact hydrogéologique sur
les valeurs de vulnérabilité intrinsèque, deux problématiques plus générales sont également à
prendre en compte dans le processus d’adaptation de la cartographie de la vulnérabilité aux
zones urbaines.
 Comment intégrer les spécificités de l’hydrologie urbaine dans l’estimation de la

vulnérabilité ?
165
Chapitre 5
 Selon quelles spécificités l’évaluation des aléas et du risque de contamination doit-elle être
effectuée dans les milieux urbains ? De quelle manière et selon quelle échelle
cartographique ?
La section 5.3, enfin, reprend les réflexions de la section 5.2, en proposant une synthèse
méthodologique, cela en se focalisant sur l’aspect pratique de l’adaptation de la cartographie
de la vulnérabilité aux milieux urbains.
210
5.2. ADAPTATION DE L’ESTIMATION DE LA VULNÉRABILITÉ INTRINSÈQUE EN
MILIEU URBAIN : ÉLÉMENTS ET PROCESSUS URBAINS
5.2.1. Eléments urbains et vulnérabilité intrinsèque des eaux souterraines urbaines

5.2.1.1. Protection de la ressource211 en eau souterraine urbaine : impacts urbains sur
l’infiltration de l’eau et sur la recharge verticale de l’aquifère
L’impact des éléments urbains sur le ruissellement de l’eau en surface, sur son infiltration dans
le sol et sur son mouvement vertical dans la zone non-saturée, a été abondamment décrit dans
la littérature (chapitre 2), caractérisé au moyen d’essais de traçage urbains (chapitre 3) et
modélisé numériquement à plusieurs échelles cartographiques (chapitre 4). La caractérisation
de l’ensemble de ces écoulements dans une agglomération, parfois influencés par les éléments
urbains, permet de d’évaluer quantitativement et de spatialiser localement ou régionalement la
recharge verticale urbaine d’un aquifère – et ainsi de caractériser de manière relative, et
spatialement, la vulnérabilité de la ressource en eau souterraine urbaine. Comme introduction,
la figure 5.1 présente de façon simple, au moyen d’éléments 1-D verticaux, les configurations
possibles de la recharge verticale urbaine.
Fig. 5.1 : Configurations de la recharge verticale urbaine: superposition de l’influence du type de surface et de la
présence de conduites souterraines potentiellement exfiltrantes.
210
Par la suite, la référence sera toujours faite, de façon implicite, à la vulnérabilité intrinsèque.
211
Selon la terminologie de l’Approche européenne.
166
Sans tenir compte ici de l’échelle cartographique (discutée dans la partie 5.2.2), et en reprenant
ce qui a été présenté dans la partie 2.5.1, le tableau 5.1 synthétise la relation entre les éléments
urbains les plus fréquents212 et le type de recharge verticale urbaine qui leur est associée.
Tableau 5.1 : Synthèse des types de recharge verticale urbaine et éléments urbains associés. (+) faible
augmentation ; (++) augmentation moyenne ; (+++) forte augmentation
De manière générale, on peut considérer que la vulnérabilité augmente relativement avec

l’accroissement de la recharge verticale urbaine, et inversement diminue avec la réduction de
cette recharge. L’influence urbaine/artificielle (positive, négative ou nulle) sur la recharge
« naturelle » (non-perturbée) est alors le facteur prioritaire à prendre en compte pour
l’estimation de la vulnérabilité locale ou régionale en milieu urbain. Ce facteur étant alors
indépendant du contexte hydrogéologique « naturel » (lithologie et épaisseur de la zone non-
saturée, pente, etc.).
En se basant sur les publications consultées, et d’après les observations de terrain (tableau 3.4)
et de modélisation numérique (section 4.7), on peut proposer une synthèse de l’impact des
éléments urbains sur la recharge verticale, visible sur le tableau 5.2. L’effet sur les indices de
vulnérabilité, ainsi que les facteurs spécifiques à ces éléments, qui sont à considérer
prioritairement pour l’estimation de la vulnérabilité sont également pris en compte.
212
Les zones de remblais et matériaux artificiels ne contribuent pas directement à la recharge des aquifères urbains,
raison pour laquelle elles ne sont pas inclues dans le tableau 5.1. Comme observé sur le terrain (chapitre 3), ces
matériaux peuvent toutefois faciliter ou retarder les flux verticaux d’eau dans la zone non-saturée (partie 5.2.3 pour
la prise en considération des matériaux artificiels).
167
Chapitre 5
Tableau 5.2 : Impact des éléments urbains sur la recharge verticale et l’écoulement souterrain saturé. Effet de ces
éléments sur les valeurs relatives d’indices de vulnérabilité intrinsèque en milieu urbain.
La présence et la densité des conduites d’eau souterraines, par leur forte contribution à la fois à
l’augmentation du volume de la recharge (recharge augmentée)213 mais également au bypass
potentiel de la zone non-saturée (temps de transit écourtés), sont ainsi des attributs-clé pour la
vulnérabilité en milieu urbain. Il est également évident que l’impact des éléments urbains sur
les valeurs de recharge et de vulnérabilité nécessite, pour être caractérisé de façon pertinente,
quantité de paramètres et attributs en provenance de nombreuses sources de données – ce qui
peut s’avérer fastidieux si les données sont difficilement disponibles. La problématique de
l’utilisation et de la disponibilité des données urbaines, dépendante de l’échelle
cartographique, est discutée dans la section 5.3.
213
Bien que l’infiltration et le drainage dans les conduites puisse réduire localement la recharge (phénomène
observé lors des essais de terrain ; chapitre 3), l’ensemble de la littérature s’accorde sur le fait que la présence de
conduites en milieu urbain augmente globalement la recharge sur un bassin versant donné. Toutefois à une échelle
locale, les processus d’infiltration dans les conduites devraient être considérés.
168
Finalement, c’est donc bien la recharge effective totale de l’aquifère (donc incluant les
diverses contributions des éléments urbains) et le temps de transit214 dans la zone non-saturée
(également dépendante de l’impact hydrodynamique de ces éléments) qui sont les facteurs
primordiaux à prendre en compte pour l’estimation relative de la vulnérabilité urbaine.
D’un point de vue spatial, un autre facteur urbain est la concentration du ruissellement en
provenance des surfaces imperméables (non présenté dans le tableau 5.2). Toutefois, ce facteur
dépend surtout de l’impact de l’infiltration non-drainée aux bordures de ces surfaces (forte
augmentation, observée sur le terrain, des volumes d’eau infiltrée), et de moindre importance
en cas de drainage de ces surfaces.
Par ailleurs, si le débit et la charge hydraulique dans une conduite collectrice sont bien
fonction de la surface du bassin versant imperméable drainé, cette surface ne permet cependant
pas de quantifier de façon univoque les charges et débits en aval (fonctions de paramètres
hydrologiques ; partie 5.2.4)215. La partie 5.2.3 revient sur cette problématique lors de
l’adaptation de l’estimation de la vulnérabilité en milieu urbain.
5.2.1.2. Protection de la source216 en eau souterraine urbaine : impacts urbains sur

l’écoulement saturé dans l’aquifère
La caractérisation de l’écoulement de l’eau souterraine dans une ville, couplée à la

quantification et la spatialisation de l’impact des éléments urbains sur cet écoulement dans la
zone saturée, permet de déterminer relativement la vulnérabilité de la source en eau
souterraine urbaine217. Le tableau 5.2 synthétise également l’impact des éléments urbains sur
l’écoulement de l’eau dans la zone saturée, et leur effet sur les indices locaux de vulnérabilité.
En première approche, il est raisonnable d’affirmer que la présence d’infrastructures

imperméables dans la zone saturée retarde l’arrivée à la source d’un contaminant potentiel en
provenance de l’amont, et diminue ainsi la vulnérabilité de cette source. A l’inverse, des
infrastructures et/ou cavités urbaines semi-perméables non-drainées augmentent la
vulnérabilité d’une source en aval, du fait de l’accélération locale des flux souterrains qu’elles
induisent.
Pour les infrastructures urbaines drainées ou pompées, l’impact sur les valeurs de vulnérabilité
est par contre plus difficile à estimer de façon univoque. Il est possible en première approche
de considérer que ce type d’infrastructure diminue la vulnérabilité d’une source située en aval
214
Fonction de la lithologie et l’épaisseur du sol et de la zone non-saturée (§ 2.5.3.2).
215
La concentration du ruissellement sera ainsi surtout prise en compte dans la définition des aléas urbains (partie
5.2.5) : la surface d’un bassin versant imperméable donne une information sur la probabilité d’occurrence d’une
contamination, accidentelle notamment.
216
Selon la terminologie de l’Approche européenne.
217
Les sources à protéger en milieu urbain sont les suivantes :
 Puits municipaux ou privés

 Sources en milieu urbain
 Autres exutoires (canaux, lacs)
La caractérisation spatiale de la vulnérabilité intrinsèque est alors fortement dépendante de la configuration de la

zone de capture de ces exutoires, et des temps de résidence dans l’aquifère associé (efficacité des processus d’auto-
atténuation d’une contamination).
169
Chapitre 5
– en partant du principe que l’eau drainée est définitivement évacuée de la zone d’alimentation
de la source considérée. Toutefois, ces infrastructures peuvent aussi dans certains cas accélérer
localement les flux d’eau souterraine, ou élargir la zone de capture d’une source, augmentant
ainsi la vulnérabilité de cette source218.
5.2.2. Echelle cartographique de représentation et temporalité : éléments urbains à

considérer
Après avoir considéré les impacts des éléments urbains sur les indices locaux de vulnérabilité
intrinsèque en milieu urbain – hors de toute considération de l’échelle spatiale d’estimation et
de représentation, il est nécessaire de clarifier maintenant l’effet des changements d’échelle
spatiale sur l’estimation de la vulnérabilité en milieu urbain et ses éléments associés. Eléments
qui ont été partiellement caractérisés à l’échelle locale sur le terrain, et à diverses échelles par
la modélisation numérique.
5.2.2.1. Spatialisation de l’impact des éléments urbains
Comme discuté en fin de chapitre 4, la pertinence de l’intégration des éléments urbains varie
fortement en fonction de l’échelle spatiale considérée. Non seulement l’impact
hydrogéologique de chaque élément urbain pris individuellement diminue lorsque l’échelle de
représentation décroît (donc lorsque la surface cartographiée s’accroît), mais le besoin de
données diverses augmente avec l’accroissement de la surface cartographiée. Une
problématique à double entrée se pose ici : de quelle manière représenter l’impact des éléments
urbains selon l’échelle spatiale, et avec quels types de données à disposition ?
Le paramètre spatial préliminaire à considérer avant toute réflexion est bien sûr le rapport entre
l’aire de la zone urbaine étudiée et la surface de l’aquifère concerné. Si cette dernière excède
largement la surface urbanisée, il est raisonnable d’appliquer telles quelles les méthodes
d’estimation de la vulnérabilité existantes, en considérant qu’à l’échelle de l’aquifère
considéré, l’impact de la zone urbaine est négligeable.
La réflexion présente se focalise donc sur le cas où l’aire urbanisée couvre une grande partie
de la surface d’un bassin versant aquifère, voire lui est supérieure : l’estimation classique de la
vulnérabilité doit alors être adaptée en tenant compte du construit urbain de manière
spécifique. Lorsque l’échelle spatiale diminue, la modélisation numérique urbaine des
écoulements a montré qu’il est ainsi plus pertinent de parler en termes de zones de
caractéristiques urbaines homogènes (pourcentage de surfaces imperméables ; densité et type
de réseaux de conduites souterraines) plutôt que d’individualiser chacune de ces
caractéristiques. L’impact des éléments urbains sur la recharge et la vulnérabilité est ainsi
spatialisé selon des surfaces s’accroissant avec la diminution de l’échelle cartographique. La
figure 5.2 propose des approches permettant de spatialiser l’information liée aux surfaces
imperméables et conduites souterraines, lors de l’estimation de la vulnérabilité de la ressource.
Ces approches seront présentées en détails dans les deux paragraphes suivants.
218
Pour ce type de cas, il est dès lors très difficile de caractériser précisément la vulnérabilité intrinsèque de la
source sans une étude détaillée du système hydrogéologique urbain considéré.
170
Fig. 5.2 : Echelle spatiale et prise en compte des éléments urbains dans la caractérisation de la vulnérabilité
intrinsèque de la ressource urbaine
5.2.2.2. Types de surfaces et leur contribution à la recharge verticale de l’aquifère

urbain (vulnérabilité de la ressource)
Comme les modélisations numériques de l’écoulement en milieu urbain l’ont montré, la

contribution des surfaces vertes individuelles à la recharge verticale locale de l’aquifère est
perceptible à échelle locale (quartier ou parcelle), mais pas à échelle régionale. Pour tenir
compte de cet aspect, mais également par souci de simplification, les approches suivantes sont
proposées pour spatialiser l’impact de la recharge hétérogène urbaine :
 À échelle locale (≥ 1/10'000), une caractérisation précise, par parcelle, du potentiel

d’infiltration/recharge verticale des surfaces vertes (aires, pente, type et épaisseur du sol)
et du ruissellement sur les surfaces imperméables (aires, pentes, drainées ou non) est
possible au moyen de données locales obtenues par des études de terrain, en conjugaison
avec des données hydrogéologiques et urbaines déjà existantes.
 À échelle moyenne (entre 1/10'000 et 1/25’000)219, il est préférable de parler en termes de
zones d’iso-densité d’urbanisation (donc avec un coefficient d’imperméabilisation220
homogène), auquel un coefficient de ruissellement Cr zonal spécifique est associé
(fonction dudit ratio) ; ce coefficient étant également fonction de la pente moyenne de la
zone considérée. Pour ces échelles, il n’est plus nécessaire d’obtenir des données pour
chaque type de surface. Des données cadastrales (zone bâties, utilisation du sol, pentes) et
des données hydrogéologiques et pédologiques régionales sont en effet suffisantes pour
déterminer le potentiel d’infiltration/recharge verticale de chaque zone d’iso-densité
d’urbanisation.
 À échelle régionale (< 1/25'000), et lorsque la vulnérabilité doit être estimée pour la
totalité d’un bassin versant aquifère urbain, il est préférable de déterminer l’impact de
l’urbanisation sur la recharge verticale au moyen d’un coefficient de ruissellement Cr
unique pour tout le bassin versant (comme déjà utilisé en hydrologie urbaine : dépendant
du coefficient d’imperméabilisation global, de la pente, du type de sols en présence, etc.).
219
Ces limites d’intervalles ont été définies arbitrairement pour des raisons pratiques (échelles fréquemment
utilisées en cartographie), mais se basent néanmoins sur ce qui a été observé en modélisation numérique urbaine.
220
= ratio surface imperméable/surface totale.
171
Chapitre 5
A cette échelle, des plans généraux, des cartes et coupes hydrogéologiques, et d’autres
données globales (climatiques, pédologiques), peuvent être utilisées pour déterminer la
recharge verticale urbaine sur l’ensemble du bassin versant de l’aquifère à protéger.
La spatialisation de l’impact permet ainsi de diminuer fortement le besoin en données

détaillées lorsque l’échelle cartographique diminue.
5.2.2.3. Zonation des réseaux de conduites souterraines et du facteur de perte

(vulnérabilité de la ressource)
Après avoir caractérisé et compilé statistiquement les taux d’exfiltration (partie 2.3.2) de
différents réseaux d’eaux usées à diverses échelles spatiales (de la conduite au bassin versant),
Rutsch (2007) a notamment conclu que :
 Les valeurs de facteur de perte (§ 2.3.2.1) diminuent de plusieurs ordres de grandeur

lorsque l’échelle spatiale passe de la conduite individuelle au bassin versant urbain.
 Les taux d’exfiltration calculés/mesurés à l’échelle d’une conduite (laboratoire ou terrain)
ne peuvent pas être extrapolés à l’échelle du bassin versant. Cela est notamment dû au fait
que l’exfiltration/infiltration est généralement ponctuelle (au droit des fissures et défauts),
et qu’elle ne peut donc être spatialisée à échelle régionale sans caractérisation complète de
l’état du réseau.
Néanmoins, en dépit de ces limitations, mais en les gardant à l’esprit pour la suite de nos
réflexions, il est proposé ici, par souci de simplification, de spatialiser l’impact des conduites
souterraines lors du changement d’échelle selon les approches suivantes :
 À échelle locale, l’impact hydrogéologique des conduites221 peut être individualisé pour
chaque tronçon d’un réseau donné, selon les caractéristiques de chaque conduite. Pour des
raisons pratiques (utilisation dans un SIG, calculs spatiaux), il est de surcroît préférable de
spatialiser l’impact des conduites grâce à l’ajout de zones-tampon222 - zonation permettant
de plus de simuler les matériaux artificiels environnants souvent les conduites (lit de sable
ou graviers, généralement). Les facteurs de perte peuvent être alors estimés pour chaque
tronçon de conduite selon un panel de facteurs, selon la disponibilité en données (données
municipales, plans et cadastres, PGEE : âge, matériau, dimensions).
 À échelle moyenne, et/ou lorsque la densité des réseaux d’eau souterrains est très élevée, il
est alors plus pertinent de regrouper les conduites en zones de réseaux aux caractéristiques
homogènes (âge, matériau, dimension), auquel un facteur de perte moyen peut être attribué
par estimation. Les multiples paramètres associés à chaque réseau sont ainsi spatialisés et
moyennés, permettant de diminuer le besoin en données détaillées à ces échelles.
 À échelle régionale, et si la vulnérabilité de l’entier d’un bassin versant aquifère urbain est
prise en compte, il est préférable de déterminer l’impact hydrogéologique des conduites
souterraines au moyen d’un facteur de perte global pour tout le bassin versant urbain223. Ce
221
Donc l’augmentation potentielle de la recharge verticale et le « bypass » potentiel de la zone non-saturée.
222
Dans les bases de données spatiales, les conduites sont souvent des éléments linéaires, inutilisables tels quels
pour tout ce qui concerne le traitement spatialisé 2-D de l’information (section 4.6).
223
Cf. remarques sur l’interprétation des coefficients de transfert dans les simulations numériques urbaines ; §
4.4.4.2.
172
facteur de perte est fonction de la densité des réseaux d’eau sur le bassin (calculée par
exemple par le ratio surface d’influence des conduites sur surface bassin versant), et estimé
au moyen de données générales de la zone urbaine considérée : type de zone urbaine, état
général des réseaux d’eau (il n’est plus nécessaire alors d’utiliser des données détaillées,
de type PGEE).
Le problème principal est ainsi l’estimation, en fonction de l’échelle spatiale, des facteurs de
perte pour les réseaux d’eau souterrains. S’il est possible de fixer à priori une valeur de facteur
de perte en fonction des paramètres de conduites et du sol environnant (par un calcul similaire
à celui proposé dans la partie 4.3.2 par exemple, ou en se basant sur les valeurs de la littérature
(tableau 4.2)), il est plus difficile de l’extrapoler lors de changements d’échelle spatiale. Wolf
et al. (2007) ont montré, par des simulations « de Monte-Carlo » avec une série de paramètres
de conduites pour un bassin versant urbain en Allemagne, la forte incertitude inhérente à
l’extrapolation à l’échelle du bassin versant, de débits d’exfiltration mesurés ou estimés
directement dans certaines conduites (ici au moyen d’inspections CCTV). De manière
générale, on peut cependant considérer que les facteurs de perte diminuent lorsque l’échelle
spatiale décroît, ceci afin de tenir compte de la diminution de l’impact hydrodynamique des
conduites souterraines à échelle régionale (phénomène observé dans les modélisations
numériques urbaines).
5.2.2.4. Infrastructures urbaines et perturbations de l’écoulement en zone saturée

(vulnérabilité de la source)
La prise en compte des éléments urbains dans l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque de la

source en milieu urbain est réalisable relativement facilement à échelle spatiale locale. Dans
les zones où il est toutefois possible de caractériser précisément l’impact du construit urbain
sur l’écoulement souterrain des zones d’alimentation des sources à protéger (par divers
moyens : études de terrain, exploitation des données existantes, modélisation numérique).
À échelle régionale, pour des raisons pratiques (disponibilité et complexité des données
nécessaires pour caractériser l’ensemble du construit urbain), mais également
hydrogéologiques (problème de la pertinence de perturbations induites par des infrastructures
isolées, à l’échelle d’un bassin versant, et aux échelles de temps considérées ; § 5.2.2.5), il est
préférable de raisonner en termes d’impact global de l’urbanisation sur les écoulements et le
bilan de l’eau souterraine dans l’aquifère urbain étudié. Cet impact global peut être caractérisé
par exemple en étudiant les perturbations et variations temporelles de la piézométrie, les
variations de débits aux exutoires, ou l’extension spatiale de marqueurs chimiques
typiquement urbains (partie 2.3.3).
Il est dès lors difficile de proposer ici une méthodologie générale, adaptée au milieu urbain,
pour l’estimation de la vulnérabilité de la source. La pléthore de configurations possibles de
l’écoulement souterrain perturbé par le construit urbain rendent problématique la définition
d’une ligne méthodologique claire. La vulnérabilité de la source en milieu urbain devrait alors
faire l’objet d’études détaillées, spécifiques à chaque situation.
173
Chapitre 5
5.2.2.5. Cartographie de la vulnérabilité urbaine : échelle spatiale - échelle temporelle
Pour l’ensemble des processus hydrogéologiques (qu’ils soient perturbés ou non par les
éléments urbains), il existe un lien entre l’échelle cartographique de représentation et l’échelle
de temps des processus hydrogéologiques.
Il est donc important de considérer que la cartographie de la vulnérabilité en milieu urbain224

correspondant aux processus à échelle locale privilégie des événements de contamination225 à
court-terme (jours-mois) : pollutions accidentelles d’origines diverses en surface ou en
conduites. Inversement, à échelle régionale, les grands volumes d’aquifère investigués
impliquent que la cartographie de la vulnérabilité concerne plutôt des événements de
contamination à moyen et long-terme (années-décennies) : contamination potentielle diffuse
et/ou permanente par zones, implantation d’activités anthropogènes polluantes, augmentation
de la densité de population et autres processus à long-terme pouvant amener à une dégradation
de la qualité de l’eau souterraine sur de grandes surfaces.
5.2.3. Adaptation de la cartographie de vulnérabilité de la ressource - intégration des

éléments urbains : exemples et méthodologie
Dans cette partie, l’adaptation aux milieux urbains de méthodes de cartographie de la

vulnérabilité de la ressource est discutée en détail, en prenant en compte ce qui a été présenté
dans les deux parties précédentes. La discussion se fait selon deux perspectives, introduites
dans la partie 2.5.2, et valables pour les méthodes paramétriques-empiriques :
 Adaptation sans ajout de nouveaux facteurs (§ 5.2.3.1). Par modification et réévaluation

des facteurs et attributs déjà existants. Cette perspective d’adaptation est appliquée ici à la
méthode paramétrique de cartographie DRASTIC.
 Adaptation avec ajout de nouveaux facteurs (§ 5.2.3.2), en sus de ceux déjà existants et
ainsi nouvellement combinés avec eux. Cette adaptation, reprenant certains concepts de
l’Approche européenne COST620, vise à élaborer une carte spécifiquement urbaine des
« processus anthropiques affectant la recharge »226, dont les valeurs sont superposées aux
valeurs de vulnérabilité intrinsèque obtenues par n’importe quelle méthode de cartographie
de vulnérabilité existante.
À ces deux perspectives s’ajoute une brève réflexion sur l’adaptation des méthodes à base
physique (§ 5.2.3.3), en relation avec les paramètres et résultats des simulations numériques
urbaines présentés dans le chapitre 4.
224
Vulnérabilité de la ressource ou de la source.
225
Processus qui entrent dans la catégorie des aléas urbains (partie 5.2.5).
226
Qui reprend en partie le facteur C de l’Approche européenne.
174
5.2.3.1. Méthodes paramétriques-empiriques. Adaptation des facteurs existants pour

l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque – exemple de la méthode DRASTIC
Dans la perspective d’adapter les méthodes paramétriques existantes d’estimation de la

vulnérabilité, sans ajout de nouveaux facteurs spécifiquement urbains, la méthode DRASTIC
est utilisée ici comme exemple. Pour tenir compte du construit urbain, certains paramètres et
facteurs de pondération de cette méthode sont ainsi individuellement adaptés pour mieux
correspondre à l’hydrogéologie des milieux urbains.
Montrant un lien avec les spécificités de l’hydrogéologie urbaine, les paramètres R (recharge
nette), S (caractéristiques du sol) et I (impact des formations de la zone vadose) sont ainsi
modifiés. La figure 5.3 présente les modifications proposées pour ces trois facteurs et leur
valeur de notation et/ou pondération dans le schéma de calcul DRASTIC de la vulnérabilité
intrinsèque relative, ceci en fonction de l’échelle spatiale considérée. L’adaptation se fait ici
par ajout ou modification de valeurs de notation, ou par adaptation des facteurs de pondération.
En cas d’adaptation à échelle locale, où l’impact des éléments urbains peut être individualisé
(partie 5.2.2), les valeurs des facteurs R et S sont liées à l’utilisation bimodale du sol (surface
imperméables vs. surface vertes). Les surface vertes sont considérées comme « naturelles », et
leurs valeurs de notation pour les facteurs R et S sont calculées selon les tables existantes de la
méthode adoptée. Les surfaces imperméables, par l’absence de sol (remplacé par du matériel à
très faible perméabilité) prennent une valeur de notation S = 1 et une valeur R = 0, à cause de
l’absence presque complète d’infiltration des précipitations in-situ (recharge nette nulle). Le
facteur I, intégrant la présence de conduites dans la zone non-saturée (vadose), est modifié par
augmentation variable de sa valeur de notation, en fonction des caractéristiques des conduites
présentes. En effet, la présence de conduites induit systématiquement une augmentation des
valeurs de notations, du fait du bypass potentiel de la zone non-saturée qu’elles peuvent
provoquer227.
En cas d’adaptation à échelle régionale, où l’impact des éléments urbains est spatialisé, il est
proposé de modifier les valeurs de pondération des trois facteurs susmentionnés. Cette
modification est en effet fonction du coefficient d’imperméabilisation (à l’échelle d’une zone
urbaine homogène (échelle moyenne) ou d’un bassin versant entier (échelle régionale)) pour
les facteurs R et S, la valeur de pondération diminuant lorsque le coefficient
d’imperméabilisation augmente. Pour le facteur I, la valeur de pondération augmente lorsque
le ratio surface d’influence des conduites / surface totale s’accroît.
L’adaptation présentée ci-dessus, dont les modifications proposées ici ont valeur d’exemple
(toute autre approche pouvant évidemment être discutée, ainsi que les valeurs de
modification), a ainsi le mérite d’inclure le construit urbain en ne modifiant pas le cœur de la
méthode préexistante choisie, mais en agissant simplement sur les valeurs de notation et/ou
pondération de quelques facteurs-clés seulement. Cette approche est évidemment limitée par la
pertinence propre de la méthode DRASTIC (partie 2.2.5) et par les facteurs de base qu’elle
utilise (uniquement liés aux environnements naturels). C’est pour s’affranchir de ce type de
limitation qu’une adaptation de l’estimation de la vulnérabilité par ajout de nouveaux facteurs,
indépendants du milieu naturel, est proposée plus bas.
227
Bypass d’autant plus significatif lorsque la distance entre la conduite et le niveau piézométrique diminue (fig.
5.3).
175
Chapitre 5
Fig. 5.3 : Adaptation des facteurs R, S et I de la méthode DRASTIC lors de l’intégration du construit urbain
5.2.3.2. Méthodes paramétriques-empiriques. Ajout de nouveaux facteurs - Approche

européenne et carte des processus anthropiques affectant la recharge
Dans la perspective d’adaptation des méthodes d’estimation paramétrique de la vulnérabilité,

avec ajout de nouveaux facteurs spécifiquement urbains, l’Approche européenne COST620 est
utilisée comme base de réflexion. La mise en évidence des similitudes entre milieux karstiques
et milieux urbains, ainsi que l’introduction des facteurs de l’Approche européenne, en vue de
leur adaptation, a déjà été présentée dans la partie 2.5.3. Ce paragraphe poursuit cette approche
en proposant une approche concrète pour l’adaptation aux milieux urbains.
176
Dans cette optique, une séparation est ainsi faite, par analogie avec les facteurs O (couches
protectrices superficielles) et C (concentration de l’écoulement) de l’Approche européenne228,
entre le substrat géologique/hydrogéologique (incluant toutefois les zones de matériau
remblayé/artificiel non-saturé) d’une part, et l’ensemble du construit urbain participant à et/ou
modifiant la recharge verticale (superposition des contributions de chaque élément urbain)
d’autre part - les deux facteurs étant indépendants.
Deux cartes indépendantes peuvent alors être superposées :
 Une carte de la vulnérabilité intrinsèque du substrat géologique (carte VIS ; équivalente à

une carte du facteur O). Faisant totalement abstraction du construit urbain, et pouvant être
établie à n’importe quelle échelle spatiale, cette carte intègre l’ensemble de l’information
géologique, hydrogéologique et pédologique de l’aquifère à protéger, selon les matériaux
naturels « en place » qui composent le sol et la zone non-saturée229. Comme mentionné
dans le paragraphe § 2.5.3.4, cette carte peut ainsi être mise au point avec tout type de
méthode de cartographie de la vulnérabilité existante.
 Une carte spécifiquement urbaine des processus anthropiques affectant la recharge
urbaine verticale, ainsi que l’infiltration en surface (carte PAR ; équivalente à une carte du
facteur C urbain). Faisant abstraction du substrat naturel, cette carte intègre uniquement
l’ensemble des éléments urbains en surface/subsurface et leur impact sur l’écoulement de
l’eau (diminution de l’infiltration, concentration du ruissellement, bypass de la zone non-
saturée). Selon l’échelle spatiale de représentation, des attributs plus ou moins détaillés
peuvent alors ainsi être attribués aux éléments urbains (selon ce qui a été discuté dans les
parties 5.2.1 et 5.2.2) pour caractériser leur impact global sur la recharge verticale de
l’aquifère, et fournir ainsi un indice PAR (négatif si la recharge verticale est diminuée, nul
si la recharge est identique à un milieu naturel équivalent, positif si la recharge est
augmentée).
La figure 5.4 illustre, au moyen d’éléments 1-D verticaux, le concept de cette superposition de
cartes VIS et PAR. Les valeurs relatives de vulnérabilité intrinsèque de la ressource sont ainsi
déterminées en premier lieu, pour les formations géologiques de la zone non-saturée
« naturelle », grâce à une méthode classique. L’impact positif ou négatif des éléments urbains
en surface et en sous-sol sur ces valeurs de vulnérabilité est ensuite superposé spécifiquement,
pour chaque élément 1-D vertical de la zone non-saturée urbaine230.
228
Le facteur P (régime de précipitations) est l’objet d’une discussion plus générale dans la partie 5.2.4. Le facteur
K (développement du réseau karstique) n’est pas pris en compte ici, cette partie ne traitant que de la vulnérabilité
intrinsèque de la ressource.
229
Y compris les zones de matériaux artificiels, dont les caractéristiques hydrogéologiques peuvent être estimées
(conductivité hydraulique, porosité, etc.), mais également tout type d’infrastructure urbaine présente dans la zone
non-saturée, et pouvant agir comme une formation confinante.
230
La résolution en 2-D horizontal de ces éléments 1-D est bien sûr dépendante de l’échelle cartographique,
nécessitant au besoin une spatialisation de l’information contenue dans la carte PAR.
177
Chapitre 5
Fig. 5.4 : Concept de superposition des cartes VIS et PAR et valeurs relatives de vulnérabilité intrinsèque finales
obtenues
La figure 5.5 présente un exemple 2-D horizontal de superposition de ces deux cartes, à échelle
spatiale locale. A cette échelle, il est ainsi possible d’individualiser les éléments urbains
composant la carte PAR, en leur attribuant un paramètre relatif spécifique, fonction de leur
impact sur la recharge urbaine verticale.
Fig. 5.5 : Exemple 2-D horizontal de superposition des cartes VIS et PAR à échelle locale (éléments urbains
individualisés et caractérisés) : carte de vulnérabilité intrinsèque potentielle du milieu urbain (VPU)
Selon les caractéristiques du type de surface et des conduites en sous-sol, des attributs
spécifiques relatifs peuvent être donnés aux éléments urbains. Par exemple, un facteur
178
« modification de la recharge » R pour les surfaces, dont les valeurs varient en fonction de
l’imperméabilisation : = -2 lors d’une forte diminution de l’infiltration en surface
(imperméabilisation), = 0 pour les surfaces vertes/naturelles, où l’infiltration des précipitations
à lieu normalement (selon les caractéristiques du sol et la topographie), > 0 en cas d’infiltration
facilitée ou augmentée (remblayage à forte conductivité hydraulique ; tranchées et autres
dispositifs d’infiltration, bordure de surface imperméable non-drainée231). Pour les éléments en
sous-sol, principalement les conduites souterraines, un facteur « potentiel d’exfiltration » exf
peut leur être attribué, dont les valeurs varient ici en fonction du type de conduites : = 3 pour
des conduites de grand diamètre en ciment, = 1 pour des conduites en PVC de petit diamètre,
mais proches du niveau piézométrique, par exemple232. Ces attributs peuvent ainsi être
combinés cartographiquement (addition des attributs dans un SIG, par exemple), pour établir
une carte d’indices PAR233.
La superposition des cartes d’indices VIS (vulnérabilité du substrat géologique) et PAR

(recharge influencée par le construit urbain) donne finalement une carte d’indice de
vulnérabilité intrinsèque potentielle de l’aquifère urbain (carte VPU ; fig. 5.5). Cette carte
illustre dans quelle mesure le construit urbain influence la répartition de la recharge verticale
pour un substrat géologique/hydrogéologique, dont on veut estimer la vulnérabilité intrinsèque.
Par ailleurs, les indices finaux de vulnérabilité restent fortement dépendants de la géologie de
la zone non-saturée, le construit urbain modifiant uniquement, dans un second temps, ces
indices. Il est ainsi légitime de considérer que l’impact sur l’indice de vulnérabilité de
l’exfiltration d’une conduite dans une zone non-saturée à dominante argileuse sera nettement
plus faible que l’impact de la même conduite dans des formations à dominante sableuse, ce
que l’indice VPU prend en compte. Avec cette approche par cartes indépendantes superposées,
il est ainsi possible, de façon relativement simple, et en fonction de la disponibilité des
données urbaines234, d’intégrer l’impact du construit urbain sur les valeurs de vulnérabilité
intrinsèques « classiques ».
La figure 5.6 illustre le même concept (en 2-D plan), pour la cartographie VPU à échelle
régionale. En tenant compte des réflexions de la partie 5.2.2, les indices de la carte PAR sont
ainsi calculés au moyens d’attributs des éléments urbains spatialisés, le raisonnement général
restant identique à celui de la cartographie à échelle locale.
231
Dans ce cas, il est également possible d’envisager un facteur de pondération supplémentaire en fonction de la
surface imperméable drainée, pour tenir compte du volume potentiel de ruissellement concentré.
232
La profondeur de la conduite par rapport au niveau piézométrique est très importante pour estimer l’impact de la
conduite sur la vulnérabilité intrinsèque (bypass de la zone non-saturée ; cf. note 226). Il est donc indispensable
d’en tenir compte lors de la détermination des attributs relatifs des conduites en sous-sol pour les cartes PAR.
233
Les valeurs d’attributs PAR proposées ici le sont uniquement à titre d’exemple. Toutefois, pour des raisons
pratiques, et par leur caractère arbitraire, il est ainsi préférable d’utiliser des panels réduits de valeurs d’attribut,
selon une série limitée de caractéristiques des éléments urbains - notamment pour les conduites souterraines, dont
les caractéristiques suivantes devraient être considérées ici en priorité pour l’établissement de la carte PAR : âge,
diamètre, matériau et profondeur ; partie 2.3.2.
234
Disponibilité permettant un raffinement des attributs des éléments urbains, lors du calcul des indices de la carte
PAR.
179
Chapitre 5
Fig. 5.6 : Exemple 2-D horizontal de superposition des cartes VIS et PAR, et carte finale VPU à échelle régionale
(éléments urbains spatialisés)
Un exemple concret à échelle locale (éléments urbains individualisés) est présenté sur la figure
5.7, avec l’aquifère de la Maladière235. Les données de terrain et de modélisation ont ainsi été
utilisées pour le calcul de l’indice VIS (donc pour le substrat géologique de l’aquifère ; calculé
ici au moyen de la méthode DRASTIC). Pour les éléments de la carte d’indice PAR, les
données du cadastre (utilisation du sol, bâtiments) ont permis de définir, dans un SIG, les types
de surfaces et les valeurs du paramètre R ; les données du PGEE (type de conduites, matériau,
altitude du radier) de définir les types de conduites (type 1 à 3, équivalents à ceux des
simulations numériques) et le paramètre exf associé. Au final, une carte d’indice VPU à
l’échelle locale est produite, donnant des valeurs relatives236 de vulnérabilité intrinsèque de
l’aquifère urbain de la Maladière, ceci en tenant compte de l’hétérogénéité de l’infiltration en
surface, ainsi que de la recharge localisée au droit des conduites souterraines (recharge rapide
de surcroît, conséquence du bypass de la zone non-saturée)237.
235
L’annexe V-1 présente la démarche et les calculs effectués pour l’obtention de ces différentes cartes.
236
Point très important. Seule la modélisation de cet aquifère urbain (chapitre 4) a permis de quantifier (flux,
vitesses, débit) l’impact hydrogéologique du construit urbain à la Maladière.
237
A noter ici que toutes les surfaces imperméables sont drainées. Le ruissellement est donc toujours concentré dans
les conduites d’eaux claires (pas d’infiltration directe en bordure de surface).
180
Fig. 5.7 : Aquifère de la Maladière : exemple de cartographie VPU. a) Indice VIS (DRASTIC simplifié) ; b) Type
de surfaces et éléments en sous-sol classifiés ; c) Indice PAR ; d) Indice VPU
5.2.3.3. Méthodes à base physique : intégration du construit urbain dans les modèles
existants
L’adaptation aux milieux urbains des méthodes d’estimation de la vulnérabilité à base

physique est en soi plus « simple », dans le sens où ces méthodes intègrent dans un modèle
physique d’écoulement de nombreux paramètres hydrodynamiques de la zone non-saturée
et/ou de l’aquifère étudié.
En se référant à l’approche de Brouyère et al. (2001) (§ 2.2.4.1), l’impact du construit urbain

peut être caractérisé de manière complémentaire pour chacun des trois critères physiques du
« cube de vulnérabilité » (temps de transit, durée et concentration relative de la contamination
à la source). Les directions et vitesses d’écoulement de l’eau dans les zones non-saturée et
saturée, ainsi que l’impact des éléments urbains sur ces écoulements, sont alors calculés au
moyen de modèles numériques dédiés. Le construit urbain peut ainsi être pris en compte de
façon directe dans les approches à base physique, par ajout et/ou modification de paramètres et
conditions aux limites dans ces modèles.
En tenant compte des réflexions et observations du chapitre 4, et sans entrer dans les détails de
chaque méthode existante, les éléments urbains peuvent être intégrés dans les méthodes à base
physique de la manière suivante :
181
Chapitre 5
 Types de surface : impact sur l’infiltration et le ruissellement de l’eau. Modification des

conditions aux limites en surface (modèles 1-D verticaux notamment), variations du terme-
source/perte dans les équations d’écoulement (modèles 2-D et 3-D), modifications des
paramètres du sol et sous-sol (modèles d’écoulement non-saturé vertical)238.
 Conduites souterraines et cavités : concentration du ruissellement, bypass de la zone non-
saturée (exfiltration/infiltration). Ajout de conditions aux limites de transfert (CLT ;
modèles 1-D/2-D/3-D), avec coefficients de transfert adaptés en fonction du type de réseau
d’eau et de l’échelle cartographique (§ 5.2.2.3). Ajout d’éléments discrets dans le maillage
du modèle, avec variations locales des paramètres hydrodynamiques (pour simuler fissures
et cavités ; modèles 2-D/3-D). La profondeur relative des conduites par rapport au niveau
piézométrique peut alors être intégrée directement dans ce type de méthode.
 Zones de matériaux artificiels/remblayés, macroporosité artificielle. Variations locales ou
régionales des paramètres hydrodynamiques de l’écoulement non-saturé et saturé (modèles
1-D/2-D/3-D).
 Infrastructures urbaines dans la zone saturée : effet-barrière, modification des zones de
capture de source et puits. Modifications locales/régionales de la géométrie du modèle
(surface topographique notamment), variations locales/régionales des paramètres
hydrodynamiques (par exemple diminution de la conductivité hydraulique ; modèles 3-D
seulement), ajout d’éléments discrets 2-D/3-D dans le maillage du modèle.
De la même manière que pour les méthodes paramétriques, les modifications des paramètres
des modèles peuvent ainsi être régionalisées (spatialisées) lorsque la vulnérabilité doit être
estimée à échelle spatiale régionale, et/ou lorsque les données d’infrastructures urbaines à
disposition sont rares ou de mauvaise qualité.
Le but de ce paragraphe étant de donner quelques idées générales sur l’adaptation des
méthodes à base physique, il est difficile ici d’aller plus avant dans cette réflexion, le choix des
paramètres hydrodynamiques à ajouter/modifier étant totalement dépendant de la méthode
choisie, ainsi que des objectifs précis que celle-ci propose pour la protection des ressources en
eau souterraine.
À noter, à l’instar des méthodes paramétriques-empiriques (§ 5.2.3.2), qu’il est également

possible d’appliquer telle quelle une des ces méthodes, puis de superposer dans un second
temps une carte de type PAR qui tient compte du construit urbain.
238
Autre exemple : comme présenté dans le paragraphe 2.2.3.3, Dassargues et al. (2009) proposent dans leur
méthode un coefficient de « dangerosité » latérale pour tenir compte du ruissellement sur les surfaces à faible
perméabilité (donc potentiel de transfert en surface d’un contaminant vers une cellule adjacente). Coefficient
utilisable tel quel pour les surfaces imperméables en milieu urbain (pour peu que celles-ci ne soient pas drainées par
des conduites).
182
5.2.4. Facteur hydrologique urbain
Pour les milieux urbains, et suite à la réflexion préliminaire sur le lien entre recharge verticale
et vulnérabilité intrinsèque (§ 2.2.7.2) et en considérant la dynamique temporelle spécifique de
la charge en polluants du ruissellement urbain (notion de « first-flush » ; § 2.3.3.3), une prise
en compte des facteurs liés au régime de la recharge et indispensable, Ce qui implique la prise
en considération du régime hydrologique sur le bassin versant urbain étudié239.
De nombreuses méthodes utilisent des valeurs moyenne annuelles d’intensité de précipitations

(et donc in fine d’infiltration et recharge, à l’instar du facteur R de la méthode DRASTIC), ou
une intensité moyenne annuelle par jour de pluie (par exemple, pour le calcul du facteur P de
la méthode COP ; Vias et al. (2006)). Lors d’événement pluvieux, même de faible intensité, la
rapide concentration du ruissellement sur des zones importantes d’un bassin versant urbain
permet la mobilisation rapide d’un polluant potentiel en provenance d’une grande surface. A
cela s’ajoute le fait que les événements pluvieux intenses ont tendance à décaper la couche de
colmatation dans les conduites collectrices (§ 2.3.2.1), et ainsi favoriser temporairement
l’exfiltration des eaux dans la zone non-saturée et/ou l’aquifère (paramètre de la vulnérabilité
intrinsèque urbaine ; parties 5.2.1). La probabilité de contamination d’un aquifère urbain est
ainsi doublement augmentée lors de périodes de fortes précipitations : augmentation de la
probabilité d’exfiltration des conduites et/ou accroissement du débit infiltré en bordure de
surface imperméables ; augmentation de la charge de « background » en polluant dissous
(polluants de « first flush » ; § 2.3.3.3).
Par principe de précaution, et en tenant compte des aspects présentés ci-dessus, il est
préférable d’utiliser des conditions hydrologiques moyennement défavorables pour le calcul du
facteur hydrologique en milieu urbain. Pour un bassin versant urbain considéré, il est ainsi
nécessaire d’utiliser des données de type courbes IDF240, en privilégiant plutôt les pluies à
forte intensité/faible durée241. Le choix du temps de retour pour l’événement pluvieux
considéré est ainsi capital. Ce temps de retour étant lui aussi fonction de l’échelle
cartographique à laquelle l’estimation de la vulnérabilité est effectuée : à échelle spatiale
locale/petite échelle temporelle (pollutions ponctuelles, peu étendues et/ou accidentelles), la
préférence sera donnée aux événements à temps de retour courts (≤ 10 ans). Inversement, à
échelle spatiale régionale/grande échelle temporelle (pollutions diffuses et/ou à long-terme),
des temps de retour longs (≥ 20 ans) devraient être privilégiés.
D’autre part, il est aussi possible de sélectionner les valeurs moyennes d’une année
hydrologique particulièrement humide pour le calcul du facteur hydrologique urbain.
Toutefois, là aussi, l’approche ne tient pas compte de l’occurrence d’événements pluvieux
intenses, qui augmentent fortement la vulnérabilité de l’aquifère urbain à court-terme,
239
Ce type de facteur est en principe considéré comme externe au système hydrogéologique (contrainte
hydrologique), à l’exemple le facteur P de l’Approche européenne.
240
Ou autrement tout type de données pluviométriques à disposition, traitées statistiquement ou non.
241
Par conditions « moyennement défavorables », il est entendu qu’il faut également éviter de considérer les
événements pluvieux les plus extrêmes (intensités maximales observées), par la surestimation des indices de
vulnérabilité qu’ils peuvent induire.
183
Chapitre 5
phénomène de peu d’importance pour la cartographie à échelle spatiale régionale/grande

échelle temporelle, mais non-négligeable à échelle spatiale locale/petite échelle temporelle.
5.2.5. Aléas et évaluation du risque en milieu urbain : spécificités et adaptation
À l’instar du facteur hydrologique, la caractérisation des aléas et l’évaluation du risque (partie

2.2.6) en milieu urbain implique également une adaptation. En effet, la plupart des éléments
urbains (partie 2.5.1) induisent deux types d’impacts sur l’eau souterraine, indépendants l’un
de l’autre : un impact quantitatif (perturbations des écoulements, modification de la recharge)
déjà discuté dans les parties précédentes, et un impact qualitatif (contaminations potentielles et
modifications hydrochimiques). Par exemple, une zone urbaine d’infiltration préférentielle
(dans un dispositif prévu à cet effet) induira une double contrainte sur l’aquifère urbain sous-
jacent : augmentation des flux d’eau à la nappe (impact quantitatif/hydrodynamique) et
augmentation de la probabilité de contamination de l’eau souterraine (impact qualitatif, lié au
potentiel de pollution en amont). L’impact qualitatif est ainsi lié à l’évaluation de l’aléa et du
risque urbain de contamination de l’eau souterraine, sujet de la présente partie.
Cette partie n’a pas pour but de dresser une liste exhaustive de tous les aléas urbains
existants242, mais d’identifier leurs caractéristiques spécifiques dans les milieux urbains.
Aire d’influence et spatialisation des aléas en milieu urbain
Dans les milieux urbains, du fait de coefficients d’imperméabilisation élevés et de la forte

densité d’aléas existants ou potentiels, il est nécessaire d’adapter la caractérisation spatiale243
des aléas selon deux axes, dépendant l’un de l’autre :
 Aire d’influence des aléas en milieu urbain (fig. 5.8a). Dans les milieux naturels, les aléas
peuvent souvent être caractérisés spatialement de façon ponctuelle (ou spatialement, pour
les aléas de contamination diffuse). En milieu naturel, un aléa localisé sur une surface
verte244 a ainsi en général un impact spatialement restreint, limité le plus souvent à l’aléa
lui-même, alors qu’un aléa localisé sur une surface imperméable, où le ruissellement
augmente considérablement l’aire d’influence de l’aléa en surface, aura ainsi une influence
étendue.
En raisonnant de façon inverse, la surface d’un bassin versant urbain imperméable contient
donc implicitement une information sur la probabilité d’occurrence d’une contamination,
notamment accidentelle (et ce indépendamment des aléas déjà identifiés ou non sur cette
surface). Pour tenir compte de cet aspect, l’indice d’aléa calculé au moyen de la probabilité
d’occurrence devrait donc aussi être pondéré proportionnellement à l’aire de la surface
imperméable associée à cet aléa. Si aucun aléa « fixe » n’est identifié sur une parcelle
imperméable, un aléa d’accident, proportionnel à l’aire de la parcelle, devrait aussi être
associé à ladite parcelle – qui plus est pour les zones urbaines denses, où l’activité
anthropogène susceptible de provoquer une contamination est intense.
242
Le lecteur pourra se référer à Zwahlen (2004) pour une description détaillée des aléas et leur indices relatifs de
contamination (partie 2.2.6).
243
Sans revenir ici sur le calcul de la probabilité de contamination (indice d’aléa).
244
Pour une surface verte facilitant l’infiltration des précipitations in-situ (faible pente et/ou bonne perméabilité).
184
 Spatialisation des aléas en milieu urbain (fig. 5.8b). A l’instar de la spatialisation des
éléments urbains (partie 5.2.2), à échelle cartographique régionale, la forte densité d’aléas
conduit ainsi à raisonner en termes de zones d’aléas, plutôt qu’en prenant en compte des
éléments ponctuels. A échelle spatiale locale, les aléas peuvent être identifiés
ponctuellement selon les méthodes habituelles, en se basant sur les données disponibles. A
échelle régionale, et/ou si les données d’activités anthropogènes polluantes sont rares, il est
préférable par contre de spatialiser l’aléa, en estimant un indice d’aléa moyen par zone
« homogène » d’activités polluantes (par exemple : zone industrielle, zone militaire, etc.).
Ici aussi, cet indice devrait être pondéré par l’aire des surfaces imperméables associées, ou
par un coefficient d’imperméabilisation moyen lorsque la surface cartographiée devient
très grande, le cas échéant.
Fig. 5.8 : Spécificité des aléas en

milieu urbain. a) aire d’influence
des aléas en milieu rural et en
milieu urbain ; b) échelle
spatiale : aléas ponctuels vs
aléas spatialisés
Risque de contamination en milieu urbain
De manière générale, l’évaluation du risque de contamination en milieu urbain est identique à

celle appliquée aux milieux naturels : superposition des valeurs de vulnérabilité et d’aléas,
estimation de la sensibilité au risque (« risk sensivity » ; valeur socio-économique et
environnementale de la ressource en eau à protéger, conséquences de la contamination
potentielle (sanitaires, environnementales), et finalement, estimation du risque total de
contamination par superposition de tous ces paramètres.
185
Chapitre 5
5.3. ADAPTATION DE L’ESTIMATION DE LA VULNÉRABILITÉ EN MILIEU URBAIN :

MÉTHODOLOGIE GÉNÉRALE
Dans l’optique de synthétiser les concepts présentés dans ce chapitre, la figure 5.9 présente la
méthodologie générale proposée pour la cartographie de la vulnérabilité de la ressource et de la
source en eau souterraine dans les milieux urbains.
Le premier point important est de déterminer l’influence de l’urbanisation sur un bassin

versant aquifère à protéger. Le ratio surface urbanisée / surface du bassin versant permet
rapidement d’estimer si le construit urbain doit être pris en compte directement dans la
cartographie de vulnérabilité (en cas de ratio grand), ou s’il est suffisant de l’inclure en second
lieu au moyen d’un aléa ou d’une zone d’aléas, après avoir estimé la vulnérabilité au moyen
d’une méthode existante (en cas de ratio petit). L’urbanisation sera ainsi prise en compte à
partir d’une valeur-limite du ratio de surfaces (exemple arbitraire à 0.25 sur la fig. 5.9) – valeur
également modulée en fonction de paramètres hydrogéologiques spécifiques : forte
hétérogénéité des formations aquifères, réseaux karstiques - paramètres pouvant donner un
poids prépondérant à une zone urbanisée restreinte, par exemple.
En second lieu, en cas de zone urbanisée prépondérante (ratio grand) et donc impliquant
d’adapter la cartographie classique de la vulnérabilité, le second point à prendre en compte est
l’objectif de cette adaptation, qui a une influence sur l’échelle cartographique à laquelle la
cartographie sera réalisée (§ 2.2.1.3). Par exemple, la planification d’ouvrages urbains et
l’impact probable sur la ressource en eau souterraine, la protection de sources urbaines ou la
future implantation de puits en milieu urbain nécessitent une cartographie à échelle locale (≥
1/25'000), alors que des problématiques plus générales comme les questions d’aménagement
du territoire (réaffectation de zones urbaines, changements démographiques urbains rapides),
ou la protection de ressources aquifères régionales, requièrent une cartographie à échelle
régionale (< 1/25'000).
Ainsi, selon l’échelle cartographique définie, la prise en compte du construit urbain se fera en
individualisant l’impact hydrogéologique des éléments urbains en surface et dans le sous-sol
(partie 5.2.1), à échelle locale. Ou au contraire en spatialisant cet impact à échelle régionale
(selon les modalités présentées dans la partie 5.2.2). L’autre point d’importance est la
disponibilité et la qualité des données hydrogéologiques, cadastrales et d’utilisation du sol. Si
cette disponibilité/qualité est faible, il est alors nécessaire, par mesure de simplification, de
spatialiser, et ainsi d’extrapoler, l’impact des éléments urbains, en fonction des données à
disposition245.
Une fois déterminé le type d’intégration des données urbaines dans l’estimation de la
vulnérabilité et des aléas urbains (selon les spécificités présentées dans la partie 5.2.5), il est
alors possible d’appliquer l’approche par carte des processus anthropiques affectant la
245
Si les données de réseaux d’eau sont souvent facilement accessibles via les municipalités, il est pratiquement
impossible d’obtenir par exemple des données précises pour tous les bâtiments d’une zone urbaine étudiée (accès et
données privés, multiplication des sources, impossibilité de démarcher tous les responsables). La spatialisation des
données procède ainsi de toute une série de simplifications nécessaires : par exemple associer une profondeur-type
de fondations selon la hauteur ou l’emprise d’un bâtiment (partie 4.3.3) ou postuler que toutes les fondations en eau
et autres cavités souterraines urbaines (tunnels, métro, etc.) sont systématiquement pompées/drainées.
186
recharge. Avec une caractérisation supplémentaire de l’impact des éléments urbains sur les
flux d’eau en zone saturée, en cas d’estimation de la vulnérabilité de la source en milieu
urbain.
Les résultats finaux se présentent ainsi sous forme de différentes cartes, comprenant une carte
de vulnérabilité intrinsèque potentielle du milieu urbain (carte VPU) intégrant les spécificités
du construit urbain, une carte des aléas urbains, et une carte du risque urbain de contamination
de la ressource ou de la source en eau souterraine.
En conclusion, quelques remarques pratiques doivent encore être exprimées concernant cette
approche méthodologique :
 Cette approche doit particulièrement prendre en compte la dynamique dans le temps.

Compte tenu de la rapide évolution des infrastructures urbaines (et particulièrement dans
les pays en voie de développement), il est nécessaire de réviser régulièrement les indices
des cartes PAR et des aléas urbains, pour les faire coïncider avec l’évolution du construit
urbain et de ses nouvelles affectations (extension des zones urbaines, changement
d’affectations, augmentation de la densité d’habitants, etc.). Les indices des cartes de
vulnérabilité intrinsèque du substrat géologique (VIS) peuvent également subir des
modifications, suite à des processus d’excavation, de remblayage ou de nivellement. De
manière générale, les cartes réalisées selon cette approche sont ainsi évolutives dans le
temps.
 Cette approche comporte de nombreux choix arbitraires (de paramètres et de valeurs
d’attributs) et simplifications, en vue de concilier une approche utilisable facilement avec
la quantité élevée de données à traiter pour l’évaluation de l’impact de l’urbanisation sur la
vulnérabilité de l’eau souterraine. Il faut donc en permanence garder à l’esprit que les
indices finaux de vulnérabilité obtenus ici sont purement qualitatifs – relatifs246, et ont
pour fonction d’orienter des décisions globales et de fixer des priorités d’actions. Ces
indices ne remplaceront donc jamais une étude précise d’impact pour tel ou tel élément
urbain.
 Cette approche fait ici l’impasse sur le comportement spécifique de certains contaminants
dans le sous-sol (pour l’estimation de la vulnérabilité spécifique, § 2.2.1.2 ; aspect qui a
volontairement été écarté dans le présent travail), qui peuvent être adsorbés, dégradés et
modifiés chimiquement de l’origine à la cible. Les indices de vulnérabilité obtenus avec la
présente approche sont donc des valeurs de « pire scénario », compte tenu du fait que le
contaminant potentiel est ici considéré comme complètement conservatif (sa concentration
est modifiée uniquement par les processus hydrodispersifs et la dilution le long du trajet
jusqu’à la cible).
246
Ce qui est déjà le cas pour toutes les méthodes d’estimation de la vulnérabilité, mais cet aspect est encore
renforcé ici, de par l’ajout de facteurs supplémentaires.
187
Chapitre 5
Fig. 5.9 : Méthodologie générale pour la cartographie de vulnérabilité de la ressource/source en eau souterraine dans
les milieux urbains
188
Conclusions
6. Conclusions : synthèse générale, perspectives et limitations
6
Conclusions : synthèse générale, limitations
et perspectives
6.1. SYNTHÈSE GÉNÉRALE
La présente étude s’est attelée à établir un lien entre les domaines de recherche de la
cartographie de vulnérabilité et de l’hydrogéologie urbaine. Des essais de traçage sur des sites
d’études en milieu urbain, ainsi qu’une série de simulations au moyen de modèles numériques
incluant un panel d’éléments urbains, ont permis de mieux cerner l’impact du construit urbain
sur les écoulement d’eau en subsurface, et ainsi sur les valeurs d’indice de vulnérabilité
intrinsèque. En tenant compte de ces résultats, une série de propositions a été présentée pour
l’adaptation de l’estimation de la vulnérabilité intrinsèque aux hétérogénéités induites par les
infrastructures urbaines.
6.1.1. Résultats et observations
De manière synthétique, les observations suivantes ont été effectuées lors des essais de terrain
et les simulations numériques urbaines :
 Les courbes de restitution des essais de traçages urbains ont clairement montré l’impact de
divers éléments urbains sur l’infiltration de l’eau en surface, et sa percolation dans la zone
non-saturée.
A l’échelle locale, la concentration du ruissellement en bordure de surface imperméable,
couplée à la présence de remblais routiers grossiers, a fortement augmenté les flux d’eau
entrant dans l’aquifère, augmentant ainsi localement les valeurs d’indices de vulnérabilité
intrinsèque. Le rôle dual des conduites souterraines (infiltration dans les conduites et
exfiltration dans la zone non-saturée) a été fréquemment observé, rendant difficile, à
l’échelle locale, l’évaluation de leur impact sur les valeurs de vulnérabilité. Enfin, en
l’absence d’éléments urbains en surface et subsurface, les flux d’eau vers l’aquifère ont
alors été entièrement conditionnés par la lithologie et l’épaisseur des formations naturelles
de la zone non-saturée.
 Les résultats des simulations numériques urbaines, réalisées sur deux MEF de contexte
hydrogéologique et d’échelle spatiale différents a permis de caractériser et de régionaliser
l’impact des éléments urbains sur l’écoulement souterrain de l’eau.
189
Chapitre 6
L’impact de recharge hétérogène (modélisée par ajout d’une terme-source, fonction du

type de surface) est ainsi relativement peu important à toutes les échelles spatiales. Et
encore moins à échelle régionale, où l’influence individuelle des parcelles perméables
disparaît complètement. Seul l’impact de la recharge spatialisée (fonction du coefficient
d’imperméabilisation, par zone) est alors identifiable à échelle régionale.
L’impact des conduites souterraines (modélisées au moyen de CLT avec coefficients de
transfert variables) est notable à toutes les échelles spatiales. Cet impact est globalement
dépendant du coefficient de transfert K/e (équivalent du facteur de perte, abondamment
documenté dans la littérature), coefficient qu’il est nécessaire d’augmenter lorsque
l’échelle spatiale décroît, afin d’obtenir un impact identique sur l’écoulement souterrain. A
l’inverse, lors de l’évaluation de l’impact des conduites sur la recharge effective verticale
et sur les indices de vulnérabilité intrinsèque, il est indispensable de diminuer ce
coefficient à échelle régionale, pour correspondre aux valeurs réelles (observées dans la
littérature).
6.1.2. Propositions
Les propositions suivantes ont été présentées pour l’adaptation de l’estimation de la

vulnérabilité intrinsèque aux milieux urbains :
 Une cartographie de vulnérabilité intrinsèque adaptée aux milieux urbains doit inclure les
éléments urbains susceptibles d’avoir un impact sur l’écoulement naturel de l’eau de la
surface à la nappe d’eau souterraine. Bien que très nombreux, ces éléments peuvent
toutefois être regroupés en trois familles générales (1 à 3) :
 Pour la vulnérabilité de la ressource : (1) type de surface (imperméable, naturelle,
remblayée/artificielle) et (2) conduites et cavités dans la zone non-saturée
(paramètres significatifs : dimensions, âge, matériaux, densité des réseaux).
 Pour la vulnérabilité de la source : (3) infrastructures urbaines et fondations dans
la zone saturée.
Au moyen de panels de paramètres propres à ces éléments, leur impact sur la recharge
verticale des aquifères urbains et sur l’écoulement saturé, et ainsi sur les valeurs
d’indices de vulnérabilité intrinsèque, peut être caractérisé et cartographié.
 Compte tenu du grand volume nécessaire de données de type variés (hydrogéologiques,

infrastructures urbaines en surface et en sous-sol), et de l’accroissement de ce volume
lorsque l’échelle cartographique diminue, une cartographie de vulnérabilité intrinsèque
adaptée aux milieux urbains doit spatialiser l’impact des éléments urbains sur les valeurs
d’indices de vulnérabilité intrinsèque, aux petites échelles cartographiques. Cette
spatialisation se fait selon le coefficient d’imperméabilisation (zones définies ou bassin
versant urbains) pour les types de surface, et selon un facteur de perte zonal (fonction de la
densité et du type de réseau) pour les conduites et cavités souterraines.
 Concrètement, de manière relativement simple, sans modifications des méthodes
existantes, l’adaptation des méthodes cartographiques paramétriques-empiriques de
vulnérabilité intrinsèque se fait par ajout d’une carte spécifiquement urbaine : une carte
des processus anthropiques affectant la recharge (carte PAR), combinant les paramètres
des surfaces (facteur de modification de la recharge R) et des conduites et cavités
190
Conclusions
souterraines (facteur de potentiel d’exfiltration exf). Les valeurs de cette carte sont alors
superposées aux indices de vulnérabilité intrinsèque obtenus au moyen de n’importe quelle
méthode existante (carte VIS), pour donner au final une carte de vulnérabilité intrinsèque
potentielle de l’aquifère urbain (carte VPU).
 A l’instar des éléments urbains et leur impact sur les indices de vulnérabilité intrinsèque, et
ici aussi en raison des volumes importants de données nécessaires, les aléas en milieu
urbain doivent également être spatialisés à échelle spatiale régionale, particulièrement
lorsque l’urbanisation est dense et que plusieurs types d’activités urbaines sont présents
dans des zones fortement imperméabilisées (la zone d’influence des aléas est alors
augmentée). Cette spatialisation se fait au moyen d’un aléa moyen par zone, et pondéré par
l’aire de la surface imperméable qui lui est associée (prise en compte de la zone
d’influence).
6.2. LIMITATIONS ET PERSPECTIVES DE LA MÉTHODOLOGIE PROPOSÉE
Une méthodologie générale pour l’adaptation de la vulnérabilité en zone urbaine, reprenant

l’ensemble des propositions susmentionnées, a ainsi été développée et présentée dans cette
thèse (approche par cartes PAR et VPU). Cette méthodologie montre toutefois plusieurs
limitations, qu’il est important de mentionner :
 Pour des raisons de simplification, notamment par rapport au besoin en données pour cette
méthodologie, les éléments urbains ont été regroupés en familles, et des paramètres
généraux y ont été associés (facteurs R et exf de la carte PAR). A échelle régionale, lorsque
que de nombreux éléments urbains sont pris en compte dans ces facteurs (spatialisation de
l’information), cette méthodologie peut induire des erreurs d’estimation, mais a le mérite
de synthétiser un grand volume d’information au moyen d’un nombre réduit de facteurs. A
l’inverse, pour éviter des erreurs d’estimation importantes à échelle locale (> 1/10’000), il
est préférable, autant que possible, de caractériser l’impact individuel de chaque élément
urbain sur la recharge et l’écoulement saturé.
 Les cartes PAR et VPU proposent ici des valeurs qualitatives d’indices (données à titre
d’exemple, pour illustrer la démarche) qui, bien que se basant sur des résultats de terrain et
modélisation, n’ont pas été validées a posteriori. Lors de l’interprétation et l’utilisation de
cartes finales VPU, une prééminence doit être donnée à la carte de vulnérabilité
intrinsèque du substrat (carte VIS), dérivée de méthodes existantes (dont la plupart ont
déjà prouvé leur validité). L’information sur l’impact du construit urbain (carte PAR) se
superposant alors, dans un second temps, à l’information hydrogéologique donnée par la
carte VIS.
 Les cartes PAR et VPU ne sont réellement utiles que pour l’estimation de la vulnérabilité
intrinsèque de la ressource en eau souterraine (donc concernant tous les éléments urbains
dans la zone non-saturée). L’estimation de la vulnérabilité de la source en milieu urbain
nécessite une caractérisation de l’impact hydrogéologique du construit urbain sur
l’écoulement saturé. Cette caractérisation est possible à échelle locale (pour un bassin
versant de source ou une zone de capture de puits restreints), mais très difficile à échelle
régionale ou lorsque l’urbanisation est dense. Si l’on désire prendre en compte l’impact de
l’urbanisation à échelle régionale, la cartographie de vulnérabilité de la source en milieu
191
Chapitre 6
urbain doit se faire de façon extrêmement prudente, au moyen de simplifications

pertinentes pour l’intégration des infrastructures en zone saturée.
Compte tenu des remarques susmentionnées, la perspective principale pour de futurs

développements de cette méthodologie est donc la validation des cartes PAR et VPU, afin de
déterminer de manière semi-quantitative les divers paramètres permettant de calculer les
indices de ces cartes. Cette validation, qui peut être effectuée au moyen de divers essais de
terrain (type traçages) à diverses échelles spatiales, ou au moyen de modélisations numériques
d’aquifères urbains existants, permettrait d’étendre et de préciser le domaine de validité des
postulats de la présente méthodologie, ainsi que de préciser la manière dont l’impact des
éléments urbains doit être spatialisé à échelle cartographique régionale – problématique qui n’a
été présentée que de manière généraliste ici.
Bien que le développement d’une nouvelle méthode d’estimation de la vulnérabilité ne soit pas
réellement pertinente, ni indispensable, il serait intéressant au final d’affiner la méthodologie
pour l’établissement de la carte d’indices PAR (méthodologie très généraliste dans cette
étude), mais également de préciser la méthode de calcul pour la superposition des indices PAR
et VIS (ici par simple addition, sans pondération), ceci afin d’obtenir une méthode
standardisée, valide, et reproductible à tous les environnements hydrogéologiques urbains,
quels que soient l’échelle cartographique et le type d’urbanisation considérés.
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205

Annexes
ANNEXES
207
II
Annexes chapitre 2
208
Annexe II-1
Tables de paramètres de la méthode DRASTIC
209
Annexe II-1
210
Annexe II-2
Dynamique de l’infiltration en conduite souterraine
Selon Wolf et al. (2006), la dynamique d’infiltration en conduite est dépendante de la

localisation du défaut sur la conduite, selon deux cas-limites : au-dessus de la conduite (fig.
A1), ou au-dessous (fig. A2) (adaptation si le défaut est localisé latéralement).
1) 2)
Fig. A : Vue schématique d’une conduite sous le niveau saturé et géométrie associée. 1) défauts situés sur la surface
supérieure de la conduite ; 2) défauts situés sur la surface inférieure de la conduite (tiré de Wolf et al. (2006))
La dynamique d’infiltration présentée par ces auteurs, dérivée directement de la loi de Darcy,
(géométries données dans la fig. A), postule une zone de sol de ΔL moyenne = 0.1 m au
contact du défaut, où la pression de l’eau diminue à proximité de la conduite (appel de vide),
selon un taux variable en fonction de la conductivité hydraulique du sol environnant. Les
équations d’infiltration sont alors les suivantes :
Pour un défaut situé au-dessus de la conduite :

∆
(1)
.
Pour un défaut situé au-dessous de la conduite, il est nécessaire de prendre en compte le niveau
d’eau en conduite ΔHfill :
∆ ∆
(2)
.
Où :
Qinf est le débit infiltré, Kinf est la conductivité hydraulique de la zone de sol au contact de la
conduite, ΔHgw la hauteur d’eau au-dessus de la conduite et A la surface du défaut.
Il est encore possible de mentionner que (fig. A2) :
∆ (3)
Où : DBG est la distance conduite – niveau saturé (depuis la partie supérieure de la conduite) et
Dpipe le diamètre de la conduite.
211

Annexe II-3
Sources de contamination et type de contaminants urbains (tableaux tirés de Morris et al. (2003)
Activités pouvant potentiellement générer une charge de contaminants en subsurface
213
Annexe II-3
Caractéristiques du transport des contaminants urbain communs et des indicateurs de contamination
214
Annexe II-3
Impacts sur la qualité de l’eau souterraine de diverses sources de recharge des aquifères urbains
215

Annexe II-4
Polluants dans les eaux de ruissellement urbaines en fonction de leur origine (tableau tiré de
Göbel et al. (2007)
217
III
Annexes chapitre 3
218
Annexe III-1
Exutoire OCC1 : aspects hydrogéologiques locaux
Sur le site d’essais de Colombier, deux exutoires d’eau souterraine (à une profondeur de 2.5 m), de
régime pérenne, ont été découverts lors des excavations du chantier de l’abri antiatomique construit à
proximité. Ces deux arrivées d’eau ont ainsi été drainées et concentrées en direction du collecteur
OCC1. L’eau collectée au point OCC1 est évacuée à intervalle régulier dans le réseau municipal des
eaux claires en aval, au moyen d’une pompe actionnée par un flotteur (enclenchée lorsque niveau
d’eau = 2 m). Au moyen de ces dispositifs, les bâtiments de la GANSA sont ainsi protégés contre
d’éventuelles inondations de leurs niveaux en sous-sol, lors des périodes de crue.
Dans la présente étude, les différents paramètres de l’eau ont été mesurés directement à l’exutoire
OCC1. Les figures A et B présentent les paramètres mesurés durant les essais de traçage du printemps
2007 et de l’été 2007, respectivement247.
Fig. A : exutoire OCC1 : séries temporelles pour les températures de l’air et de l’eau (variations à court-terme causées par les
épisodes de pompage dans le collecteur OCC1), turbidité et débit lors de l’essai de traçage du printemps 2007 sur le site de
Colombier. Données de précipitations fournies par MeteoSwiss (station : Neuchâtel, altitude : 485 m)
247
Se référer au texte principal pour la description des appareils et analyses au point OCC1.
219
Annexe III-1
Fig. B : exutoire OCC1 : séries temporelles pour les températures de l’air et de l’eau (variations à court-terme causées par les
épisodes de pompage dans le collecteur OCC1), turbidité et débit lors de l’essai de traçage de l’été 2007 sur le site de
Colombier. Données de précipitations fournies par MeteoSwiss (station : Neuchâtel, altitude : 485 m)
Les résultats suivant ont été observés à l’exutoire OCC1 :
- Le débit est variable (valeur de base vers 6 l/min ; 10-12 l/min en période de crue), mais aucun
assèchement de l’exutoire, même durant des périodes particulièrement sèches (avril 2007 ; fig. A),
n’a été observé durant toutes les périodes de mesures.
- La température de l’eau ne montre pas de corrélation directe et rapide avec la température de l’eau
(typique pour un aquifère superficiel où la recharge verticale par infiltration des précipitations est
dominante). La température de l’eau est ainsi relativement stable (13.8°C à 14.6°C de fin-mars à
mai ; stable autour de 15.4°C en juillet), bien qu’une tendance saisonnière de variation de
température puisse être observée à l’exutoire (fig. A).
- La conductivité électrique (pas indiquée sur les fig. A et B) est stable et relativement haute,
oscillant autour de la valeur de 600 μS/cm lors des deux essais de traçage.
D’un point de vue général, en considérant les faibles porosités et conductivités hydrauliques, ainsi que
les faibles volumes d’aquifère, des formations limoneuses sur le site d’essai (pentes du plateau de
220
Annexe III-1
Planeyse)248, le comportement pérenne de l’exutoire OCC1 (et les variations des paramètres
susmentionnés) peut être expliqué seulement par un influx vertical ascendant depuis les formations
géologiques en profondeur (calcaires fissurés crétacés). Cette composante « profonde » du débit à
l’exutoire OCC1, pérenne à l’échelle de l’année hydrologique, permet ainsi aux températures et à la
conductivité électrique de rester relativement stables durant toute l’année hydrologique, et
particulièrement pendant les périodes sèches.
Néanmoins, la fraction du débit de l’exutoire OCC1 venant de la recharge verticale par les
précipitations peut être clairement identifiée sur les figures A et B. Les paramètres susmentionnés
varient ainsi de façon notable, et rapide, durant les événements pluvieux importants : augmentation de
la température et du débit, diminution de la conductivité électrique (influence de l’eau de surface à
faible teneur en éléments dissous). La turbidité de l’eau augmente généralement après des événements
pluvieux (fig. A et B), conséquence du flux d’eau en provenance de la surface, qui mobilise des
particules solides en percolant dans les couches de sol et de la zone non-saturée.
248
Les exutoires de surface sont extrêmement rares dans les limons de pente (Y.-A. Brechbühler Ingénieur conseil SA,
rapport non-publié 2001).
221

Annexe III-2
Tests de perméabilité Porchet en régime transitoire
Au moyen d’un test d’infiltration à charge hydraulique variable, le test de perméabilité Porchet en
régime transitoire permet une estimation rapide de la conductivité hydraulique du sol et des formations
du sous-sol.
Un forage cylindrique est réalisé au moyen d’une tarière-à-mains, avec un diamètre minimal de 8 à 10
cm, et une profondeur minimale de 50 à 100 cm. Le forage est rempli d’eau et le taux d’infiltration est
ainsi mesuré immédiatement (Δh en fonction du temps t).
La surface d’exhaure correspond à la surface mouillée verticale plus le fond du forage. Le gradient
hydraulique est égal à 1, et le débit d’exhaure Q [L3T-1] au temps t peut ainsi être calculé avec les
équations suivantes :
2 (1)
Avec :
Kp = conductivité hydraulique saturée [LT-1]
H = niveau d’eau dans le forage au temps t [L]
R = rayon du forage [L]
Durant un intervalle de temps dt, le niveau d’eau décroît d’une valeur dH. Le volume d’eau infiltré
dans le sous-sol dV est égal à :
Ainsi :
(2)
La combinaison des équations (1) et (2), puis leur intégration donne finalement :
2
log
2
En établissant le graphique log(R/2 + H) en fonction de t (fig. A), la conductivité hydraulique Kp peut

être calculée au moyen de la pente (= 2Kp/R) de la droite ajustée du régime d’infiltration stabilisé
(exemple après 2000 secondes sur la fig. A).
223
Annexe III-2
Fig. A : graphique log(H+R/2) – t pour l’interprétation des tests de perméabilité Porchet
Toutefois, les limitations de la méthode suivantes doivent être prises en compte pour les calculs de la
conductivité hydraulique :
- La méthode fournit uniquement une valeur globale de conductivité hydraulique. L’hétérogénéité

et la macroporosité des formations du sous-sol ne peuvent pas être caractérisées par cette méthode.
- La possible colmatation des parois du forage lors de sa réalisation peut entraîner une sous-
estimation de la conductivité hydraulique.
- Par mesure de simplification (test rapide), les calculs sont basés sur un régime permanent
d’écoulement, alors que le test est effectué réellement en régime transitoire.
En conséquence, l’interprétation des résultats de conductivité hydraulique doit être faite avec
précaution. La présente méthode donnant uniquement des ordres de grandeur pour la conductivité
hydraulique, et non des valeurs précises. Il est également conseillée de multiplier les essais sur une
zone d’étude donnée, afin d’améliorer la représentativité des valeurs de conductivités hydrauliques
pour l’aire étudiée.
La figure B présente la localisation des tests de perméabilité Porchet réalisés sur le site d’essais de
Colombier (les données détaillées des essais sont fournies dans l’annexe III-3).
Fig. B : localisation des tests de perméabilité Porchet réalisés sur le site d’essais de Colombier (hexagones jaunes avec
numéros). Se référer au texte principal pour la description détaillée du site d’essais et pour les abréviations associées.
224
Annexe III-3
Tests de perméabilité Porchet - Site d'essais de Colombier
225
Annexe III-3
226
Annexe III-3
227
Annexe III-3
228
Annexe III-3
229

Annexe III-4
Essais d’infiltration dans la fouille IEC2, site d’essais de Colombier
Lors de l’injection de la solution d’uranine dans la fouille IEC2 (site de Colombier, essai du printemps
2007), un essai d’infiltration a été réalisé simultanément. Cet essai a ainsi permis l’estimation de la
conductivité hydraulique des formations du sous-sol autour de la fouille. La méthode utilisée ici est
une adaptation de l’équation de Porchet (cf. annexe III-2) pour une fouille rectangulaire
parallélépipédique (A. Parriaux, GEOLEP-EPFL; rapport non-publié 2005) :
Où Ki = conductivité hydraulique [LT-1] au temps ti, et Hi = niveau d’eau [L] au temps ti. Le
coefficient géométrique C est lié aux dimensions de la fouille, et est exprimé par :
·
2
Où L et l sont la longueur et la largeur [L] de la fouille, respectivement.
La conductivité hydraulique moyenne K est obtenue par calcul de la moyenne des conductivités
hydrauliques « instantanées » Ki pour l’intégralité de l’essai d’infiltration.
La figure A présente le détail de l’essai d’infiltration, le relevé géologique et les résultats pour la
fouille IEC2. Une conductivité hydraulique moyenne K = 9.7·10-5 m/s a ainsi été obtenue lors de cet
essai.
Fig. A : Résultats de l’essai d’infiltration dans la fouille IEC2, site d’essais de Colombier
231

Annexe III-5
Points d’injection des traceurs sur le site d’essais de Colombier
La figure A présente des photos de l’injection des traceurs lors des essais de traçage à Colombier (se
référer au texte principal pour la description points d’injection et la méthodologie). Les photos
présentées ici ont été prises uniquement lors de l’essai du printemps 2007 (les points d’injection et la
méthodologie sont identiques pour l’essai de l’été 2007).
c) Injection de sulforhodamine B dans les fouilles IEC1 (6

a) Injection de NaCl dans le caniveau ICC fouilles au total)
b) Injection d’uranine dans la fouille IEC2. Le caniveau d) Injection de sulforhodamine B dans les fouilles IEC1
ICC est visible à gauche sur la photo (détail)
Fig. A : injection des traceurs lors des essais de traçage à Colombier (photos prises durant l’essai du printemps 2007).
233

Annexe III-6
Sulforhodamine B sur le site de Colombier site : corrélations entre les valeurs du fluorimètre de
terrain et les valeurs d’analyses en laboratoire
Lors de l’essai de traçage de l’été 2007 sur le site de Colombier, les concentrations de sulforhodamine
B ont été mesurée à l’exutoire OCC1 simultanément au moyen d’un fluorimètre de terrain et par des
analyses en laboratoire. Les valeurs obtenues avec le fluorimètre de terrain ont été alors recalculées
d’après les résultats des analyses en laboratoire, jugées plus fiables (fig. B), via un facteur de
corrélation, donné dans la fig. A (f = 0.6065).
Fig. A : Graphique de corrélations entre les valeurs de concentration en sulforhodamine B mesurées sur le site d’essais de
Colombier au moyen d’un fluorimètre de terrain et d’analyses en laboratoire (essai de traçage de l’été 2007)
Fig. B : Courbes de restitution de la sulforhodamine B sur le site d’essais de Colombier (essai de traçage de l’été 2007). Les
calculs de restitution ont ainsi été effectués avec les valeurs recalibrées du fluorimètre de terrain (ligne bleue)
235

Annexe III-7
Masses et taux de restitution de la sulforhodamine B ; essais de traçage de Colombier
Pour les deux essais de traçage à Colombier, des masses et taux de restitution de sulforhodamine B ont
été calculés à l’exutoire OCC1, pour chaque événement pluvieux. La figure A présente ces
événements numérotés pour les deux essais. Pour l’essai du printemps 2007 (valeurs du fluorimètre de
terrain non-calibrées), trois événements, numérotés A1 à A3, ont été sélectionnés pour les calculs de
restitution du traceur. Les valeurs sur la courbe de restitution avant 900 h sont la conséquence de
perturbations de la mesure (pas de présence réelle de sulforhodamine B), et n’ont donc pas été prises
en compte dans les calculs. Pour l’essai de l’été 2007 (valeurs du fluorimètre de terrain recalibrées ; cf.
annexe III-6), six événements, numérotés B1 à B6 ont été sélectionnés pour les calculs de restitution
du traceur. Pour tous ces événements, les masses de restitution ont été calculées avec la valeur
moyenne de débit mesuré durant chaque intervalle de temporel. La figure B présente le détail des
calculs de masses et taux de restitution pour les deux essais de traçage.
Fig. A : Courbes de restitution à l’exutoire OCC1 de la sulforhodamine B pour les deux essais de traçage, et numérotation des
événements pluvieux/de restitution pour le calcul des masses restituée
237
Annexe III-7
Fig. B : Tableau du calcul des masses et taux de restitution de sulforhodamine B calculés à l’exutoire OCC1 lors des essais de
traçage à Colombier. Valeurs de bruit de fond pour le calcul des aires sous courbes : 0.3 μg/l (excepté pour l’événement A1 :
bruit de fond élevé à 5 μg/l).
1
Masse restituée (g) = débit moyen (L/s) · aire sous courbe (g·s/L)
2
Masse totale de sulforhodamine B injectée = 500 g
Le graphique présenté dans la figure C illustre la relation entre les valeurs cumulées de masse de
traceur restituée à l’exutoire OCC1, et les valeurs cumulées de précipitations (mm) (le ratio
ruissellement/infiltration est postulé constant), pour les deux essais de traçage. Une tendance linéaire
est ainsi observée pour l’intervalle temporel de l’événement A1 à l’événement A3 (printemps 2007) et
de B1 à B5 (été 2007). Un décalage notable par rapport à cette tendance est observé pour l’événement
B6. Ce décalage est la conséquence probable de l’intensité pluviométrique extrême (50 mm en 12h)
lors de l’intervalle temporel B5 à B6.
Fig. C : Graphique de valeurs cumulées de masse restituée de sulforhodamine B (g) à l’exutoire OCC1 vs. précipitations
cumulées (mm)
238
Annexe III-8
Essais d’infiltration dans les fouilles IEN, site d’essai de Neuchâtel
Lors de l’injection de la solution de traceurs dans les fouilles IEN (site de Neuchâtel, essais du
printemps 2008 et automne 2009), des essais d’infiltration ont été réalisés simultanément. Ces essais
ont permis l’estimation la conductivité hydraulique des formations du sous-sol autour des fouilles. La
méthode utilisée pour les calculs de K est identique à celle de Colombier (cf. annexe III-4).
La figure A présente le détail des essais d’infiltration, les relevés géologiques (avec photos) et les
résultats pour les fouilles IEN. Une conductivité hydraulique moyenne K = 4·10-5 m/s a ainsi été
obtenue pour les formations du sous-sol de la surface verte du site d’essais de Neuchâtel.
239
Annexe III-8
240
Annexe III-8
Fig. A : Résultats des essais d’infiltration dans les fouilles IEN, site d’essais de Neuchâtel
241

Annexe III-9
Investigations en télévision circuit-fermé (CCTV) dans le réseau d’eaux claires ICN, site d’essais
de Neuchâtel
Durant l’été 2008, une investigation CCTV a été réalisée dans la conduite d’eaux claires en ciment,
entre le caniveau d’injection ICN en amont, et le collecteur OCN1 (point d’observation) en aval. La
figure A montre la localisation des défauts observés le long de ce tronçon de conduite, ainsi que la
position des défauts sur le périmètre de conduite. Seuls les défauts majeurs sont montrés en photos sur
cette figure.
Un défaut majeur (n°1, points rouges sur la fig. A) est présent dans la partie amont du tronçon de
conduite : approximativement 1.5 m du fond de la conduite est fortement altéré. Trois autres défauts
majeurs (n° 2 à 4) consistent en des déformations et cassures du plafond de la conduite causées par des
objets perforants externes, qui induisent ainsi un influx de matériel environnant dans la conduite. Les
défauts mineurs (points orange sur la fig. A) consistent principalement en des altérations du ciment et
de légers déplacements des tronçons de conduites aux jointures entre la conduite principale et les
conduites secondaires qui y sont connectées. Tous ces défauts sont localisés sur les parois latérales ou
proches du plafond de la conduite principale.
Les fuites potentielles de cette conduite devraient ainsi être plutôt localisées au droit du défaut n°1
(situé sur le radier de la conduite) ou aux jointures entre les éléments de la conduite, dans la partie
avale de celle-ci (les autres défauts ne sont pas situés en fond de conduite - configuration la plus
favorable aux processus d’exfiltration).
Fig. A: Localisation et photos des

défauts de la conduite d’eaux
claires ICN (investigation CCTV
réalisée en juillet 2008)
243

Annexe III-10
Points d’injection des traceurs, site d’essais de Neuchâtel
Les figures A et B présentent les points d’injection des traceurs lors des essais du printemps 2008 et de
l’automne 2009 à Neuchâtel (se référer au texte principal pour la description points d’injection et la
méthodologie).
a) Injection de l’uranine dans la fouille IEN1 c) Injection de la sulforhodamine B dans le caniveau ICN
b) Injection de la duasyne dans le piézomètre IPN
Fig. A : Points d’injection des traceurs sur le site d’essais de Neuchâtel (photo prises durant l’essai du printemps 2008)
245
Annexe III-10
c) Injection de la sulforhodamine G et du naphtionate de

a) Injection de l’uranine dans la fouille IEN2 sodium dans le caniveau ICN
b) Injection de la duasyne dans la fouille IEN3 (coloration

persistante des blocs calcaires en fond de fouille)
Fig. B : Points d’injection des traceurs sur le site d’essais de Neuchâtel (photo prises durant l’essai de l’automne 2009)
246
Annexe III-11
Paramètres de temps et vitesses de l’aquifère de la Maladière (Neuchâtel) déduits des résultats

des essais de traçage
La courbe de restitution de la duasyne (injectée directement dans l’aquifère), obtenue au puits OWN1
durant l’essai de traçage du printemps 2008 sur le site d’essais de Neuchâtel, a permis le calcul de
divers paramètres de temps et vitesses dans l’aquifère du site.
A côté des calculs directs de la vitesse linéaire maximale Vmax et de la vitesse linéaire de pic Vpic, la
géométrie de la courbe de restitution a permis le calcul de la dispersivité α et la dispersion longitudinal
DL de l’aquifère, ainsi que le temps médian de restitution tmed (50% de la masse restituée).
La méthode Cpic (concentration de pic) a été appliquée à la courbe de restitution de la duasyne dans
l’aquifère poreux de la Maladière. Cette méthode, présentée dans Schudel et al. (2002) (d’après
Maloszewki et al. (1985)), est une solution normalisée 1-D d’écoulement permanent de l’équation de
transport de masse et solutés dans un aquifère homogène249 :
1
4
Avec :
C(ti) = concentration de traceur calculée au temps ti [ML-3]
Cpic = concentration du pic de restitution du traceur [ML-3]
tpic = temps du pic de restitution du traceur [T]
tmed = temps médian de restitution du traceur [T]
γ = paramètre de dispersivité (= DL/Vmed·x = inverse du nombre de Péclet) [-] ; où x [L] est la

distance horizontale entre les points d’injection et d’observation
Cette équation fournit une courbe de restitution théorique (fig. A), qui est ajusté à la courbe de
restitution réelle au moyen de l’adaptation des paramètres tmed et γ (Cpic et tpic sont fixes). L’ajustement
des deux courbes permet alors la détermination de la vitesse linéaire médiane Vmed, de α et de DL, selon
les formules suivantes :
Où :
α = dispersivité de l’aquifère [M]
DL = dispersion longitudinale de l’aquifère [M2T-1]

249
Avec les conditions aux limites suivantes : 1) Injection instantanée du traceur dans l’aquifère poreux ; 2) Injection sur
l’intégralité de l’épaisseur de l’aquifère ; 3) Courbe de restitution en un seul point le long du trajet du traceur dans l’aquifère.
247
Annexe III-11
Fig. A : Application de la méthode Cpic pour la courbe de restitution de la duasyne dans l’aquifère poreux de la Maladière
(essai de traçage du printemps 2008). a) Courbes de restitution de duasyne mesurée (réelle) et calculée (théorique) ; b)
Graphique de corrélations pour les valeurs mesurées – calculées de concentrations de duasyne
248
Annexe III-11
Le tableau B présente les paramètres et résultats pour la courbe de restitution de duasyne dans
l’aquifère de la Maladière, pour une distance horizontale x = 35 m entre le piézomètre IPN (injection
du traceur) et le puits OWN1 (mesure du traceur).
Paramètres de calcul Résultats
FIXE
tpic = 160860 s t1ère = 42300 s Vmax = 71 m/j

Cpic = 254 μg/L tpic = 160860 s Vpic = 19 m/j
VARIABLE
tmed = 390000 s tmed = 390000 s Vmed = 8 m/j

γ = 0.255 α = 8.9 m DL = 69 m2/j
Table B: Paramètres de l’aquifère de la Maladière, dérivés de la courbe de restitution de la duasyne
Dans le cas présent, où la mesure des concentrations en traceur a été réalisée dans un puits à débit
d’extraction connu, il est possible d’estimer grossièrement la porosité moyenne η et la conductivité
hydraulique Kmoy au moyen des équations simples suivantes (incluant tmed, Vmed et x) :
Où :
Q = débit d’extraction au puits [L3T-1]
e = épaisseur de l’aquifère [L]
i = gradient hydraulique entre les points d’injection et de mesure [-]
Ici, pour un débit Q = 2.31·10-3 m3/s (200 m3/j) et une épaisseur d’aquifère e = 6.5 m et un gradient
hydraulique moyen i = 0.117 (entre points IPN et OWN1) :
η = 0.04
Kmoy = 2.9·10-5 m/s
249

Annexe III-12
Masse et taux de restitution de la duasyne ; essais de traçage du printemps 2008, Neuchâtel
Durant l’essai de traçage du printemps 2008 à Neuchâtel, la masse et le taux de restitution de la

duasyne, injectée directement dans l’aquifère, ont été calculés au puits OWN1 et à l’exutoire OWN2
qui en est dépendant (cf. texte principal pour la description de ces points de mesure). La figure A
montre les courbes de restitution de la duasyne pour les deux points.
Fig. A : Courbes de restitution de la duasyne dans le puits OWN1 et l’exutoire OWN2 (essai du printemps 2008)
Les calculs de restitution dans le puits OWN1 ont été effectués avec un débit d’extraction moyen de
2.3 l/s (200 m3/j). A l’exutoire OWN2, un débit mesuré quasi-constant à 0.065 l/s a été utilisé pour les
calculs de restitution. La figure B présente le détail des calculs de masses et taux de restitution pour
l’essai de traçage du printemps 2008.
Fig. B : Tableau du calcul des masses et taux de restitution de duasyne dans le puits OWN1 et l’exutoire OWN2 lors de
l‘essai de traçage du printemps 2008 à Neuchâtel. Valeurs de bruit de fond pour le calcul des aires sous courbes : 1 μg/l pour
OWN1, 3 μg/l pour OWN2
1
2
Masse totale de duasyne injectée = 250 g
3
Fraction de la masse totale (250 g)
4
Fraction de la masse restituée au puits OWN1 (169 g)
251

Annexe III-13
Essai de traçage de l’automne 2009 à Neuchâtel. Restitution des traceurs dans le collecteur
OCN2 : description technique détaillée
La mesure des concentrations en traceur dans le collecteur OCN2 (cf. texte principal pour la
description des points de mesures) durant l’essai de traçage de l’automne 2009 a été réalisée au moyen
d’un fluorimètre de terrain GGUN FL-30 (4 LEDs: UV/320 nm; bleue/470 nm; verte/525 nm;
rouge/660 nm). La mesure de fluorescence des traceurs et de turbidité de l’eau est configurée dans
l’appareil selon la figure A, avec deux étages de mesures, et LEDs d’excitation/détection associées, à 4
cm et 6 cm au-dessus du niveau de base. Parce que le fluorimètre a été posée sur le fond du collecteur,
et que l’eau a circulé du bas vers le haut dans l’appareil (flèche noire, fig. A), la mesure de la
fluorescence des traceurs et de la turbidité de l’eau sont en lien direct avec le niveau d’eau dans le
collecteur OCN2.
Fig. A : Détail de la mesure de fluorescence des traceurs et de turbidité de l’eau dans le fluorimètre de terrain GGUN FL-30
(4 LEDs d’excitation/illumination; 4 cellules de détection) utilisés lors de l’essai de traçage de l’automne 2009 à Neuchâtel
(modifié de Schnegg (2003))
Cet effet est clairement visible sur la figure B. L’événement I correspond à un niveau d’eau de 4 cm
dans le collecteur OCN2. Dans ce cas, seulement le 1er étage de mesure est immergé, et ainsi seuls
l’uranine et le naphtionate ont été détecté (la valeur de turbidité de l’eau constante à 14 NTU est
typique de la « turbidité de l’air »). La transition entre les événements II et III montre la relation
directe en le niveau d’eau et la détection des traceurs : la sulforhodamine est détectée uniquement dès
que le niveau d’eau est supérieur à 5 cm. Dans ce cas, la turbidité de l’eau est mesurée de façon
effective et varie en conséquence. L’événement IV correspond à une situation spécifique, où le niveau
d’eau à 6 cm permet la mesure de tous les traceurs et de la turbidité, alors que l’uranine et la
naphtionate ne sont pas présents dans le collecteur. Cette absence durant cet événement pluvieux est la
conséquence du lessivage temporaire de ces traceurs à la fin des l’événement pluvieux de 738h à 752h.
La figure C présente des cas similaires aux événements II et III, mais à la toute fin de l’essai de
l’automne 2009. La détection successive d’uranine et de sulforhodamine a lieu avec un temps de retard
d’environ 30 minutes entre les deux pics de traceurs. Dans ce cas, le naphtionate n’est plus détecté
durant toute la durée de l’événement pluvieux (les pics de naphtionate sur la figure C sont des artefacts
liés à la présence de matière organique dissoute dans l’eau du collecteur OCN), ce traceur n’étant plus
présent dans le réseau d’eaux claires ICN/OCN à ce moment de l’essai de traçage de l’automne 2009.
253
Annexe III-13
Fig. B : Détail de la courbe de restitution pour les traceurs et séries temporelles pour la turbidité et le niveau d’eau dans le
collecteur OCN2 (avec événements numérotés)
254
Annexe III-13
Fig. C : Détail de la courbe de restitution pour les traceurs et séries temporelles pour la turbidité et le niveau d’eau dans le
collecteur OCN2 à la fin de l’essai de traçage de l’automne 2009. Les pics de naphtionate à 0.08 μg/L (1101h à 1102h) sont
des artefacts causés par la matière organique dissoute dans l’eau du collecteur
255

Annexe III-14
Masses et taux de restitution des traceurs dans le collecteur OCN2 ; essai de traçage de
l’automne 2009, site de Neuchâtel
Durant l’essai de traçage de l’automne 2009 à Neuchâtel, les masses et taux de restitution des traceurs
(excepté la duasyne, jamais détectée) ont été calculés dans le collecteur OCN2 pour chaque événement
pluvieux (numérotés dans la figure A).
Fig. A. Courbes de restitution dans le collecteur d’eaux claires OCN2 : uranine, sulforhodamine Bet naphtionate de sodium
durant l’essai de l’automne 2009 (événements numérotés séquentiellement de 1 à 7)
Conséquence de l’impossibilité de mesurer directement le débit dans le collecteur OCN2, les calculs
de restitution ont été réalisés avec un débit théorique calculé au moyen de l’équation de Manning-
Strickler (débit fonction du niveau d’eau en conduite OCN ; + autres paramètres de conduite). La
figure B présente les calculs de débits en conduite, et les paramètres et courbes associés. Le niveau
d’eau utilisé pour les calculs a été mesuré à l’aide d’une sonde pression installée dans le collecteur (cf.
texte principal).
257
Annexe III-14
a)
Equation de Manning-Stickler :
= débit de Manning-Strickler en conduite
[L3T-1]
Surface hydraulique SH dans une conduite circulaire : = vitesse de l’eau de Manning-Strickler en
conduite [LT-1]
λ = coefficient de Strickler [L1/3T-1]
Rayon hydraulique RH dans une conduite circulaire : 1 i = pente de la conduite [-]
θ = angle du segment circulaire de l’eau [rad]
θ en fonction du niveau d’eau h (conduite circulaire) : D = diamètre de la conduite [L]
h = niveau d’eau dans la conduite [L]
2 1
b)
Fig. B : Equations et paramètres utilisé pour les calculs de débit dans le collecteur OCN2. a) équation de Manning-Strickler
et formules géométriques pour les calculs du rayon hydraulique RH et de la surface hydraulique SH ;b) Courbe calculée de
niveau d’eau –débit dans le collecteur OCN2
La figure C présente le détail des calculs de masses et taux de restitution des trois traceurs pour l’essai
de traçage de l’automne 2009. Les masses restituées sont ainsi largement sous-estimées à cause des
raisons techniques évoquées dans l’annexe III-13 (traceurs non-systématiquement détecté ; fonction du
niveau d’eau en conduite). Ces valeurs sont donc à considérer comme des valeurs minimales pour la
restitution des trois traceurs, en prenant en compte qu’une grande partie de la masse des traceurs n’a
pas été détectée par le fluorimètre de terrain lors de l’écoulement de l’eau à faible débit dans le
collecteur (niveau d’eau plus bas que les cellules de mesures du fluorimètre). Pour l’uranine, cet effet
est encore plus prononcé à cause de l’absence de mesure durant l’événement n°1 (interruption
accidentelle des mesures) - premier événement pluvieux après les injections de traceur, où les
concentrations sont en règle générale les plus élevées.
258
Annexe III-14
Fig. C : Tableau du calcul des masses et taux de restitution des traceurs dans le collecteur OCN2 lors de l’essai de traçage de
l’automne 2009. Valeurs de bruit de fond pour le calcul des aires sous courbes : 0.3 μg/l (excepté pour l’uranine = 0.1 μg/l).
1
2
Masses totales d’uranine et de sulforhodamine G injectées = 200 g
3
Masse totale de naphtionate de sodium injectée = 450 g
Les graphiques présentés sur la figure D illustrent la relation entre les valeurs cumulées de masse de
traceurs restituées dans le collecter OCN2, et les valeurs cumulées de précipitations (mm) (le ratio
ruissellement/infiltration est postulé constant), pour l’essai de l’automne 2009. Pour un calcul cohérent
des restitutions des traceurs, une valeur équivalente de précipitations a été calculée pour l’événement
n°2 (pour rappel : pas de pluie associée à cet événement, résultats du nettoyage des routes de la zone
d’essais) au moyen de l’équation rationnelle, utilisée habituellement pour le calcul du débit de pointe
Qp d’un bassin versant donné250. La figure D montre ainsi le comportement de chaque traceur durant
l’essai : le naphtionate atteint rapidement sa valeur maximale après l’événement n°3, confirmant ainsi
250
. Où Cr = coefficient de ruissellement [-] = 0.9 pour un basin versant urbain imperméabilisé, S = aire du bassin
versant [L2] = 37000 m2 pour le bassin du sous-réseau d’eaux claires ICN-OCN, et i = intensité pluviométrique [LT-1]. Qp a
été calculé au moyen de l’équation de Manning-Strickler (cf. texte). Une valeur de 3h a été utilisée comme durée de
l’événement n°2. Une valeur de précipitation de 0.4 mm a ainsi été obtenue pour l’événement « pluvieux » n°2.
259
Annexe III-14
l’absence de traceur dans la conduite OCN2 après cet événement. Les courbes de l’uranine et la
sulforhodamine montrent un accroissement constant (avec une augmentation de la pente entre les
événements n°6 et 7), suggérant une probable continuation de l’afflux de ces traceurs dans le
collecteur OCN2 après la fin des mesures à cet endroit.
Fig. D : Graphique de valeurs cumulées de masse restituée des traceurs (g) dans le collecteur OCN2 vs. précipitations
cumulées (mm)
260

IV
Annexes chapitre 4
262
Annexe IV-1
Quartier de la Maladière
Rapport et études non-publiés : résumé bibliographique
Note :
 Les numéros entre parenthèse renvoient à la bibliographie en fin d’annexe

 Le puits appelé « COP » est le puits OWN de la modélisation numérique et des essais de traçage
(chapitre 3)

Géologie
(1)
Anciennes halles de gymnastique : 2 sondages, 10 et 13 m de profondeur :
 Remblais. 5 à 7 m d’épaisseur. Matériel pulvérulent peu compact : graviers, sables et limons +

briques et verre.
 Limon argileux et sables fins. 1 à 5 m d’épaisseur. Compacité augmentant avec la profondeur.
 Anciens sol morainique. dm à m d’épaisseur. Compacité très élevée.
 Roche calcaire en place (Urgonien sup.). Roche dure mais passablement fracturée. 8 à 13 m en
profondeur.
(2) + cité dans (3)
Anciennes halles de gymnastique. 2 sondages (+ 4 sondages carottés en 1962), 10-12 m de

profondeur :
 Remblais. 5 m d’épaisseur. Matériel pulvérulent peu compact : graviers, sables et limons + briques
et charbon.
 Dépôts lacustres. 0.5 à 5 m d’épaisseur. Sables fins et limons + quelquefois craie et matière
organique. Formation absente dans certains forages. Peu compacts
 Sols morainiques. 0.7 à 5 m d’épaisseur. Limons plus ou moins sableux, moyennement à peu
graveleux. Très compacts.
 Roche calcaire. Dure et passablement fracturée. Entre 7.3 et 8.4 m de profondeur.
(5)
3 types principaux de remblais (v. carte document) :
 Faubourg du lac et Parc du 1er Mars : graviers et sables, quelques blocs sub-arrondis
 Quartier des Beaux-Arts : remblai en provenance de l’arasement du Crêt-Taconnet : beaucoup de
gros blocs de calcaires anguleux.
 Jeunes-Rives et quartier Maladière (stade + zone Eglise Rouge) : matériel gravelo-sableux plus
récent. Présence de fragments décimétriques de calcaires anguleux et roches cristallines.
Série quaternaire (y.c. remblais) : environ 30 m vers STEP, 25 m vers hôtel Beaulac. Matériel peu-
consolidé.
(6) + résumé dans (7)
2 sondages STEP (1994).
Sondage n°1 :
 0 - 3.6 m : remblais. Galets, briques, morceaux de calcaire

 3.6 – 29 m : glacio-lacustre. Prédominance de sables et graviers. Quelques niveaux limoneux.
 29 – 32 m (fond) : Calcaires crétacés très fracturés. Paléokarst.
Sondage n°2 :
 0 – 7.4 m : remblais. Gravelo-sableux peu compact. Blocs calcaires. Débris de tuiles et béton
263
Annexe IV-1
 7.4 – 8.3 m : probablement lacustre. Sable limoneux gris-bleu, débris charbonneux.

 8.3 – 19.6 m : glacio-lacustre. Prédominance de sables et graviers. Quelques limons.
 19.6 – 29.3 m : moraine de fond. Limons et limons sableux compact. Présence en blocs calcaires
en bas de formation
 29.3 – 32 m (fond) : Calcaires crétacés dur. Fissures karstifiées.
(9)
Relevé forage piézomètre CMM1 (Eglise rouge) :
 0 – 1.8 m : remblais fins

 1.8 – 4 m : remblais grossiers, briques et débris
 4 – 6.5 m : limon sableux (lacustre prob.)
 6.5 – 10.8 m : gravier
 10.8 – 15 m : roche calcaire
(10)
Sondages chantier Maladière. Sondage S4 (Bordure ouest de chantier) :
 0 – 6.3 m : remblais. Sables et graviers. Présence de pierres et blocs. Débris de tuiles et végétaux
 6.3 – 8.8 m : glacio-lacustre. En toit, niveau tourbeux (30 cm), puis sables et limons très
graveleux.
 8.8 – 15.7 m : moraine rhodanienne. Prédominance de limons, parfois sableux. Intervalle de
graviers entre 10.5 et 12.2 m.
 15.7 – 18 m (fond) : roche calcaire jaunâtre.
(11)
Coupes géologiques stade de la Maladière (2003).
Extrémité W coupe AA’ (Nord) :
 Remblais : 5.1 m d’épaisseur

 Sables et graviers (glacio-lacustre) : 3.1 m d’épaisseur
 Moraine limoneuse : 1 m d’épaisseur
 Roche calcaire à 9.2 m de profondeur
Extrémité W coupe BB’ (Sud) :
 Remblais : 6.2 m d’épaisseur

 Fonds lacustres : 1.6 m d’épaisseur
 Sables et graviers (glacio-lacustre) : 3 m d’épaisseur
 Moraine limono-sableuse (+ graviers morainiques) : 8.3 m d’épaisseur
 Roche calcaire à 19.1 m de profondeur
(13)
Remblais : entre 5.5 et 7.5 m d’épaisseur.
Dépôts lacustres : jusqu’à 8 – 12.5 m de profondeur.
Pierre-à-Mazel : affleurement du substrat calcaire.
Composition générale remblais (pas de localisation précise) :
 Déchets urbains et ménagers

 Déchets de chantiers divers
 Matériaux d’excavation
 Matériaux du Crêt-Taconnet
264
Annexe IV-1
(15)
Approfondissement du remplissage morainique en direction du lac et en direction de l’Est

(abaissement du toit de la formation calcaires sous-jacente) : prob. anciens lits de cours d’eau depuis le
coteau calcaire.
Hydrogéologie et hydrodynamique
(1)
Anciennes halles de gymnastique. Deux essais de perméabilité : pompage à charge constante, essai à
charge variable (type porchet) : K comprise entre 3·10-4 et 5·10-4 m/s.
(4)
Zone du port : alimentation de l’aquifère du parking par le versant calcaire contre lesquels les
sédiments viennent reposer.
(5)
Remblais du quartier des Beaux-Arts : forte K (non-quantifiée) – gros blocs de calcaires anguleux.
(7)
Eau de l’aquifère vers STEP : provient de l’infiltration locale + des calcaires hauteriviens adjacents
(colline du Mail, colline de l’Observatoire). Gradient hydraulique en direction du lac.
(13)
Anciens cours d’eau du coteau : probablement axes de drainages préférentiels des coteaux au lac, via
l’aquifère sédimentaires.
(15)
Anciens essais de pompage : zone de la Maladière : K vers 2·10-4 m/s pour les remblais et 5·10-8 m/s
pour la moraine limoneuse.
Pompage au nouveau puits COP (pompage d’eau journalier) :
I) Rabattement quotidiens au CMM1 : 1-2 cm
II) Extraction et traitement des données du piézomètre CMM1 pour l’aquifère superficiel :
 T entre 1.1·10-1 m2/s et 6.6·10-3 m2/s.

 K = 1·10-3 m/s.
 S entre 1.1·10-1 et 8·10.3.
III) Extraction et traitement des données du piézomètre CMM2 pour l’aquifère superficiel :
 T entre 4.3·10-2 m2/s et 4.1·10-2 m2/s.

 K entre 7.1·10-3 m/s et 6.7·10-3 m/s.
 S entre 2.5·10-2 et 2.4·10-2.
IV) Porosité efficace comprise donc entre 5 et 8% (typique de graviers et sables saturés).
Modélisation numérique : inversion de l’écoulement dans les environs du puits : lac vers puits. Vitesse
de l’eau souterraine calculée aux environs du puits : 1.25 m/j.
265
Annexe IV-1
Variations piézométriques et relations avec lac
(1)
Anciennes halles de gymnastique. Eau à 3.9 m de prof. (alt. 429.15 m) au sondage S1. Eau à 2.15 m en
prof. (alt. 428.94 m) au sondage S2. Niveau d’eau correspondant approximativement au niveau du lac
(sondages dans secteur gagné sur le lac par remblayage).
(2)
Anciennes halles de gymnastique. Eau à 3.7 m de prof. (alt. 429.63 m) au sondage S5. Eau à 3.7 m en
prof. (alt. 429.13 m) au sondage S6. Niveau d’eau correspondant approximativement au niveau du lac
(sondages dans secteur gagné sur le lac par remblayage).
(4)
Parking du Port. Eau entre 4.3 et 4.7 m de profondeur. Gradient hydraulique normal montre un
écoulement vers le lac. Pompage lors de fouille parking : 25-30 m3/min : inversion du gradient
hydraulique, du lac vers le parking.
(5)
Ecoulement en direction du lac (lien direct). Niveaux d’eau à env. 2 m de profondeur sous les Jeunes-
Rives.
(7)
Contribution de l’eau du lac au pompage STEP ne semble pas importante, en raison du gradient
hydraulique vers le lac et l’hydrochimie de l’eau pompée.
(9)
Niveau d’eau à 3.4 m de profondeur (alt. 429.49 m).
(10)
Forage S4 : niveau d’eau stabilisé à 4.2 m de profondeur.
(14)
Emprise du complexe de la Maladière : crée un barrage souterrain entre l’alimentation de l’aquifère

par les coteaux et le lac.
Hydrochimie et bactériologie
(4)
Qualité des eaux de la zone médiocre de manière générale. Forte influence des activités urbaines.
Série d’analyses 1997-1998 : ancien puits COP : pas de pollution bactériologique notable. Piézomètres
NHP : forte pollution bactériologique (ex : NHP6: Coliformes (37°) : 120’000 col/100ml ; E. Coli :
20'000 col/100 ml).
(7)
Eau du circuit interne STEP (pompée dans aquifère) : caractéristique des eaux usées : charge élevée en
NH4+, NaCl, matière organique et bactéries. Influence des terrains traversés (remblais) : présence de
sulfates et silice.
266
Annexe IV-1
Analyses du 16.11.99 : Coliformes (37°) : 500 col/100ml ; E. Coli : 180 col/100 ml, pour eau
industrielle STEP.
Autres analyses (valeurs moyennes 1997-1999) : ancien puits COP : pas de pollution bactériologique
notable. Piézomètres NHP6 : forte pollution bactériologique : Coliformes (37°) : 50’300 col/100ml ; E.
Coli : 10'000 col/100 ml.
(12)
Ancien puits COP, analyses de 15.09.1998 (moyennes) :
 TCE : 2.07 µg/l ; PCE : 1.9 µg/l ; chloroforme : 1.76 µg/l

 Entérocoques, E. Coli : 0 col/100ml ; Coliformes (37°) : 1 col/100ml
 SO4 : 26.2 mg/l ; Cl- : 33.6 mg/l
 NH4+ : 0.003 mg/l ; NO3 : 10.9 mg/l
(15)
Prélèvements du 3 août 2005. Piézomètre CMM1 à CMM6, et puits COP :
 Piézomètre CMM3 (+ CMM5) : contamination de l’eau : Cl, Na, NH4 et PO4 très élevés. E. Coli :
> 1800 col/100ml. Eau légèrement anoxique.  forte présence d’eaux usées.
 Piézomètre CMM2 : Cl, Na, NH4 moins élevés, mais E. Coli : > 3000 col/100ml. Forte pollution
bactérienne.  présence d’eaux usées.
 Puits COP : Cl, Na, NH4 en teneur normales. E. Coli et autres bactéries en faible concentration
mais présents.  contamination moins forte.
Equipements : puits et piézomètres ; réseaux EC/EU
(4), (5)
Quartier Jeunes-Rives
 FGA5 : piézomètre 2.5’’ à l'Est du bâtiment des Sciences économiques (Uni Neuchâtel).
 FGA4 : piézomètre 2.5’’ en face de SCAN (Service des automobiles).
 Piézomètres NHP (hôpital Pourtalès). Probablement détruits.
 Ancien puits COP Maladière : n’existe plus.
(9)
Piézomètre CMM1 : crépiné dans niveau graveleux. Altitude margelle : 432.89 m
(15)
Nouveau puits COP : en fonction depuis août 2004. En moyenne 200 m3/j pompé.
6 piézomètres : CMM1, 2 et 6 à l’Ouest de la Maladière ; CMM3, 4 et 5 au Nord de la Maladière.
CMM1 (relevé dans (9)) : à env. 45 m à l’W du puits COP.
CMM6 : vers parking Aula Jeune-Rives : à env. 50 m au S du puits COP.
CMM2 : devant boulangerie Python : à env. 60 au NNE du puits COP.
Sondes pression du Laboratoire des Eaux implantées au CMM1 et CMM6
267
Annexe IV-1
Historique du remblayage
(3)
Remblayages principaux en début de 20ème siècle. Terrain de sport de la Riveraine en 1925. Port de la
Maladière en 1966.
(8)
Remblayage des Jeunes-Rives : volume total 1960-1970 : 840’000 m3.
1960 : zone extérieure de la STEP.
1961-63 : zone de la patinoire et fondations STEP.
1966-67 : zone de la Faculté des Lettres (Université de Neuchâtel).
1968-69 : zone occidentale : parking, esplanade, et nouveau port.
(13)
Quartier des Beaux-Arts, 1879-1882 : + de 200'000 m3 de remblai calcaire en provenance du Crêt-

Taconnet.
Création des Jeunes-Rives, 1966-1970. Port de la Maladière définitivement comblé.
Sites contaminés, infiltration des eaux claires (EC)
(3)
Terrain de sports de la Riveraine, et anciennes halles de gymnastique. Matériaux de remblayage a

priori sains. Historiquement, pas d’entreprises dans ce secteur. Ni d’accidents répertoriés. Risque
d’occurrence de site contaminé très faible dans la zone.
(5)
Jeunes-Rives : capacité d’infiltration EC considérée comme bonne.
(13)
Construction halles de gymnastique : pas de trace de pollution importante. CPLN : construit sur le site
de l’ancienne usine à gaz (détruite en 1968), site assaini. De manière générale : Beaux-Arts, Maladière
et Jeunes-Rives : peu de changement de bâti, pas de présence notable d’activités polluantes pour
l’environnement.
Zone de la Maladière : construite avant 1935. Décharges alors pas considérée comme sites pollués,
donc mélange pas rares de déchets et matériaux inertes dans remblais.
(14)
EC du complexe de la Maladière : peuvent être conduites dans le réseau EC (évacuation dans le lac),
pas nécessaire de les infiltrer.
268
Annexe IV-1
Références bibliographique :
(1) De Cérenville Géotechnique, 1998. Halles de gymnastique, rue du Littoral, Neuchâtel : rapport
géotechnique. De Cérenville Géotechnique S.A, Neuchâtel.
(2) De Cérenville Géotechnique. 1985. Projet de construction d’une salle omnisports, rue Pierre-à-
Mazel, Neuchâtel : rapport sur les études géotechniques. De Cérenville Géotechnique S.A.,
Lausanne.
(3) Chenillot P. 1998. Ville de Neuchâtel, halle de sports et parking de la riveraine : notice d’impact
sur l’environnement. Urbaplan SA, Neuchâtel.
(4) Aragno P.-O. 1999. Quelques remarques concernant le pompage de l’eau dans l’aquifère bordant
le lac, au nord du nouveau parking du Port. Service des Eaux et Gaz, Travaux Publics, Neuchâtel.
(5) Aragno P.-O. 2000. Bref aperçu du sous-sol des Jeunes-Rives dans le cadre des études pour
l’aménagement du site de l’arteplage (Expo 02) de Neuchâtel. Laboratoire des eaux et de
l’environnement, Neuchâtel.
(6) De Cérenville Géotechnique. 1994. STEP de Neuchâtel. Relevé de 2 forages effectués du 22.07.94
au 28.07.94. De Cérenville Géotechnique S.A, Neuchâtel.
(7) Aragno P.-O. 2000. Evaluation de la situation du drainage de la nappe à la STEP, Neuchâtel.
Laboratoire des eaux et de l’environnement, Neuchâtel.
(8) Travaux Publics de la Ville de Neuchâtel. 1974. Carte au 1 :5000 des remblayages des rives de
Neuchâtel 1960-1970. Texte et légende associés.
(9) Aragno P.-O. 2004. Relevé du forage piézomètre CMM1, rue Abram-Louis Breguet, juin 2004.
(10) De Cérenville Géotechnique. 2003. Complexe La Maladière, Neuchâtel : logs des sondages
2003 et profils géotechniques schématiques. De Cérenville Géotechnique S.A, Neuchâtel.
(11) GVH Ingénieurs civils. 2003. Stade de la Maladière : coupes géologiques - plan général
(1 :1000 1 :200). GVH Ingénieurs Civils SA, St-Blaise.
(12) Aragno P.-O. 1998. Puits COP (Centre Opératoire Protégé) – analyses du 15.09.1998.
(13) Cosandey L., Philippin D. 2003. Site de la Maladière : site pollué ? Investigation historique,
Cahiers des charges pour l’investigation technique. P+ Petermann Philippin SA, Neuchâtel.
(14) Aragno P.-O. 2004. Complexe multifonctionnel de la Maladière, Neuchâtel – commentaires
pour la demande de permis de construire. Laboratoire des eaux et de l’environnement, Neuchâtel.
(15) Belloni S., Zwahlen F. 2005. Zone de la Maladière : données hydrogéologiques. Centre
d’Hydrogéologie de l’Université de Neuchâtel (CHYN), Neuchâtel.
269

Annexe IV-2
Puits OWN : essais de pompage, données de sonde pression et fonction de puits pour la
modélisation numérique
Essai de pompage et paramètres de l’aquifère proche du puits OWN
Un relevé précis du rabattement de la nappe de l’aquifère péri-lacustre a été effectué au droit du puits
pendant un épisode de pompage, le 25.09.2009. Les données ont permis de caractériser localement les
paramètres de l’aquifère dans la zone du puits. Le débit de pompage a été en moyenne de 50 l/s (180
m3/h). Les données de rabattement en fonction du temps sont présentées sur la figure A. En appliquant
la méthode approximative de Jacob-Cooper (pompage en régime d’écoulement transitoire ; fig. B –
description théorique ci-dessous) sur la courbe de rabattement, les valeurs suivantes de paramètres de
l’aquifère dans la zone du puits OWN ont été obtenues :
 Transmissivité : T = 2.4 · 10-3 m2/s

 Conductivité hydraulique251 : K = 3.6 · 10-4 m/s
 Coefficient d’emmagasinement (≈ porosité effective) : S ≈ 0.15
Figure A : Données de
rabattement au puits
OWN (25.09.2009)
251
En considérant une épaisseur saturée moyenne de l’aquifère de e = 6.5 m (graviers d’alluvions et remblai grossier) ; K =
T/e.
271
Annexe IV-2
Ces valeurs sont en accord avec le type de formation aquifère principale du site (sous les remblais) :
alluvions et sédiments péri-lacustres de graviers et sables, contenant quelques niveaux limoneux-
sableux (Aragno (2004) ; GVH (2003) ; De Cérenville (2003)252).
La méthode simplifiée de Jacob-Cooper est basée sur le résultat théorique de Theis, pour les pompages en
symétrie radiale et régime d’écoulement transitoire. Cette méthode consiste à reporter sur un graphique semi-
logarithmique les rabattements s(ti) en fonction du temps, pour un point de mesure donnée (ici directement dans
le puits du NHP).
Une fois la droite de Jacob (figure ci-dessous) déterminée, l’approximation de Jacob devient alors valable et
l’interprétation devient alors réalisable pour deux points A et B arbitrairement choisis sur la droite, selon
l’équation suivante :
ln )
où
T= Transmissivité [m2/s]
Q= Débit de pompage [m3/s]
sA ; sB = Rabattements aux points A et B [m], de temps tA et tB [s], respectivement
Le coefficient d’emmagasinement S (proche de la porosité pour un aquifère à nappe libre), s’obtient en

extrapolant la droite de Jacob jusqu’à l’axe des abscisses, dont l’intersection donne un temps t0. S s’obtient alors
selon la formule suivante :
2.25
où
r = distance du point de mesure au puits. Ici, r ≈ 1 m (diamètre du puits + chemise de graviers)
La figure B présente les paramètres susmentionnés pour le calcul de T et S, dont les valeurs sont données dans le
texte ci-dessus.
252
Références bibliographiques en fin d’annexe.
272
Annexe IV-2
Figure B : Méthode de Jacob-Cooper - droite de Jacob associées aux calculs des paramètres d’aquifère
Données de sonde pression du puits OWN
La forte demande en eau de refroidissement pour l’hôpital à proximité induit d’innombrables épisodes
de pompage à fort débit (50 l/s), mettant fortement à contribution la nappe aquifère de la zone du puits.
Ces épisodes provoquent fréquemment des rabattements maximaux de l’ordre de 10 m (mesurés avant
décolmatation du puits - en septembre 2009), mais qui s’échelonnent généralement plutôt entre 2 m et
6 m. La situation a été sensiblement améliorée par la décolmatation hydraulique du puits, à partir
duquel le rabattement maximal mesuré en pompage est en moyenne de 5 m. Afin de se représenter le
régime d’exploitation de l’eau au puits OWN, la figure C présente une série de valeurs de pression
d’eau253 dans ce puits, mesurées lors de l’essai de traçage de l’automne 2009 (cf. chapitre 3) sur le site
d’essais de Neuchâtel254, où chaque pic correspond à un épisode de pompage. L’eau est pompée ainsi à
raison de 3 à 4 pompages quotidiens de 1h à 2h, en période de basse demande en eau (hiver et/ou
périodes froides)255.
253
Mesurées à l’aide d’une sonde pression STS DL/N-64, par pas de temps de 30 secondes.
254
Montrant une configuration identique (et par souci de lisibilité), les données de fin d’essai de l’automne 2009 (après le
17.09.09) ne seront pas présentées ici. Les données de sondes pression obtenues lors de l’essai du printemps 2008 sont
présentées sur la figure 3.8, chapitre 3.
255
En période de forte demande en eau, le nombre d’épisodes quotidiens de pompage peut tripler.
273
Annexe IV-2
Figure C : Données de sonde pression au puits OWN
Fonction de pompage du puits OWN pour la modélisation numérique
Par souci de simuler au mieux le régime d’exploitation du puits OWN dans les simulations
numériques avec le MEF de la Maladière, mais en devant malgré cela simplifier les calculs, la fonction
temporelle représentée sur la figure D a été associée à la limite de puits du modèle. Et représente donc
un régime moyen de pompage.
Figure D : Fonction temporelle du pompage modélisé au puits OWN
274
Annexe IV-2
Il s’agit donc d’un cycle de pompage transitoire de 8 heures, composé en deux épisodes de pompage à
200 m3/j d’une durée de 1 h chacun, séparés par un intervalle de non-pompage de 3 h. Le cycle se
répète donc indéfiniment pour toute la durée des simulations numériques.
Références bibliographique :
Aragno P.-O. 2004. Relevé du forage piézomètre CMM1, rue Abram-Louis Breguet, juin 2004.
Belloni S., Zwahlen F. 2005. Zone de la Maladière : données hydrogéologiques. Centre

d’Hydrogéologie de l’Université de Neuchâtel (CHYN), Neuchâtel.
De Cérenville Géotechnique. 2003. Complexe La Maladière, Neuchâtel : logs des sondages 2003 et
profils géotechniques schématiques. De Cérenville Géotechnique S.A, Neuchâtel.
GVH Ingénieurs civils. 2003. Stade de la Maladière : coupes géologiques - plan général (1 :1000
1 :200). GVH Ingénieurs Civils SA, St-Blaise.
275

Annexe IV-3
Aquifère de la Maladière – exemple de données piézométriques
Un panel de sondes pression a été installé dans les piézomètres CMM du quartier de la Maladière pour
suivre l’évolution des niveaux piézométriques dans l’aquifère péri-lacustre de la zone, pendant et après
la construction du complexe et stade de la Maladière ainsi que pour surveiller l’effet de l’exploitation
de l’eau au puits OWN (données relevées par Aragno (2004-actuel) et compilées en 2005 par Belloni
(2005)).
La figure A présente les données acquises pour une année hydrologique (2004-2005) presque
complète, où l’entrée en fonction du puits OWN fin-juillet 2004 est parfaitement visible sur la courbe
du piézomètre CMM1. Les courbes des piézomètres CMM3, CMM4 et CMM5 particulièrement
(piézomètres pratiquement au contact avec le versant calcaire), montrent ainsi des réponses plus
marquées que les autres piézomètres à la recharge latérale depuis le versant calcaire, lors de périodes
de crue.
Fig. A : Niveaux piézométriques pour les sondages CMM dans l’aquifère péri-lacustre de la Maladière, année hydrologique
2004-2005
Comme exemple pour une courte durée de temps, la figure B montre en détail les niveaux
piézométriques (ainsi que le niveau du lac de Neuchâtel) pour le mois de novembre 2004. Trois points
apparaissent à la lecture de ce graphique :
 Seuls les piézomètres CMM1 et CMM2 sont influencés par le rabattement au puits OWN256.
 Les niveaux piézométriques suivent la tendance saisonnière (dont le niveau du lac est le niveau de
référence). L’aquifère péri-lacustre est donc en connexion hydraulique avec le lac, ce dernier
déterminant donc le niveau piézométrique global (saisonnier) de l’aquifère.
 Le niveau d’eau dans le piézomètre CMM6 est identique à celui de lac. Ce piézomètre étant le plus
proche du lac (env. 100 m), il est donc, sans surprise, le plus influencé par le niveau du lac et le
moins tributaire des variations causées par les apports d’eau du versant calcaire et l’alimentation
par le ruissellement au nord.
256
Les variations dans le piézomètre CMM3 à cette période sont dues aux travaux du chantier de la Maladière à proximité.
277
Annexe IV-3
Fig. B : Niveaux piézométriques pour les sondages CMM dans l’aquifère péri-lacustre de la Maladière et niveau du lac de
Neuchâtel, mois de novembre 2004
Belloni S., Zwahlen F. 2005. Zone de la Maladière : données hydrogéologiques. Centre d’Hydrogéologie de l’Université de
Neuchâtel (CHYN), Neuchâtel.
278
Annexe IV-4
Recharge effective dans le MEF de la Maladière – aperçu hydrologique
L’aquifère de la Maladière se situe en climat tempéré continental. Les températures moyennes

annuelles s’échelonnent entre 6.2°C et 13.2°C, avec une moyenne à 9.3°C (source : MeteoSuisse). Les
précipitations annuelles sont en moyenne de 1060 mm, pour 120 jours avec pluie en moyenne, donc
induisant une intensité de précipitations moyenne par jour de pluie de 8.8 mm/j, et de 2.9 mm/j en
intensité moyenne globale (365 j).
Pour l’intégration de la recharge effective Q dans les simulations avec le MEF de la Maladière - qui
ne prennent pas en compte directement les données journalières de précipitations par souci de
simplification des modèles, il a été préféré une valeur moyenne de recharge effective, en relation avec
la valeur d’intensité pluviométrique moyenne susmentionnée257 :
moyenne : valeur de base (pluie moyenne) = 1.6 mm/j (55% de 2.9 mm/j) (simulations de base et
urbaines)258
Par la suite les simulations urbaines ont été effectuées avec des valeurs de recharge effective Q
croissantes de 1.6, 3, 5, 8 et 10 mm/j. Les trois premières valeurs ont été calquées sur des valeurs
réelles, observées lors des essais de traçage sur le site d’essai de Neuchâtel (chapitre 3). A titre
d’exemple, la figure A présente les données de pluviométrie pour la région de Neuchâtel au mois de
septembre et octobre 2009. Il est possible ainsi de remarquer plusieurs événements pluvieux
d’intensité moyenne (entre 2 et 3 mm/j) ou inférieure, ainsi que deux événements pluvieux importants
à 11.2 mm/j et 6.5 mm/j, événements peu fréquents mais récurrents (en moyenne 10 événements par
année) dans la région259. Ces deux valeurs ont donc été considérées comme valeurs réalistes dans le
calcul de valeurs plus élevées de Q 260:
élevée (forte pluie) = 3 mm/j (~ 55% de 6 mm/j) (simulations urbaines uniquement)
extrême (orage ou événement pluvieux extrême) = 6 mm/j (~ 55% de 11 mm/j) (simulations

urbaines uniquement)
Fig. A: données
pluviométrique pour la région
de Neuchâtel durant les mois
de septembre et octobre 2009
257
Pour rappel, il est considéré ici que 55% des précipitations sont infiltrées et participent à la recharge effective sous les
surfaces vertes (sans surfaces imperméabilisées), et que l’infiltration est « instantanée » (pas de calculs de front de saturation
et de vitesses d’écoulement dans la zone non-saturée ; partie 4.3.1).
258
Se référer au texte principal pour la description des simulations dites « de base » et « urbaines ».
259
Les données pluviométriques d’autres périodes de l’année et d’autres années, non présentées ici, montrent des
distributions de valeurs semblables.
260
Les deux dernières valeurs (Q = 8 et 10 mm/j), irréalistes pour un climat comme celui de l’aquifère de la Maladière, ont
été utilisées uniquement pour tester les limites du modèle (cf. texte principal).
279

Annexe IV-5
Calibration du MEF de la Maladière – régimes permanents et transitoires
La première phase de calibration des paramètres hydrodynamiques de l’aquifère (conductivité

hydraulique K, porosité effective εe et compressibilité So), a été opérée selon une démarche manuelle
d’essais et erreurs lors d’une succession préliminaire de courtes simulations en régime transitoire.
Cette première phase de calibration a été guidée par les observations de terrains suivantes :
 La répartition spatiale générale des charges hydrauliques dans le MEF de la Maladière doit être
similaire à la répartition des charges hydrauliques réelles observées dans les piézomètres de
l’aquifère.
 Les rabattements simulés dans le puits OWN doivent être en accord avec les rabattements réels261 :
entre 2 met 4 m.
 La vitesse moyenne réelle de l’eau souterraine dans la zone proche du puits OWN, observée lors
des essais de traçages sur le site (§ 3.2.2.3), est d’environ 8 m/j (mais traceur injecté dans un
niveau de gravier fortement perméable). Les valeurs calculées par le modèle dans cette zone
devraient donc s’en approcher au mieux. Toutefois, compte tenu de la forte hétérogénéité locale de
l’aquifère de la Maladière et des hypothèses simplificatrices qui ont été utilisées lors de la
détermination des paramètres hydrodynamiques (cf. infra), les vitesses simulées dans la zone du
puits doivent donc plutôt être comprise dans un intervalle : entre 3 m/j et 10 m/j.
 L’amplitude des fluctuations du niveau piézométrique simulé dans le piézomètre CMM1, causées
par les épisodes de pompage au puits OWN, doivent être similaires aux fluctuations
piézométriques observées sur le terrain : entre 1 cm et 2 cm (dépendante toutefois du débit de
pompage dans le puits OWN).
La figure A montre le graphique de corrélation entre les valeurs de charge hydraulique réelles et les
valeurs modélisées262, ainsi que les vitesses et rabattement susmentionnés.
La seconde phase a consisté en une optimisation automatique fine au moyen de l’algorithme PEST (en
régime permanent pour la première série de calibrations, puis ensuite en régime transitoire (avec
comme référence 72h de données piézométriques de terrain ; fig. B) - dans le but de raffiner les
paramètres hydrodynamiques obtenus lors de la première phase de calibration (et qui ont été donc
utilisés comme valeurs initiales pour les calibrations par PEST).
261
En réalité, conséquence de la demande en eau fortement variable de l’hôpital, les débits de pompage et ainsi les
rabattements ne sont pas constants dans le puits OWN. Pour des raisons de simplification lors des simulations (pas de
données précises de débits), le débit a été maintenu constant pendant chaque épisode pompage (cf. texte principal).
262
Certaines anciennes valeurs de charge hydraulique, dont la fiabilité est douteuse - pour les piézomètres SS5 - SS4 et S5 –
S6, n’ont pas été utilisées pour la calibration. Les calibrations manuelles ont donc été effectuées avec les données disponibles
pour sept points sur la surface du MEF (6 piézomètres + puits OWN ; localisés et numérotés sur la fig. 4.4 – texte principal).
Ces mêmes points ont été utilisés par la suite comme points d’observation pout les simulations (cf. texte principal).
281
Annexe IV-5
Fig. A : Graphique de corrélation entre les valeurs de charges hydrauliques mesurées sur le terrain (piézomètres CMM et
SU2) et charges hydrauliques modélisées en régime permanent avec le MEF de la Maladière. Valeurs de rabattement et
vitesses linéaires moyennes de l’eau calculées lors de simulations en régime permanent
Fig. B : Valeurs de charges hydrauliques mesurées sur le terrain du 28.07.04 au 30.07.04 (72h) dans les piézomètres CMM et
utilisées pour la calibration finale au moyen du module PEST en régime transitoire
282
Annexe IV-6
MEF de la Maladière : comparaison paramètre réels de l’aquifère - paramètres utilisés dans les
simulations
Paramètres mesurés sur le terrain et en provenance de la littérature
Essai de pompage au puits OWN (étude présente, annexe IV-2) :
 T = 2.4 · 10-3 m2/s

 K = 3.6 · 10-4 m/s
 S (porosité effective) ≈ 0.15
Essai de traçage, printemps 2008 (étude présente, annexe III-11) :
 K = 2.9 · 10-5 m/s

 S (porosité effective de transport) ≈ 0.04
De Cérenville Géotechnique (1998) :
Anciennes halles de gymnastique ; pompage à charge constante, essai à charge variable :
 K entre 3·10-4 et 5·10-4 m/s
Belloni (2005) :
Zone de la Maladière ; anciens essais de pompage :
 K vers 2·10-4 m/s pour les remblais et 5·10-8 m/s pour la moraine limoneuse
Extraction et traitement des données du piézomètre CMM1 pour l’aquifère superficiel :
 T entre 1.1·10-1 m2/s et 6.6·10-3 m2/s

 K = 1·10-3 m/s
 S entre 1.1·10-1 et 8·10-3
Extraction et traitement des données du piézomètre CMM2 pour l’aquifère superficiel :
 T entre 4.3·10-2 m2/s et 4.1·10-2 m2/s

 K entre 7.1·10-3 m/s et 6.7·10-3 m/s
 S entre 2.5·10-2 et 2.4·10-2
Remblais et formation superficielles :
Kmoyen = 1.5·10-3 m/s
Kmax = 7·10-3 m/s
Kmin = 2·10-4 m/s
Porosité effective moyenne (≈ S)
Smoyen = 7.2·10-2
Smax = 8·10-3
Smin = 1.5·10-1
283
Annexe IV-6
Paramètres définis dans le MEF de la Maladière (remarque : matériel considéré comme homogène !)
Aquifère modélisé :
K = 1.1·10-4 m/s
Porosité effective moyenne (≈ S)
S = 4.3·10-2
Neuchâtel (CHYN), Neuchâtel
De Cérenville Géotechnique, 1998. Halles de gymnastique, rue du Littoral, Neuchâtel : rapport géotechnique. De Cérenville
Géotechnique S.A, Neuchâtel
284
Annexe IV-7
Calcul des coefficients de transfert corrigés
Le calcul des coefficients de transfert corrigés s’est fait selon les équations présentées dans la
partie 4.3.2 :
et
Avec comme facteur de correction géométrique
La figure B présente les graphiques associés au facteur de correction pour une série de valeurs de
rayon intérieur de conduite R, d’épaisseur de conduite e et d’épaisseur saturée d’aquifère B.
Le panel n°1 de coefficients a été calculé263 en connaissant initialement les dimensions de

conduites fournies dans les données du PGEE sur le site de la Maladière) : rayon R et épaisseur e - et
selon trois type de conduites, décrits dans le texte principal (fonction en plus du matériau de conduite).
La figure A présente l’exemple du calcul du panel n°8, pour une épaisseur saturée de 15 m (moyenne
pour le MEF de la Maladière)264. Ces valeur de correspondent ainsi à des valeurs de Kp
-8 -5
s’échelonnant entre 6·10 m/s (type 3) et 1·10 m/s (type 1).
Fig. A : Coefficients de transfert corrigé : exemple de calcul avec le panel de valeurs n°8 (cf. texte principal). Pour une
valeur d’épaisseur d’aquifère B = 15 m.
263
Pour rappel, les valeurs des autres panels de coefficients sont des multiples des valeurs du panel n°1.
264
Pour rappel, les coefficients ont ensuite été calculés localement en fonction des variations d’épaisseur saturée B de
l’aquifère.
285
Annexe IV-7
286
Annexe IV-7
Fig. B : Valeurs du facteur de correction géométrique Λ, en fonction de e, R et B
287

Annexe IV-8
Cartes supplémentaires des différences de charges hydrauliques et flux de Darcy – recharge

hétérogène
Fig. A : Simulations urbaines avec recharge effective hétérogène : cartes de ΔqR0
289
Annexe IV-8
Fig. B : Simulations urbaines avec recharge effective hétérogène : cartes de ΔHRh
290
Annexe IV-8
Fig. C : Simulations urbaines avec recharge effective hétérogène : cartes de ΔqRh
291

Annexe IV-9
Aquifère de la Maladière : données hydrochimiques et microbiologiques
Note : le texte ci-dessous est repris en grande partie du rapport de Belloni (2005 ; non-publié)
Un échantillonnage a été effectué le 3 août 2005 dans les 6 piézomètres autour du chantier de la
Maladière (CMM1 à CMM6). Les échantillons du puits COP (OWN) ont été prélevés à l’Hôpital
Pourtalès, les deux jours suivants.
Les paramètres physico-chimiques (pH, T, conductivité électrique, oxygène dissous, anions et cations ;
fig. A), ainsi que des analyses bactériologiques (fig. B) ont été effectuées par le laboratoire des eaux
de la ville de Neuchâtel (Escherichia coli, Pseudomonas aeruginosa, germes aérobies mésophiles,
entérocoques, coliformes et autres colonies sur milieu endo-LES). Les observations suivantes ont été
faites lors des échantillonnages :
 eau rouge (oxyde de fer) dans le piézomètre CMM2

 eau noire et mauvaise odeur dans le piézomètre CMM3
 eau rouge dans le piézomètre CMM4
 eau rouge dans le piézomètre CMM5
 eau claire dans les piézomètres CMM1, CMM6 et à l’hôpital (OWN)
Les analyses de l’échantillon du piézomètre CMM3 montrent des valeurs en dehors de la moyenne. La
conductivité électrique (1074 μS/cm) et l’analyse des ions majeurs indiquent une minéralisation assez
élevé par rapport aux eaux naturelles rencontrées dans les environs. Les valeurs de chlorure (5 fois
supérieures à la moyenne), de sodium (6 fois supérieures), d’ammonium (4x), potassium (5x) et
calcium (2x), associé à la présence d’un taux élevé de micro-organismes (E. Coli > 1800 UFC/100
ml), démontrent une contamination de l’eau. La faible quantité d’oxygène dissous (0.70 mg/l) peut
être attribuée à la présence importante des germes aérobies mésophiles (> 42'000 UFC/ml) et de
matière organique. L’absence des nitrates et la présence d’ammonium peut indiquer une activité
bactérienne qui transforme le NO3 en NH4. Ces remarques laissent supposer un mélange avec des eaux
usées. Le piézomètre CMM5 montre en partie la même tendance (pour les ions majeurs). La position
des deux piézomètres le long de la Rue de la Pierre-à-Mazel, laisse supposer une fuite des eaux usées
de la conduite principale parallèle à cette route.
Fig. A : Analyses d’anions, cations et paramètres physico-chimiques pour les eaux souterraines du quartier de la Maladière
(25.08.2005)
La couleur noire et la mauvaise odeur de l’échantillon CMM3 sont probablement dues à la présence de
phénols dans l’eau, souvent associés à des pollutions de type industriel (industrie chimique, industrie
papetière, raffinerie, pétrochimie, etc. ; comm. orale R. Flynn). Le revêtement bitumineux des
canalisations et des réservoirs peut aussi être source des phénols (mais généralement limitées). Enfin,
293
Annexe IV-9
une autre source de produits phénoliques peut être la dégradation des produits phytosanitaires
(pesticides, fongicides, herbicides), la décomposition des produits végétaux (par exemple la lignine)
ainsi que les eaux résiduaires industrielles contenant du cellulose.
A noter la présence d’Escherichia Coli dans presque la totalité des eaux analysées (à part au CMM5)
avec un maximum de > 3000 UFC/ml pour le piézomètre CMM2.
Fig. B : Analyses microbiologiques des eaux souterraines du quartier de la Maladière (3 et 4.08.2005)
Les figures C et D présentent ces résultats localisés en carte et représentés en diagramme (diagramme
de Stiff, obtenus au moyen du logiciel AquaChem).
Neuchâtel (CHYN), Neuchâtel.
294
Annexe IV-9
Fig. C : Localisation et représentation des résultats des analyses microbiologiques des eaux souterraines du quartier de la
Maladière (tiré de Belloni (2005))
295
Annexe IV-9
Fig. D : Localisation et représentation des résultats des analyses chimiques (diagrammes de Stiff) des eaux souterraines du
quartier de la Maladière (tiré de Belloni (2005))
296
Annexe IV-10
Cartes supplémentaires des différences de flux de Darcy – conduites souterraines
Fig. A : Simulations urbaines avec recharge effective hétérogène : cartes de ΔqR0
297

Annexe IV-11
MEF de la Maladière : présentation du modèle 3-D
Pour les simulations 3-D avec le MEF de la Maladière, le MEF 2-D a été étendu sur l’axe z,
aboutissant donc à un MEF 3-D à deux interfaces (toit et mur) et une couche (aquifère) - avec des
géométries du mur et du toit de l’aquifère modélisé identiques au MEF 2-D. Les conditions aux limites
à charges hydrauliques imposées (lac et versant calcaire) ont été maintenues sur les deux interfaces.
Les limites en CLT (conduites souterraines), par contre, ont été uniquement fixées sur l’interface
supérieure (toit). Idem pour la condition aux limites de puits. Les figures A et B présente les MEF 3-D
de la Maladière sans et avec modifications du toit de l’aquifère (simulation des fondations de
bâtiments), respectivement.
a)
b)
Fig. A : MEF 3-D de la Maladière. Exagération verticale (sur axe z) = 5x. a) vue depuis le SW. ; b) coupe transversale au
droit du puits OWN, vue depuis le SW
299
Annexe IV-11
a)
b)
c)
Fig. B : MEF 3-D de la Maladière avec modification du toit de l’aquifère (fondations de bâtiments). Exagération verticale
(sur axe z) = 5x. a) vue depuis le SW ; b) coupe transversale au droit du puits OWN, vue depuis le SW ; c) vue depuis l’ESE
(les éléments du MEF y sont également représentés)
300
Annexe IV-12
MEF de CHYNcity : cartes des différences de charges hydrauliques – conduites souterraines
Fig. A : CHYNcity : simulations urbaines avec conduites souterraines (CLT) - cartes de ΔHRh
301

Annexe IV-13
Comparaison des MEF la Maladière et de CHYNcity : calculs de recharge effective totale

équivalente et ratios de flux sortants
Le calcul des valeurs de recharge effective totale Q (m3/j) a été effectué de façon suivante
(dépendantes du MEF considéré ; fig. A) :
 Pour le MEF de la Maladière, les valeurs de recharge effective Q hétérogène (mm/j) ont
simplement été multipliées par la valeur de l’aire totale des surfaces vertes (m2).
 Pour le MEF de CHYNcity, chaque valeur de recharge effective Q hétérogène (mm/j) par type de
surface d’iso-densité d’urbanisation a été multipliée par l’aire desdites surfaces, puis sommées
pour chaque panel de valeurs afin d’obtenir Q (m3/j)
Pour la représentation graphique, les valeurs de Q ont été encore normalisées par l’aire totale de
chaque MEF (2.2·10 m (22 ha) pour la Maladière ; 1·107 m2 (1000 ha) pour CHYNcity ; fig. B).
5 2
Fig. A : Calculs des Q (m3/j) par panels de valeurs de recharge effective Q hétérogène (mm/j) - MEF de la Maladière et
de CHYNcity
La figure B présente les valeurs de flux sortants utilisées pour les deux MEF, afin de calculer les ratios
avec les valeurs de flux des modèles de base, à recharge effective homogène.
303
Annexe IV-13
Fig. B : Calculs des ratios de flux sortants des modèles, par panels de valeurs de recharge effective hétérogène totale Q
normalisé (m/j) - MEF de la Maladière et de CHYNcity
304
Annexe IV-14
Comparaison des MEF la Maladière et de CHYNcity : calculs de coefficients de transfert corrigé

pondérés-normalisés et ratios de flux
Le calcul des valeurs de coefficients de transfert corrigé pondérés-normalisés a été effectué en

deux étapes (méthode identique pour les deux MEF) :
 Une valeur moyenne pondérée de coefficient (j-1) a été calculée pour chaque panel de valeur.
Les facteurs de pondération pour chaque type de conduite sont les ratios surface du type de
conduite265 / surface totale des conduites (fig. A).
 Les valeurs pondérées de ont ensuite été normalisées par l’aire d’influence totale des conduites
de chaque MEF (2.7·10 m (2.7 ha) pour la Maladière ; 6.5·105 m2 (65 ha) pour CHYNcity ; fig.
4 2
B).
Fig. A : Calculs des coefficients de transfert corrigé pondérés (j-1) par panels de valeurs - MEF de la Maladière et de
CHYNcity
La figure B présente les ratios de flux sortants utilisés pour les deux MEF : ratio entre le flux sortant
de chaque modèle avec conduites / CLT et flux sortant du modèle de base à recharge homogène ; ratio
entre le flux total entrant dans le MEF par les CLT et le flux sortant du modèle.
265
Surface obtenues par création de zone-tampons autour des conduites : 2 m pour le MEF de la Maladière, 3 m pour le MEF
de CHYNcity (cf. note 201 du texte principal).
305
Annexe IV-14
Fig. B : Calculs des ratios de flux, par panels de coefficients de transfert corrigé pondérés-normalisés (j-1m-2) - MEF
de la Maladière et de CHYNcity
306

V
Annexes chapitre 5
308
Annexe V-1
Cartographie DRASTIC (VIS), PAR et VPU pour l’aquifère de la Maladière
Toutes les cartes présentées dans la figure 5.7 (texte principal) ont été réalisées au moyen d’un SIG.
Les fichiers traités et utilisés pour les additions d’indices sont en format raster à valeurs entières, avec
une taille de cellule de 1 m. Les données géologiques et hydrogéologiques proviennent de la carte
géologique de la zone (Frei et al. (1974) et Meia et al. (1976)), des divers essais sur le terrain (chapitre
3), de la modélisation numérique (chapitre 4) et de la littérature (différents rapports non-publiés ; cf.
annexe IV-1). Les données des conduites souterraines et d’utilisation du sol proviennent du PGEE
(2003) et du cadastre de la Ville de Neuchâtel, respectivement.
Carte DRASTIC
Le contexte géologique est relativement homogène à l’échelle de la zone cartographiée, les indices
DRASTIC ont ainsi été calculés avec les valeurs de paramètres suivantes :
 Paramètre D : calculé par soustraction à la topographie (interpolation en raster des niveaux

topographiques avec une méthode d’inverse distance weighting, avec 4 points voisins) du niveau
piézométrique obtenu avec la simulation numérique à recharge effective nulle (fig. 4.7 ; texte
principal). Valeurs de notation266 = 10 (0-1.5 m) ; 9 (1.5-4.5 m) ; 7 (4.5-9 m) (figure A1).
 Paramètre R : homogène. Recharge moyenne (cf. chapitre 4) = 1.6 mm/j = 580 mm/an > 250
mm/j, valeur de notation = 10.
 Paramètre A : homogène. Sédiments meubles (sables et graviers) : valeur de notation = 7
 Paramètre S : homogène (donc postulé sans urbanisation). Loam limoneux : valeur de notation = 4
 Paramètre T : calcul de pente dans un SIG, par interpolation en raster des niveaux topographiques.
Toutes les valeurs de notations représentées (figure A2).
 Paramètre I : homogène. Sables et graviers avec argiles : valeur de notation = 7
 Paramètre C : homogène. Conductivité hydraulique moyenne = 1∙10-4 à 3∙10-4 m/s (cf. chapitre 4) :
valeur de notation = 6
Les indices raster DRASTIC (150 à 180) ont ensuite été reclassés dans un SIG en indices simplifiés (1
à 3), selon l’échelle suivante : 150-160 = 1 (moyennement vulnérable) ; 160-170 = 2 (très vulnérable) ;
170-180 = 3 (extrêmement vulnérable).
266
Se référer à l’annexe II-1 pour les tables de notations des paramètres DRASTIC.
309
Annexe V-1
Fig. A : Cartographie DRASTIC, aquifère de la Maladière. 1) Carte du paramètre D ; 2) Carte du paramètre T
Carte PAR
Les données du cadastre et du PGEE ont été triées et remaniées dans un SIG en fonction de nombreux
paramètres, pour obtenir trois types de surfaces (imperméables, vertes et remblayées/artificielles) et
trois types de conduites souterraines (1 à 3 ; § 4.4.4.1 pour la description des types de conduites) Les
indices PAR ont été calculés avec les valeurs de paramètres suivantes :
 Facteur « R » (modification de la recharge selon surface) : -2 pour les surface imperméables ; 0

pour les surfaces vertes, +1 pour les surfaces remblayées/artificielles (lithologies grossières et
décapage des sols observés).
 Facteur « exf » (potentiel d’exfiltration des conduites) : +3 pour les conduites de type 1, +2 pour
les conduites de type 2 ; +1 pour les conduites de type 1.
Les données en format vectoriel (polygones) ont été converties en raster à valeurs entières, reclassés
puis additionnées dans un SIG pour les deux facteurs.
Les indices raster PAR ont été ensuite additionnés aux indices raster DRASTIC simplifiés, pour
l’obtention de l’indice final VPU.
310

Estimation Et Cartographie de La Vulnérabilité Des Eaux Souterraines en Milieu Urbain

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Université de Neuchâtel Centre d’Hydrogéologie et de Géothermie

Estimation et cartographie de la vulnérabilité

Pour l’obtention du grade de docteur ès sciences

Soutenue le 17 mai 2010, présentée publiquement le 25 juin 2010

Acceptée sur proposition du jury, composé de :

Prof. François Zwahlen Université de Neuchâtel Directeur de thèse

Aux Danois de Turboweekend

Tables des matières

2. Cartographie de vulnérabilité des eaux souterraines et

3. Essais de traçage dans des aquifères urbains : caractérisation des

4. Modélisation et simulation numérique : flux d’eau souterraine

5. Estimation et cartographie de la vulnérabilité intrinsèque dans les

6. Conclusions : synthèse générale, perspectives et limitations .......189

7. Références .........................................................................................193

Annexes ……………………………………………………………………………………. 207

Les méthodes d’estimation et de cartographie de la vulnérabilité de l’eau souterraine ont été

L’ensemble de collaborateurs du CHYN, responsables d’un environnement de travail

Sujet de recherche prolifique, actuel et nécessaire, l’évaluation du potentiel de contamination

 Changements importants de la configuration spatiale et du taux de la recharge des

1.2. OBJECTIFS DE L’ÉTUDE

Le deuxième objectif de cette thèse est de dénouer la problématique de l’échelle

Au moyen d’une étude bibliographique, d’essais sur le terrain et de modélisations numériques

1.3. STRUCTURE DE L’ÉTUDE

La présente thèse est structurée de la manière suivante :

Chapitre 2. Etat des connaissances sur l’estimation et la cartographie de la

Chapitre 3. Essais de traçage urbains et autres études de terrain. Ce chapitre présente

Chapitre 4. Modélisations et simulations numériques urbaines. Ce chapitre présente

Chapitre 5. Estimation et cartographie de la vulnérabilité en milieu urbain. Sur la base

Chapitre 6. Conclusions générales, perspectives et limitations de l’adaptation de la

Comme introduction à la problématique de la présente thèse, une réflexion préliminaire définit

Un premier exemple d’adaptation possible au contexte urbain d’une méthode existante

2.2. ESTIMATION DE LA VULNÉRABILITÉ DES EAUX SOUTERRAINES AUX

Premier sujet abordé, et cœur de la présente thèse, les méthodes d’estimation et de

Un rapide survol de la caractérisation des aléas et du risque de contamination de l’eau

2.2.1. Cartographie de vulnérabilité des eaux souterraines : concepts et méthodes

Parmi les nombreux outils cartographiques (fig. 2.1) à la disposition de l’hydrogéologue ou de

(profondeur du niveau piézométrique, intensité de la recharge, etc.) peuvent varier

Concrètement, la cartographie de vulnérabilité établit une représentation spatiale 2-D du degré

2.2.1.2. Cartographie de vulnérabilité : attributs et paramètres

La vulnérabilité intrinsèque est liée aux attributs hydrologiques, géologiques et

L’estimation de la vulnérabilité spécifique nécessite quant à elle la prise en compte des

 Caractéristiques hydrodynamiques et physico-chimiques permettant la dispersion, la

La figure 2.3 synthétise, qualitativement, la relation entre divers paramètres physiques et

L’effet de ces processus

2.2.1.3. Échelle spatiale et utilisation des cartes de vulnérabilité

 Aménagement du territoire (planification d’activités territoriales) : les cartes de

 Domaine éducatif/pédagogique (matériel pédagogique) : les cartes de vulnérabilité peuvent

Compte tenu de la variété d’utilisateurs potentiels de cartes de vulnérabilité et de l’usage

2.2.2. Types de méthodes : méthodologies, milieux hydrogéologiques concernés

Depuis la formalisation du concept de « vulnérabilité » et ses premières applications (Margat

 Selon les types de concepts et techniques : méthodes paramétriques (indices), statistiques,

2.2.2.1. Types de concepts et techniques d’estimation de la vulnérabilité

 Méthodes paramétriques avec indices superposables (empiriques)

Les méthodes paramétriques, permettant de calculer rapidement de façon empirique des

 Systèmes matriciels. Basés sur un nombre limité de paramètres physiques rigoureusement

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