Eau en Poitou-Charentes : RPDE

     

De la zone racinaire vers les nappes

Rapport thématique Eau 2002 Eléments extraits du rapport "Qualité des ressources en eau et production d’eau potable : la situation en Poitou-Charentes", réalisé en 2002 par le Comité Régional de l’Environnement (CRE), dans le cadre des Secondes Assises de l’Eau de Poitou-Charentes.

Sommaire :
La qualité initiale de la nappe et l’évolution de sa qualité
Le stock des solutés présents dans la zone non saturée
Caractérisation de la zone saturée

De même que les processus physico-chimiques intervenant dans le sol, la réponse d’un système naturel comme une nappe à une pollution n’est pas instantanée et peut prendre plusieurs années. Les modalités de transferts des substances vers les nappes ne sont pas bien connues, et dépendent de différents facteurs propres à chaque situation : caractéristiques géologiques, existence de fissures ou de chemins d’écoulement préférentiel, profondeur de la couche aquifère, …

Afin de schématiser l’épaisseur de sol et de roches à traverser avant d’atteindre la nappe, le découpage suivant est réalisé : - zone racinaire ou sol (1 m en moyenne), - zone non saturée en eau (couches géologiques intermédiaires), - zone saturée en eau (ou nappe).

Schématisation du transfert de solutés dans le système sol " zone non saturée " nappe

Pour évaluer les modalités de transfert de polluants vers la nappe, des suivis sur le terrain sur plusieurs années sont nécessaires. Une approche complémentaire consiste à utiliser des modèles, pour simuler les impacts de différents scénarios de pratiques agricoles par exemple. La modélisation ne peut toutefois être envisagée que lorsque que les données relatives à toutes les composantes du milieu sont suffisantes.

Ainsi, il est nécessaire de disposer de données sur les points suivants :

La qualité initiale de la nappe et l’évolution de sa qualité

La qualité physico-chimique initiale de la nappe et son évolution sont déterminées par :
- la caractérisation isotopique [1] de l’azote et son dosage sous ses différentes formes, qui permettent ainsi de distinguer l’origine de la pollution initiale (déjections animales, engrais minéraux, effluents domestiques). Elle permet également de repérer l’existence de phénomènes de dénitrification naturelle.
- le suivi des concentrations en nitrates : notamment par la minéralisation de l’eau liée aux formations géologiques traversées ; par ailleurs, l’évolution des concentrations en chlorure donne des indications indirectes sur la recharge de la nappe.
- le suivi des concentrations en phytosanitaires : le choix des molécules est réalisé en fonction de la liste SIRIS [2] et des études d’occupation des sols (pratiques culturales et environnement du point) menées par exemple par le GRAP.

Le comportement hydrodynamique de l’aquifère est connu par la piézométrie de la nappe, ainsi que par la pluviométrie et la débitmétrie. Les fluctuations de nitrates peuvent par exemple être liées à la recharge de la nappe et à ses fluctuations de niveau. La caractérisation des éventuelles relations rivière " nappe explique l’origine des pollutions. Leur évolution dans le temps peut varier en fonction de ces échanges.

Les pratiques agricoles ont un rôle déterminant sur les quantités de polluants mobilisables (types de cultures, successions culturales, durées des intercultures …). Les temps de transit au travers de la zone non saturée étant généralement longs, il est indispensable de disposer d’un historique sur au moins une décennie, voire plusieurs.

Le stock des solutés présents dans la zone non saturée

Pour prendre des mesures de limitation des pollutions, comme pour prévoir les concentrations à venir dans la nappe, il est nécessaire de quantifier les stocks de polluants dans la zone non saturée et de déterminer leur distribution verticale (concentrations en fonction de la profondeur). Ces polluants en transit sont en effet susceptibles d’atteindre la nappe à plus ou moins long terme, sauf phénomènes naturels de dénitrification.

Des forages et des prélèvements spécifiques sont réalisés pour disposer d’un échantillonnage des terrains de la zone non saturée et caractériser les transferts de polluants. La description de ces terrains est à adapter en fonction du contexte et des objectifs, elle peut se faire par :
- dosage du carbone organique total : mise en évidence du rôle (sorption) de la matière organique dans l’évolution des teneurs en phytosanitaires.
- datation de l’eau des interstices : le dosage du tritium [63] permet de différencier les eaux sans tritium (antérieures aux essais thermonucléaires et nucléaires aériens réalisés jusqu’en 1952) des eaux plus récentes (postérieures à 1952) et donne les moyens d’appréhender les temps de transfert de l’eau.
- détermination de la densité apparente : évaluation de la porosité des terrains qui régit les écoulements.
- détermination de la granulométrie : permet une estimation des caractéristiques hydrodynamiques des couches échantillonnées.
- dosage spécifique des phytosanitaires.
- dosage des nitrates.

Caractérisation de la zone saturée

Grâce aux prélèvements à différentes profondeurs dans la nappe, il est possible de mettre en évidence d’éventuels gradients de concentration de polluants liés aux hétérogénéités verticales de l’aquifère (arrivées d’eau, perméabilités, potentiel de biodégradation et de sorption variables).

Les traçages [3] (grâce à des molécules particulières) entre différents points de la nappe permettent d’évaluer des vitesses d’écoulement. Les pompages d’essais de forages permettent de déterminer des caractéristiques hydrodynamiques de la nappe (perméabilité et coefficient d’emmagasinement [4]).

L’utilisation des isotopes apporte également des informations précieuses :
- isotopes stables de l’azote : identification de l’origine des nitrates (engrais organiques ou minéraux, rejets urbains, etc.) sauf si des phénomènes de dénitrification naturelle existent.
- isotopes de l’hydrogène : plus l’eau est « âgée » (teneur en tritium nulle signifiant eau ante 1950) plus il y a de chances qu’elle soit peu chargée en nitrates (car elle n’aura pas subi de pollution azotée liée à l’intensification de l’agriculture et à l’urbanisation).
- isotopes du bore : élément conservatif peu sensible aux processus biologiques permettant d’identifier l’origine des pollutions ; méthode utile uniquement si il y a une dénitrification naturelle.
- isotopes du strontium : le strontium est un autre traceur isotopique potentiel de sources de pollution et peut venir en complément de l’azote et du bore (origine du strontium contenu naturellement dans l’eau et dans certains fertilisants).

Tous les éléments ainsi recueillis permettent de mieux comprendre le fonctionnement d’un aquifère. Ils peuvent également être intégrés dans des modèles de transfert en zone non saturée ou des modèles plus complexes intégrant la zone non saturée et la zone saturée. Les modèles permettent d’estimer le temps d’impact des mesures de limitation des pollutions et de déterminer la fiabilité de ce résultat compte tenu de l’incertitude liée à la détermination des différents paramètres.

Notes

[1] Elément de même numéro atomique dans la classification de Mendéléev, mais dont la masse atomique est différente

[2] La liste SIRIS (Système d’Intégration des Risques par Interaction des Scores) est un classement des substances dangeureuses par ordre de rique décroissant

[3] Procédure expérimentale visant à rendre apparent et observable le déplacement réel de l’eau souterraine dans un aquifère suivant une ou des trajectoires définies entre un point d’origine et un ou plusieurs points de détection, au moyen de molécules particulières, appelées traceurs, marquant l’eau.

[4] Coefficient d’emmagasinement = capacité de l’aquifère à emmagasiner et à libérer l’eau.

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