Soutenance mémoire
LA POLITIQUE DE L’EAU EN FRANCE ET LES RAISONS DE SON EFFICACITE
PARTIELLE
Contamination des eaux souterraines
Notions générales
Afin d’avoir une bonne compréhension des enjeux de la qualité des eaux souterraines, il convient d’introduire quelques notions indispensables, reprises tout au long de ce manuscrit. Les eaux souterraines représentent les eaux infiltrées dans le sol, circulant dans les roches perméables qui, accumulées au-dessus d’une couche imperméable, forment une nappe souterraine. Il faut distinguer les nappes libres, dont la surface peut osciller librement, les nappes alluviales, souvent en relation avec un cours d’eau, et les nappes captives, qui sont isolées de la surface du sol par une formation géologique imperméable. L’eau en mouvement est dénommée ‘nappe’, et la roche réservoir ‘l’aquifère’. Une masse d’eau souterraine est un volume distinct et homogène d’eau souterraine, à l’intérieur d’un ou plusieurs aquifères. En France, la réglementation fixe des valeurs limites de qualité des eaux destinées à la consommation humaine, prélevées majoritairement dans les eaux souterraines. La concentration limite en nitrates est fixée à 50mg/L au robinet du consommateur. Au-delà de ce seuil, les nitrates peuvent engendrer, lors d’une consommation régulière et importante, un empoisonnement du sang des nourrissons appelé méthémoglobinémie, ou encore maladie de l’enfant bleu (Bruning-Fann and Kaneene, 1993). Concernant les pesticides, substances ou produits destinés à lutter contre les organismes jugés nuisibles, qu’il s’agisse de plantes, d’animaux, de champignons ou de bactéries, la teneur limite est fixée à 0,1µg/L pour chaque pesticide, et 0,5µg/L pour le total des pesticides utilisés. La pollution par l’activité agricole des eaux souterraines est liée au transport convectif de ces substances polluantes, qui sont soit lessivées (transport sous forme particulaire), soit lixiviées (transport sous forme dissoute) (Turpin et al., 1997). Les produits azotés sont le plus souvent sous forme dissoute. Nous parlerons donc de phénomène de lixiviation dans le reste du manuscrit.
Bilan et origine de la pollution actuelle des eaux souterraines par les nitrates et les pesticides
La France a connu une révolution agricole dans la seconde moitié du XXème siècle, qui a permis, entre autres, de quintupler les rendements en blé, de quadrupler la productivité des vaches laitières, et de décupler la surface de travail de chaque agriculteur (Mazoyer and Roudart, 1997). Cette forme de développement agricole a reposé sur l’emploi de fertilisants azotés et de pesticides, dans bon nombre de situations, peu ou pas maitrisé (Laurent, 2012). Sur le plan environnemental, les impacts d’une telle évolution sont considérables et ont conduit à une augmentation des pollutions des milieux aquatiques souterrains et superficiels. Cette pollution des nappes phréatiques n’est pas seulement due à l’emploi non raisonné d’engrais chimiques ou organiques et à l’utilisation importante de pesticides.
Lorsque l’exploitation céréalière se spécialise, les rotations plus courtes et moins diversifiées peuvent faciliter le développement de ravageurs, maladies ou adventices, ce qui appelle un emploi accru de pesticides. Elle a donc été aggravée par la spécialisation de l’ensemble des systèmes de production et par le bouleversement des paysages ruraux qui s’en est suivi, augmentant notamment la vulnérabilité des milieux (Benoît et al., 1997; Gaigné, 2012). Par exemple, dans les systèmes de polyculture-élevage, le recours aux cultures fourragères comme le maïs, en substitution aux prairies naturelles, laisse le sol nu une grande partie de l’automne, pendant laquelle les phénomènes de lixiviation sont les plus fréquents (Thiébaud et al., 2001). Par ailleurs, la viticulture et l’arboriculture offrent une large portion de sol nu qui favorise les transferts des nitrates et des pesticides vers les nappes souterraines. Dans les régions où l’activité productive des deux filières (viticole et arboricole) est fortement concentrée (par exemple le Sud-Ouest et le Sud Est), diverses expertises confirment l’intensité des pollutions diffuses d’origine agricole (Bélis-Bergouignan and Cazals, 2006; Navarrete et al., 2012).
En 2011, les contaminations des nappes phréatiques par les pesticides, avec un total dépassant 0,5 µg/l (norme de qualité DCE), étaient essentiellement localisées en région Centre, dans les Charentes, le Vaucluse, les Alpes de Haute-Provence, en Martinique, ainsi qu’au Sud de la Guyane et de Basse Terre en Guadeloupe (cf. Figure 1.1). Les concentrations les plus élevées concernent, en France Métropolitaine, les zones de grande culture, d’arboriculture et de viticulture alors que, dans les DOM TOM, ce sont les cultures spécialisées qui sont concernées (ex. production de bananes). Dans plusieurs régions (Nord de l’Hexagone, Nord Bretagne, couloir rhodanien et Sud-Ouest), les concentrations totales en pesticides des nappes sont fréquemment supérieures à 0,1 µg/l (cf. Figure 1.1). Les nappes sous couverture argileuse (en Aquitaine et à l’Est du bassin parisien) et les nappes de montagne, Est et Sud du Massif Central, Pyrénées, Alpes, sont les plus préservées puisqu’aucun pesticide n’y est détecté. Le reste du territoire montre une contamination généralisée des nappes, même si elle reste majoritairement faible, avec des concentrations inférieures à 0,1 µg/l, respectant les normes de qualité DCE.
Les mécanismes de transfert de l’azote vers les nappes phréatiques et les facteurs influençant ce phénomène
L’azote dans le sol se retrouve sous plusieurs formes :
• L’azote minéral qui comprend les nitrates (NO3-), les nitrites (NO2- ) et l’ammonium (NH4+) qui représentent 2 à 4 % de l’azote total du sol. C’est une forme soluble hautement lixiviable. Le Nitrate, sous forme minérale, a été identifié comme un des polluants des nappes phréatiques les plus fréquents (Lopez et al., 2015).
• L’azote organique intégré dans les quatre autres compartiments dans le sol ; les résidus de culture, la biomasse microbienne, la matière organique labile et stable (cf. Figure 1.3). Il s’agit d’une forme d’azote qui migre difficilement dans le milieu car peu soluble dans l’eau. Sa quantité dépend du type de sol, de sa richesse en matière organique, des résidus de culture, et des apports d’amendement organique.
Les apports en engrais azotés se font sous forme minérale (engrais minéraux) ou organique (fumier et lisier, compost, autres produits organiques) ; des échanges entre ces deux formes s’opèrent (cf. figure 1.3). La minéralisation qui consiste à transformer l’azote organique en ammonium, est influencé par des facteurs édaphiques (pH, granulométrie), climatiques (pluviométrie, température) et anthropiques (système de culture, travail du sol) (Kumar and Goh, 1999; Turpin et al., 1997; Watts et al., 2010). L’ammonium produit peut être utilisé par les micro organismes et les champignons du sol (on parle d’organisation) ou bien transformé par les bactéries du sol en nitrates (nitrification). Ces nitrates peuvent par la suite être assimilés par la plante ou lixiviés. La lixiviation des nitrates vers les nappes phréatiques est influencée par différents facteurs agissant en interaction et regroupés en catégories (cf. Figure 1.3). Les facteurs édaphiques, qui regroupent les propriétés chimiques, physiques, biologique du sol, sont un facteur majeur (cf. Figure 1.3). D’une part, la structure du sol influence l’infiltration de l’eau qui entraîne les nitrates dans les sols. D’autre part, comme il a été dit précédemment, les propriétés chimiques (e.g. pH) et biologiques du sol (e.g. concentration en matière organique, micro-organismes, bactéries, champignons) favorisent la minéralisation et la nitrification de l’azote organique et donc la concentration en nitrates dans le sol et leur potentielle lixiviation.
Les facteurs anthropiques, comprenant les pratiques agricoles sont des facteurs majeurs sur lesquels il est plus facile d’agir pour limiter le phénomène de lixiviation (cf. Figure 1.3). Par exemple, si un engrais est apporté à une période de faible besoin pour la culture, cet azote sera mobilisé par d’autres processus (comme la lixiviation) (Jeuffroy et al., 2013). Le travail du sol, par accroissement de la porosité structurale du sol, accroît notamment la minéralisation, et donc la potentielle lixiviation des nitrates générée s’ils ne sont pas absorbés par un couvert (Turpin et al., 1997). Par ailleurs, en l’absence de couverture végétale, les nitrates produits par les bactéries ou les apports directs ne seront donc pas utilisés par un couvert végétal. Le risque de lixiviation est alors accru.
Enfin, les facteurs climatiques déterminent la fréquence et l’intensité des évènements susceptibles d’entrainer l’azote hors de la zone racinaire vers les eaux souterraines (cf. Figure 1.3). Le risque de lixiviation est important lorsqu’une pluie efficace (la pluie excédentaire qui contribue directement à la lixiviation et au ruissellement) survient entre la date d’épandage et le prélèvement par les cultures. La lixiviation et les concentrations les plus importantes en nitrates s’observent généralement en automne lorsqu’il fait doux : la minéralisation est alors active, les pluies sont efficaces et les besoins des végétaux sont faibles ou nuls dans le cas des sols nus. Les années à automne doux et hiver humide, sont généralement des années de forte pollution nitrique, en l’absence d’un couvert automnal qui absorbe l’azote disponible dans le sol.
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Table des matières
INTRODUCTION
CHAPITRE 1. ETAT DE L’ART ET PROBLEMATIQUE
1. La politique de l’eau en France et les raisons de son efficacité partielle
2. Protéger et/ou reconquérir la qualité des eaux souterraines : quelle échelle d’approche ?
3. Engager un changement dans la durée : les apports d’une approche participative
4. Questions et démarche de recherche
CHAPITRE 2. PRESENTATION DES DEUX CAS D’ETUDE
1. Critères de choix des territoires étudiés
2. Caractéristiques des deux terrains d’étude
3. Étude des mesures de la politique de l’eau : deux cas d’étude sur des AAC aux contextes réglementaires similaires
4. Démarche participative : deux groupes d’agriculteurs avec des dynamiques contrastées
CHAPITRE 3. EVALUATION DE L’ADEQUATION DES MESURES ISSUES DE LA POLITIQUE DE L’EAU AVEC LE FONCTIONNEMENT DES EXPLOITATIONS AGRICOLES
1. Étude de l’adéquation des mesures de la politique de l’eau avec le fonctionnement des exploitations agricoles de l’AAC de la plaine des chères
2. Étude de l’adéquation des mesures de la politique de l’eau avec le fonctionnement des exploitations agricoles de l’AAC d’Oraison
3. Synthèse de l’analyse de la politique de l’eau sur les deux terrains
CHAPITRE 4. DÉMARCHE DE CO-CONCEPTION DE SCÉNARIOS SUR-MESURE À L’ÉCHELLE DE L’EXPLOITATION AGRICOLE
1. Mise au point de la méthode participative de conception de scénarios sur mesure et application sur les deux cas d’étude
2. Les recommandations co-conçus pour répondre aux objectifs des agriculteurs et diminuer la pression polluante sur les eaux souterraines
CHAPITRE 5. DISCUSSION GENERALE ET PERSPECTIVES
1. Quels apports scientifiques de la démarche développée dans cette thèse ?
2. Quelles perspectives opérationnelles pour une reconquête de la qualité des eaux souterraines ?
CONCLUSION
REFERENCES
TABLE DES MATIERES
TABLE DES FIGURES
TABLE DES TABLEAUX
TABLE DES ENCADRES
ANNEXES
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