Soutenance mémoire
Les conséquences d’une contamination en nitrates dans les hydrosystèmes
Dans la section 1.1, nous avons rendu compte d’une contamination en nitrates qui s’intensifie depuis plusieurs dizaine d’années sur tous les continents. Ces contaminations en nitrates dans les hydrosystèmes ont des conséquences négatives sur l’environnement et sur la santé des populations.
Les conséquences environnementales L’eutrophisation correspond à un apport en excès des substances nitrates et phosphates qui peut entraîner une prolifération des végétaux aquatiques, et notamment du phytoplancton qui est l’ensemble des organismes végétaux en suspension dans l’eau. Des proliférations de ces derniers, notamment des algues, ont été et sont encore mises en évidence un peu partout dans le monde dans des eaux de surface et sur les zones littorales : en France (Aminot et al., 1998), aux Etats-Unis dans la baie de Floride (Boyer et al., 2006), au Japon (Nagasoe et al., 2010), dans la mer d’Oman sur la côte indienne (Padmakumar et al., 2010), en Allemagne sur les côtes de la mer du Nord (Rahmel et al., 1995), en Australie (Donnelly et al., 1997)… Ce phénomène, appelé efflorescence alguale, est un processus saisonnier naturel mais qui s’intensifie depuis quelques années.L’augmentation des concentrations en nitrates observée depuis quelques dizaines d’années dans les eaux des hydrosystèmes stimule la croissance alguale. Ainsi, en printemps-été, c’est-à-dire lorsque les conditions de température et de luminosité sont clémentes, des blooms alguaux, de la couleur des pigments des cellules phytoplanctoniques, peuvent apparaître dans des eaux de surface et sur les littoraux. Cette croissance alguale se limite aux couches d’eau superficielles. Ces blooms représentent deux dangers. Tout d’abord, certaines espèces d’algues libèrent des substances toxiques, les phycotoxines. Belin et Raffin (1998) en distinguent deux types :
– les phycotoxines directement libérées dans l’eau et donc toxiques pour toutes les espèces du milieu, qu’elles soient végétales ou animales
– les phycotoxines qui s’accumulent dans les organismes se nourrissant de phytoplancton. Ces organismes animaux ne sont pas affectés mais deviennent toxiques pour qui les consomme. Puis, le deuxième danger apparait lors de la phase de décomposition de ces algues en excès. En effet, dans les eaux douces notamment, cette dégradation végétale augmente la charge naturelle de l’écosystème en matières organiques biodégradables qui se dépose dans les profondeurs. Les bactéries qui s’en nourrissent consomment alors davantage d’oxygène. Lorsque les teneurs de cet élément deviennent très faible, le milieu devient anoxique et les organismes vivant dans cette eau peuvent mourir d’asphyxie. Ces blooms algaux peuvent également avoir des impacts économiques importants sur les secteurs de la pêche, du tourisme et de la santé. Les efflorescences algales toxiques peuvent tout d’abord générer des interdictions de pêche ponctuelles et des problèmes de santé pour les populations locales. Puis, la présence de ces efflorescences peut entraver les activités touristiques aquatiques. Enfin, lors des phases de décomposition de ces algues, des gaz toxiques peuvent être émis et menacer la santé des populations à proximité. Un rapport de NCCOS (2005) chiffre ces conséquences économiques à 82 millions de dollars par an aux Etats-Unis, tandis qu’an Australie, un coût de 9,4 millions de dollars en 1991-1992 a été estimé pour ces nuisances engendrées par les blooms algaux.
Les conséquences sur la santé humaine Les fortes teneurs en nitrates dans les eaux peuvent avoir des conséquences néfastes sur la santé humaine. En effet, le risque réside dans la capacité de l’organisme à transformer les nitrates en nitrites. Ces nitrites réduisent la capacité du sang à transporter l’oxygène en transformant l’hémoglobine en méthémoglobine (site www.eaubretagne.fr). Ce risque est très faible chez l’adulte mais non négligeable chez les nourrissons. Ces derniers, à moins de 4 mois, ont en effet :
– une faible acidité gastrique permettant la prolifération de bactéries capables de réduire les nitrates en nitrites
– et une moindre présence d’une enzyme régénérant l’hémoglobine à partir de la méthémoglobine.
Une consommation d’eau avec une concentration trop élevée en nitrates peut alors être à l’origine de cyanoses chez les nourrissons et de cancers de l’estomac et de l’intestin chez l’adulte (Croll et Hayes, 1988). Pour limiter et endiguer ces conséquences néfastes sur l’environnement et sur la santé humaine, des législations ont été mises en place et sont présentées dans la section suivante.
Les sources agricoles
Au début des années 50, le secteur agricole a connu un bouleversement sans précédent. En effet, pour subvenir aux besoins d’une population de plus en plus importante, l’agriculture traditionnelle est devenue une agriculture intensive. Ainsi, le recours de manière systématique aux fertilisants d’origine minérale à partir de cette période a permis d’augmenter les rendements de manière considérable. La Figure 1.14 présente l’évolution des quantités de fertilisants consommés et les rendements associés entre 1949 et 1997 en Chine. A partir de 1965, la consommation de fertilisants azotés augmente de manière presque linéaire et s’accompagne d’une augmentation similaire des rendements. Une augmentation de la consommation de fertilisants azotés entre 1960 et 2010 a également été mise en évidence aux Etats-Unis (Figure 1.15). En revanche, on observe également un ralentissement de cette consommation depuis 1985. En Europe, une évolution similaire à celle des Etats-Unis de la consommation de fertilisants azotés est mise en évidence (Figure 1.16). Avant 1955, environ 200000 tonnes d’azote étaient épandues chaque année sur les terres agricoles françaises sous forme de matière organique. La mise sur le marché de fertilisants azotés a généré une augmentation quasi linéaire des quantités d’azote épandues en France à partir de 1955. Un ralentissement des quantités consommées en azote est toutefois observable à la fin des années 80. La production totale en céréales continue cependant d’augmenter à cette période (Figure 1.17).Cette fertilisation est malheureusement trop souvent exécutée de manière irraisonnée. Des quantités d’azote bien supérieures aux besoins des plantes ont ainsi été épandues sur les cultures, modifiant de manière significative le fonctionnement de ces écosystèmes. Une cartographie des surplus azotés estimés “à dire d’experts” sur le bassin Seine-Normandie par calcul de bilans d’azote a été réalisée par l’AESN (Figure 1.18). On constate qu’une grande partie de ce bassin présente des surplus d’azote compris entre 25 et 100 kg.ha-1.an-1 avec des maxima en Beauce et à l’Est du bassin. Ces surplus contaminent alors les eaux de l’hydrosystème. Plusieurs études ont mis en évidence explicitement un lien entre la charge en azote et la contamination en nitrate des eaux (Costa et al., 2002, Foster, 2000). Almasri et Kaluarachchi (2004) par exemple déterminent une relation linéaire positive entre les quantités moyennes d’azote épandues chaque année sur les champs et la contamination en nitrates dans les eaux souterraines dans l’Etat de Washington (Figure 1.19).
Le transfert des nitrates dans le sol
La dynamique des transferts de solutés dans le sol ainsi que les facteurs influençant ces transferts ont été largement étudiés et sont plutôt bien connus. Almasri et Kaluarachchi (2004), Costa et al. (2002), Moreno et al. (1996) démontrent tout d’abord que plus les précipitations efficaces sont importantes, plus les lixiviations de nitrates sont conséquentes. D’autre part, des études ont permis de mettre en évidence l’influence de la texture et de la composition minéralogique d’un sol sur la concentration en nitrates des eaux du sol. Plus un sol est argileux, plus sa capacité de rétention de contaminants sera a priori forte. Au contraire un sol très sableux laissera plus facilement passer les polluants dissous, facilitant leur transfert dans l’hydrosystème. Tindall et al. (1995) ont mesuré les lixiviations d’azote par des colonnes de 40 cm d’épaisseur de sols nus argileux et sableux suite à des épandages de fertilisants. Les nitrates appliqués sur le sol sableux sont complètement transférés dans le système au bout de 10 jours, alors que sur le sol argileux, 5 à 6 semaines sont nécessaires pour que 60 % des nitrates apportés soient transférés par le sol. Le type de culture influence également l’intensité de la lixiviation des nitrates dans les sols. Des comparaisons des concentrations en nitrates dans les eaux de percolation sous différentes occupations de sols ont en effet permis d’expliciter cette influence. Costa et al. (2002) mettent en évidence des lixiviations de nitrates trois fois plus importantes sous cultures de pommes de terre que sous pâturage, et Lasserre et al. (1999) montrent que sous blé, la lixiviation de nitrates est plus importante que sous maïs. On peut généraliser cette observation en constatant que les tendances de modification de l’occupation des sols opérée depuis plusieurs dizaines d’années influencent grandement la contamination en nitrates des hydrosystèmes. On observe en effet dans les régions tempérées une augmentation de l’allocation des terres à la production céréalière aux dépens des cultures fourragères (Foster, 2000). Cette production céréalière est essentiellement annuelle avec le blé et le maïs. Or ces céréales sont caractérisées par une phase de croissance respectivement au printemps et en été, phase au cours de laquelle elles assimilent les nitrates présents dans le sol. En revanche, après les récoltes, ces céréales deviennent ’inactives’. Mais la création de nitrates par les bactéries nitrifiantes continue, augmentant ainsi le pool de nitrates dans le sol et favorisant la lixiviation des solutés (Croll et Hayes, 1988, Foster, 2000, Costa et al., 2002, Moreno et al., 1996). La figure 1.22 illustre bien cette évolution de l’allocation des terres, ici sur le bassin de la Seine entre 1970 et 1988. On peut constater que les trois catégories de culture sur ce document (élevage, grandes cultures et à la fois céréales et élevage bovin) évoluent de manière significative sur ce bassin entre 1970 et 1988. Les usages tendent en effet vers un système de grandes cultures. L’influence de la modification de l’usage des terres s’observe aussi dans le domaine de la production animale. L’augmentation de la taille des cheptels accompagnée d’une diminution de la taille des pâturages au profit d’une importation de la nourriture animale conduit à une diminution de la qualité des eaux (Landreau et Roux, 1984, Zebarth et al., 1998).
Le bilan hydrique : MODSUR
MODSUR est un modèle à réservoirs s’inspirant du modèle hydrologique CEQUEAU (Girard et al., 1972). Il calcule à partir de deux variables atmosphériques en entrée que sont les précipitations P et l’évapotranspiration potentielle ET P, la répartition entre l’évapotranspiration réelle ET R, les précipitations efficaces EAU et le stockage dans le sol R. La variable EAU se répartit entre l’infiltration QI et le ruissellement QR (Figure 2.4). Ce calcul est mené selon le pas de temps des précipitations, et pour chaque association type de sol-végétation appelée “fonction-production”. On peut simplement dire qu’un premier réservoir effectue une répartition des précipitations entre l’évapotranspiration réelle ET R et les précipitations efficaces EAU. Ce partage fait intervenir 3 paramètres de stockage du réservoir : CRT (volume d’eau moyen), DCRT (volume d’eau minimal en deça duquel ne peut plus se produire d’écoulement) et R (volume d’eau présent dans le réservoir à un instant donné) qui sont spécifiques à chaque groupe fonction-production. Dans un deuxième réservoir, une répartition des précipitations efficaces EAU entre l’eau infiltrée QI et l’eau ruisselée QR est effectuée. L’infiltration est limitée par une valeur maximale F N, en mm.jour-1, spécifique également à chaque fonction-production. Deux réservoirs supplémentaires gèrent le transfert des flux d’eau infiltré QI et ruisselé QR. Ce transfert est exponentiel et fait intervenir 4 paramètres : QImax et QRmax qui sont respectivement le niveau de débordement du réservoir d’alimentation d’infiltration et de ruissellement, et CQI et CQR les coefficients de tarissement du réservoir d’infiltration et de ruissellement. De plus MODSUR estime le routage de l’eau ruisselée QR jusqu’aux rivières. Ce transfert se fait par isochronisme. Les paramètres requis dans ce modèle sont calibrés pour chaque fonction-production dans le domaine étudié. Cette approche conceptuelle avec peu de paramètres a l’avantage de nécessiter de faibles temps de calcul, ce qui la rend facilement applicable à l’échelle régionale. On peut cependant se poser la question de savoir si cette approche conceptuelle est pertinente vis-à-vis de la grande complexité des phénomènes intervenant dans la répartition des précipitations efficaces et dans la circulation de l’eau dans les sols. En effet, en premier lieu, dans MODSUR, bien que les paramètres définis dépendent du type de sol et de la végétation présente, il n’y a pas d’influence explicite de la végétation sur le bilan hydrique. Cependant, l’impact de l’occupation du sol sur la répartition des précipitations efficaces est significatif. Les SVAT par exemple incluent des paramétrisations détaillées des échanges d’énergie, d’eau et de quantité de mouvements entre l’atmosphère, la végétation et le sol. Des modèles agronomiques comme STICS (Brisson et al., 2003) font également intervenir explicitement des paramètres de culture (rotations, profondeur racinaire des cultures, surface foliaire…). En second lieu, l’infiltration dans le sol est modélisée dans MODSUR par un transfert exponentiel. Cette approche est bien plus simpliste que ce qui est effectué par exemple dans MACRO (Scorza Junior et al., 2007) ou SWAP (Van Dam et al., 1997) qui simulent les transferts d’eau dans le sol par la résolution de l’équation de Richards. Une vérification de la pertinence du concept fonctions-productions est cependant rapportée par Gomez (2002) et montre que cette schématisation est robuste : une transposition des valeurs des paramètres d’une application à une autre génère une évaluation satisfaisante du bilan hydrique. Le flux d’eau infiltrée calculé dans MODSUR est ensuite acheminé vers le module NONSAT qui assure les transferts d’eau à travers la zone non saturée.
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Table des matières
Introduction
1 La problématique des contaminations en nitrates dans les hydrosystèmes
1.1 Mise en évidence d’une contamination en nitrates dans les hydrosystèmes
1.2 Les conséquences d’une contamination en nitrates dans les hydrosystèmes
1.2.1 Les conséquences environnementales
1.2.2 Les conséquences sur la santé humaine
1.3 La législation en vigueur
1.4 Les sources des contaminations en nitrates
1.4.1 Les sources urbaines
1.4.2 Les sources agricoles
1.5 Le transfert des contaminations en nitrates dans les hydrosystèmes
1.5.1 Le cycle de l’azote
1.5.2 Les transferts de nitrates dans un hydrosystème
1.6 Etat des connaissances sur la contamination en nitrates des hydrosystèmes : les données observées
1.6.1 Les données agricoles
1.6.2 Le transfert des nitrates dans le sol
1.6.3 Le transfert des solutés à travers la zone non saturée
1.6.4 La dynamique de transfert des solutés dans la zone saturée
1.6.5 La dénitrification
1.7 Etat des connaissances sur la contamination en nitrates des hydrosystèmes : la modélisation
1.7.1 La classification des modèles
1.7.1.1 Les modèles déterministes
1.7.1.2 Les modèles stochastiques
1.7.2 La modélisation des contaminations en nitrates dans les hydrosystèmes
1.7.2.1 La modélisation des transferts de nitrates
1.7.2.2 La modélisation des transferts d’eau
1.7.2.3 Les couplages
1.7.3 Utilisation de ces modèles pour tester des scénarios et entreprendre des actions compensatoires
2 La modélisation de la contamination en nitrates des hydrosystèmes : nos outils disponibles
2.1 La modélisation des transferts d’eau et de masses dans les aquifères : NEWSAM
2.1.1 Les transferts d’eau
2.1.2 Les transferts de solutés
2.2 La modélisation des transferts d’eau dans un hydrosystème : MODCOU
2.2.1 Les transferts d’eau conjoints en rivières et souterrains : MODCOU
2.2.2 Le bilan hydrique : MODSUR
2.2.3 Les transferts d’eau à travers la zone non saturée : NONSAT
2.3 La modélisation de la contamination en nitrates dans un hydrosystème avec STICSMODCOU-NEWSAM
2.4 Evaluation de la modélisation de la contamination en nitrates de l’hydrosystème Seine avec STICS-MODCOU-NEWSAM
2.4.1 Evaluation des transferts d’eau
2.4.2 Evaluation des transferts de nitrates
2.5 Un outil intégré des hydrosystème en développement : Eau-dyssée
3 Les transferts d’eau et de solutés à travers la zone non saturée : observations et expérimentations numériques
3.1 Etat des connaissances sur la zone non saturée
3.1.1 Les données observées
3.1.1.1 Description de la zone non saturée
3.1.1.2 Les transferts d’eau et de solutés à travers la zone non saturée
3.1.2 La modélisation des transferts à travers la zone non saturée
3.1.2.1 La modélisation conceptuelle
3.1.2.2 La modélisation à bases physiques
3.2 Les transferts à travers la zone non saturée : expérimentation numérique avec MET IS
3.2.1 Validation de MET IS
3.2.1.1 Site d’Haussimont
3.2.1.2 Site de Thibie
3.2.2 Résultats des expérimentations numériques
3.2.2.1 La dynamique des transferts d’eau et de solutés à travers la zone non saturée
3.2.2.2 Influence du battement de nappe sur les transferts à travers la zone non saturée
4 Amélioration de la simulation des transferts à travers la zone non saturée dans le modèle intégré des hydrosystèmes Eau-dyssée
4.1 Description du modèle conceptuel NONSATSW
4.2 Evaluation du modèle conceptuel de zone non saturée NONSATSW
4.2.1 La méthodologie de comparaison
4.2.2 Résultats des tests de comparaison
4.3 Amélioration de NONSATSW
4.3.1 Introduction d’un profil de saturation
4.3.2 Evolution de la vitesse de percolation dans la zone non saturée
4.4 Evaluation du modèle NONSATV G
4.4.1 Evaluation au niveau de la parcelle expérimentale
4.4.1.1 Méthodologie
4.4.1.2 Site d’Haussimont
4.4.1.3 Site de Thibie
4.4.1.4 Tests additionnels
4.4.2 Evaluation de NONSATV G à l’échelle du bassin de la Seine
4.4.2.1 La simulation des variations de niveaux piézométriques
4.4.2.2 La simulation des transferts de polluants à travers la zone non saturée
4.4.2.3 Les transferts de polluants dans la nappe
Conclusions et Perspectives
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