Détermination du facteur de devenir

La méthode de caractérisation utilisé classiquement en ACV considère que la totalité des émissions d’un polluant associé à un impact participe potentiellement à cet impact et ceci quel que soit la catégorie d’impact étudié (ex : eutrophisation, acidification, changement climatique). Concernant l’impact eutrophisation, cette approche est loin de la réalité des mécanismes physico-chimique complexes, dépendant des conditions climatiques, du prélèvement des plantes, de l’utilisation des sols et leur texture, qui régissent le transfert de nutriments N et P du sol aux écosystèmes aquatiques. Ces éléments sont émis lors de l’étape de valorisation du digestat (stockage, compostage, épandage digestat et compost). Un premier facteur d’émission spécifique à chaque substances émisses est établis pour chacune des étapes de cette portion du cycle. Il représente la part d’élément émis participant réellement à l’impact en fonction de l’étape considéré. Ils ont été établis lors d’un stage précédent (Esnouff, 2014).

Par définition, le facteur de devenir correspond à la proportion d’éléments transféré du sol aux eaux de surface (Figure 14). D’après le postulat de l’élément limitant, les éléments phosphorés sont considérés comme ayant un impact dans les eaux de surfaces tandis que les éléments azotés sont considérés comme ayant un impact dans les eaux côtières. Cette définition du facteur de devenir n’est par conséquent pas entièrement adapté pour appréhender le transfert des éléments azotés jusqu’à leurs compartiment de devenir, les eaux côtières. La prise en compte d’une phase de transfert au sein du réseau hydrographique sera nécessaire

Figure 14 : Représentation du principe de devenir des nutriments

Dans le cas d’émissions eutrophisantes, le but de facteur de devenir est par conséquent, d’une part, d’évaluer la proportion d’azote qui subira un transfert hors des secteurs hydrographiques puis d’estimer la part qui atteindre l’écosystème marin aval où leur présence se traduira en impact eutrophisation marine, d’autre part, d’évaluer la proportion d’éléments phosphorés retenu dans les eaux de surface du secteur hydrographique et qui participera potentiellement à l’impact eutrophisation d’eau douce. Pour cela, deux modèles sont utilisés : Nutting’N et Nutting’P. Ces modèles ont été

Compartiment

d’émission

Compartiment

de devenir

nutriments

Prélèvement

(culture)

Adsorption

(sol)

volatilisation

devenir

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développés conjointement par l’INRA et l’ONEMA dans le but d’estimer les émissions de N et P dans les eaux de surface en France. Ils servent ainsi d’appui à l’élaboration de programmes de mesure dans le cadre du SAGE (Schéma d’aménagement et de gestion de l’eau), déclinaison locale du SDAGE (Schéma directeur d’aménagement et de gestion des Eaux) prenant en compte les objectifs établis par le Directive Cadre du l’Eau de 1992. A noter que, ces modèles ayant déjà été calibré et fourni des résultats pour une partie des zones hydrographiques de France en amont du stage, seul la collecte des résultats des territoires concernés par l’étude et leurs interprétations a été réalisé.

II.3.1.1. Description de la structure du modèle Nutting

Le modèle Nutting (Nutrient transfert modeling) est un modèle conceptuel et statistique permettant de relier les sources de nutriments (N et P) aux caractéristiques des versants et du réseau hydrographiques d’un bassin versant pour estimer la rétention et le flux à son exutoire. La structure du modèle Nutting est développée de manière à représenter les processus majeurs ayant lieu au sein du bassin versant et du réseau hydrographique. Les deux modèles consistent à associer aux pressions N et P, des coefficients de transfert, qui caractérisent la part effective du surplus qui est transférée vers le milieu aquatique, de celle qui y reste (adsorption, stockage dans les sols ou les nappes) ou y transformée (dénitrification) (Figure 15). Ce modèle est inspiré des modèles conceptuels simples : SPARROW (Smith et al. 1997, Alexander el al. 2000) et GREEN (Grizzetti et al. 2008), modèles considérés comme le meilleur compromis entre une représentation précise des phénomènes physiques en jeu et une facilité d’accès aux données, pour des applications à l’échelle des pays/continents. Nutting a été développé de manière à n’utiliser que les bases de données disponibles aux échelles régionales ou nationales. Il fournit des estimations de flux spécifiques annuels moyens, et est calibré à partir des flux moyens observées sur les années civiles 2008 à 2012 pour la version 2015 du modèle.

Figure 15 : Schéma générique du modèle Nutting

Ce modèle

consiste en une équation de régression non-linéaire dans laquelle le flux d’azote (N) ou de phosphore (P) à l’exutoire d’un bassin versant est estimé en fonction des différentes sources (diffuses et ponctuelles) dans le bassin et des caractéristiques physiques du bassin versant et du réseau hydrographique. A l’origine, Nutting était l’outil exclusivement réservé à l’estimation des flux de nitrates dans les masses d’eau. La publication de Dupas et al. (2013) a élargi le champ d’action du modèle à l’estimation des flux d’azote total, puis Dupas et al. (2015) a proposé une première version de Nutting’P.

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Le flux moyen interannuel de nutriments est estimé à partir des sources de nutriments dans le bassin et de la rétention exercée par le bassin versant (coefficient B) et par le réseau hydrographique (coefficient R). Il s’exprime selon l’équation 7 :

𝐹𝑙𝑢𝑥 = (𝐵 × 𝑠𝑜𝑢𝑟𝑐𝑒𝑠 𝑑𝑖𝑓𝑓𝑢𝑠𝑒𝑠 + 𝑠𝑜𝑢𝑟𝑐𝑒𝑠 𝑝𝑜𝑛𝑐𝑢𝑡𝑒𝑙𝑙𝑒𝑠) × 𝑅 − 𝑟é𝑡𝑒𝑛𝑡𝑖𝑜𝑛𝑝𝑙𝑎𝑛 𝑑′𝑒𝑎𝑢

Équation 1 : Equation caractéristique du modèle Nutting

II.3.1.2. Description du modèle Nutting’N

Le facteur de devenir des éléments azotés est déterminé grâce au modèle Nutting’N 2015 (version de base). Sa calibration national met en jeu 233 Bassin Versants pour une qualité de prédiction des flux de nitrates estimé par rapport aux flux observé de R²=0,73. La structure de Nutting’N prend en compte les différentes sources, voies de transfert et processus de rétention des nitrates, considérant que c’est la forme essentielle des émissions d’azote (Figure 16 – équation 2).

Figure 16 : Structure du modèle Nutting'N

𝑭𝒍𝒖𝒙 𝑵𝑶𝟑= (𝑩 × 𝒇𝒍𝒖𝒙𝒔𝒖𝒑𝒆𝒓𝒇𝒊𝒄𝒊𝒆𝒍+ 𝒇𝒍𝒖𝒙𝒑𝒓𝒐𝒇𝒐𝒏𝒅+ 𝒇𝒍𝒖𝒙𝒑𝒐𝒏𝒄𝒕𝒖𝒆𝒍) × 𝑹 − 𝒅𝒆𝒏𝒊𝒕𝒑𝒍𝒂𝒏 𝒅 𝒆𝒂𝒖

Équation 2 : Flux interannuel moyen de nitrate estimé Où Flux NO3

est le flux interannuel moyen de nitrates estimé en kN/an/ ha

fluxsuperficiel est le flux de nitrates transporté par la composante superficielle du transfert

fluxprofond est le flux de nitrates provenant de l’écoulement profond des nappes et alimentant le réseau hydrographique

fluxponctuel correspond aux émissions ponctuelles industrielles et domestiques d'azote

denitplan d’eau est la quantité d'azote retenue par les lacs et réservoirs (retirée de la balance interannuelle de l’azote du fait de processus de dénitrification)

B correspond au coefficient d’abattement entre versant et cours d’eau, par différents processus (dénitrification, stockage internes au BV).

R correspond au coefficient d’abattement au sein du réseau hydrographique par des processus de dénitrification essentiellement.

La particularité de Nutting’N par rapport aux modèles anciennement construits (SPARROW et GREEN par exemple) est qu’il prend en compte non pas des apports mais un surplus moyen de N. De ce fait, l’azote transféré par la nappe (azote sans doute plus ancien) est ainsi pris en compte, au même titre que les sources ponctuel de N. En effet, le flux superficiel est calculé suivant la formule :

𝑓𝑙𝑢𝑥_{𝑠𝑢𝑝𝑒𝑟𝑓𝑖𝑐𝑖𝑒𝑙}=

(

1 − 𝐵𝐹𝐼

)

× 𝑠𝑢𝑟𝑝𝑙𝑢𝑠 𝑁

BFI (Base Flow Index) est l’indice d’écoulement de base calculé suivant la méthode de Meinard et al. (1994) et surplus N est estimé par le modèle NOPOLU 2010 (SOes, 2013). Ce surplus est calculé

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comme la somme du bilan d’azote sur les surfaces agricoles et de la déposition atmosphérique, sur la base de données statistiques agricoles. Les termes de ce bilan prennent en compte la fertilisation minérale et organique, la fixation symbiotique, la déposition atmosphérique, la volatilisation de l’azote, ainsi que les exportations d’azote par les plantes. Les données sont agrégées à la masse d’eau. Le flux profond est calculé comme le produit du débit des nappes dans la rivière par la concentration en nitrate de ces nappes selon la formule :

𝑓𝑙𝑢𝑥_{𝑝𝑟𝑜𝑓𝑜𝑛𝑑}= 𝐵𝐹𝐼 × 𝑄_{𝑡𝑜𝑡𝑎𝑙}× [𝑁𝑂3]_{𝑝𝑟𝑜𝑓𝑜𝑛𝑑}

Où [NO3] est la concentration moyenne en nitrate dans les nappes libres superficielles du BV. Elle est

obtenue par interpolation spatiale des concentrations moyennes en nitrates des qualitomètres des réseaux de contrôles de surveillance de l’état chimique des eaux souterraines de la France (base de données ADES du BRGM) sur la période 2008-2012. Qtotal est la lame d’eau écoulée dans le BV (Sauquet, 2006).

Le détail des autres composantes de l’équation 8 et des données d’entrée figurent dans le diagnostic pression-impact N et P à l’échelle nationale (Legeay et al. 2016).

II.3.1.3. Description de la structure du modèle Nutting’P

Le facteur de devenir des éléments phosphorés est déterminé grâce au modèle Nutting’P 2015 (version de base). Sa calibration met en jeu 226 Bassin Versants pour une qualité de prédiction des flux de phosphore total estimé par rapport aux flux observé de R²=0,62. La structure de Nutting’P prend en compte les spécificités du transfert du phosphore (Figure 17 – équation 3).

Figure 17 : Structure du modèle Nutting’P

𝐹𝑙𝑢𝑥 𝑃𝑡𝑜𝑡 = (𝐵 × 𝑃𝑠𝑡𝑜𝑐𝑘+ 𝑃𝑝𝑜𝑛𝑐𝑡𝑢𝑒𝑙) − 𝑟é𝑡𝑝𝑙𝑎𝑛 𝑑 𝑒𝑎𝑢 Équation 3 : Flux interannuel moyen de phosphore total estimé Où Flux Ptot est le flux moyen interannuel de P total en kgP/an/ha Pstock est le stock moyen de P dans l’horizon superficiel des sols du BV

Pponctuel correspond aux émissions ponctuelles industrielles et domestiques de P total

Rétplan d eau est la quantité de P retenue par les lacs et réservoirs liée à des processus de sédimentation ou d’adsorption

B correspond au coefficient d’abattement entre le versant et le cours d’eau

Le coefficient R n’intervient pas dans le modèle Nutting’P car les processus in-stream de changement de nature de P (passage d’une forme particulaire à une forme dissoute et réciproquement, par exemple) n’affectent pas la quantité de P total. Cela s’explique par les considérations faites lors de la

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création du modèle que les phénomènes de sédimentation/remobilisation de P sont compensés annuellement ou inter-annuellement, par la variabilité hydrologiques des cours d’eau, ou qu’ils ne peuvent s’estimer que sur le très long terme. Les seuls processus ayant un rôle important dans la rétention de long terme sont les processus de sédimentation de plaine, lors d’inondations, et de la sédimentation dans les réservoirs (Demars et al., 2005).

Le détail des composantes de l’équation 3 est répertorié par Legeay et al., (2016) qui fournit également l’origine de chaque données. De plus, quelques détails sur les facteurs pris en compte respectivement dans les coefficients de transferts B et R, différents qu’il s’agisse d’azote ou de phosphore, sont fourni en Annexe 4.

Nutting’N et Nutting’P sont des modèles robustes, complet et géo-référencé qui semblent parfaitement convenir à la détermination du devenir des émissions des nitrates (NO3

-) et des éléments phosphorés.

II.3.1.4. Calculs des facteurs de devenir

Les modèles Nutting’N et Nutting’P n’ont pas été spécialement conçu pour répondre exactement à la problématique du devenir de l’azote et du phosphore. De fait, les résultats doivent être adaptés afin d’obtenir les ratios [nutriments au compartiment de devenir / nutriments émis]. Par définition, le compartiment de devenir est le lieu où l’impact de la substance émise survient. Le compartiment de devenir est différent pour l’azote et le phosphore. En effet, le compartiment de devenir du phosphore est le réseau hydrographique d’eau douce tandis que, pour l’azote, ce sont les eaux côtières. Par conséquent, une distinction est faire entre les émissions ayant lieu en secteur littoral, ne mettant en jeu qu’un transfert direct des composés azotés vers les eaux côtières, et les émissions ayant lieu en secteur continental, mettant en jeu un transfert successif de l’azote dans les eaux de surface puis vers les eaux côtières au sein du réseau hydrographiques.

Ainsi, le devenir correspond à la part non retenue par les compartiments traversés par la substance potentiellement capable de la retenir. Ce qui n’est pas retenu est forcément lixivié d’où :

Rétention + devenir = 1

De ce fait, un facteur de devenir égal à 1 signifie qu’il n’y pas de rétention et donc que la totalité des émissions se retrouvent dans les cours d’eau.

Le devenir des nitrates et des éléments phosphoré correspond à la part d’éléments non retenue respectivement par, le groupement (cours d’eau du BV – versant BV) pour les nitrates, et uniquement par le versant, pour les éléments phosphorés (équation 4 et 5). Le coefficient de rétention apparente estimé du BV (RetappEstimé.base) représente la part de nitrate retenue par les cours d’eau et le versant (sol) du BV. Le devenir des nitrates correspond également au rapport du flux de nitrate estimé du BV par le modèle Nutting’N (flux nitrates sortant) sur la moyenne de ceux entrant (surplus N). Les flux sont exprimés en kgN/N/ha. Le coefficient B.Pbase est le coefficient de transfert dans le bassin. Il correspond à un abattement entre le phosphore du sol superficiel (le versant) et ce qui arrive réellement à la rivière. Les deux coefficients de transfert R et B sont des combinaisons linéaires de facteurs intervenant dans les phénomènes de transfert ayant respectivement lieux en Rivière et en Bassin (texture du sol, teneur en MO…). L’ensemble de ces facteurs qu’ils combinent est fourni en Annexe 4. Les facteurs de transferts sont établis par zones hydrographiques. L’agrégation des zones par secteur en pondérant par la surface de chaque zone permet alors d’obtenir un facteur de devenir par secteur.

𝑭𝑫(𝑵)= 𝟏 − 𝑹𝒆𝒕𝒂𝒑𝒑𝑬𝒔𝒕𝒊𝒎é𝒆. 𝒃𝒂𝒔𝒆 =^{𝒇𝒍𝒖𝒙 𝒏𝒊𝒕𝒓𝒂𝒕𝒆𝒔 𝒔𝒐𝒓𝒕𝒂𝒏𝒕} 𝒔𝒖𝒓𝒑𝒍𝒖𝒔 𝑵 Équation 4 : Facteur de devenir des nitrates

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𝐹𝐷_(𝑃)= 𝐵. 𝑃𝑏𝑎𝑠𝑒

Équation 5 : Facteur de devenir des composés phosphorés

Cas d’émission dans un secteur hydrographique littoral

Dans le cas où le secteur d’émission est côtier, aucun transfert supplémentaire d’azote ou de phosphore n’a lieu. L’exutoire du réseau hydrographique du secteur d’émission coïncide avec le compartiment de devenir de l’azote, à savoir les eaux côtières. Les facteurs de devenir calculé à partir des modèles Nuttings se suffisent à eux-mêmes :

𝐹𝐷

_{(𝑁)𝑠𝑒𝑐𝑡𝑒𝑢𝑟 𝑙𝑖𝑡𝑡𝑜𝑟𝑎𝑙}

= 𝐹𝐷

_(𝑁)

et 𝐹𝐷

_{(𝑃)𝑠𝑒𝑐𝑡𝑒𝑢𝑟 𝑙𝑖𝑡𝑡𝑜𝑟𝑎𝑙}

= 𝐹𝐷

_(𝑃)

Cas d’émission dans un secteur hydrographique continental

Dans le cas où le secteur d’émission est continental, le facteur de devenir de l’azote et du phosphore considère les eaux de surface comme compartiment cible (Figure 18). Pour le phosphore, il s’agit bien du compartiment de devenir. Ainsi le phosphore émis en secteur continental aura un impact local et unique sur ce secteur. L’hypothèse est faite que celui-ci sédimente au sein du réseau hydrographique, il n’a donc aucun effet sur les secteurs avals, d’où :

𝐹𝐷

_{(𝑃)𝑠𝑒𝑐𝑡𝑒𝑢𝑟 𝑐𝑜𝑛𝑡𝑖𝑛𝑒𝑛𝑡𝑎𝑙}

= 𝐹𝐷

_(𝑃)

Figure 18 : Principe du transfert des éléments N et P dans un secteur hydrographique continental sans prise en compte du transfert de N vers les eaux côtières

Cependant, l’azote impact potentiellement les eaux côtières du fait qu’il soit l’élément limitant des phénomènes d’eutrophisation qui y siège. Aucune n’existe quant aux phénomènes pouvant impactés le transfert des nitrates au sein du réseau hydrographique. Alexander et al. (2002) et Seitzinger et al. (2002) montrent que l’abattement en azote le long du réseau hydrographique diminue généralement quand le débit, la profondeur ou la charge hydraulique (définie comme le rapport du temps de transport sur la profondeur. On décide, cependant, de traiter ce transfert de nitrate dans le réseau

Phénomène de transfert des éléments N et P du sol vers l’eau de surface dans le même

secteur FD _{(N ou P) secteur continental j}

Sol

Aquifère

Eaux de surface

Secteur continental j

Épandage du compost (contenant N et P) Devenir de N et P

Phénomène de capture des éléments N et P par le sol et la plante, de drainage vers l’aquifère et de volatilisation dans le même secteur

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hydrographique par analyse de sensibilité. En effet, connaissant le facteur de devenir du secteur d’émission, l’hypothèse est faite de partir de ce facteur pour déterminer la part d’éléments azotés restants à la fin du réseau hydrographique. On décide alors que, n’ayant pas de création de matière lors du transfert dans le réseau hydrographique, le facteur de devenir doit forcément être inférieur ou égale au facteur de devenir du secteur d’émission (équation 6 – figure 19)

0 ≤ 𝐹𝐹

_{(𝑁)𝑠𝑒𝑐𝑡𝑒𝑢𝑟 𝑐𝑜𝑛𝑡𝑖𝑛𝑒𝑛𝑡𝑎𝑙 𝑗 −𝑠𝑒𝑐𝑡𝑒𝑢𝑟 𝑙𝑖𝑡𝑡𝑜𝑟𝑎𝑙 𝑒𝑥𝑢𝑡𝑜𝑖𝑟𝑒 𝑘}

≤ 𝐹𝐹

_{(𝑁)𝑠𝑒𝑐𝑡𝑒𝑢𝑟 𝑐𝑜𝑛𝑡𝑖𝑛𝑒𝑛𝑡𝑎𝑙 𝑗} Équation 6 : Estimation du facteur de devenir de l’azote pour une émission en secteur continental

Figure 19 : Schéma du principe de devenir de N pour une émission en secteur continental

Dans le document Evaluation de l'impact eutrophisation selon deux nouvelles méthodes de calculs pour l’Analyse du Cycle de Vie. Etude de cas : la filière de méthanisation territoriale de la CARENE (44) (Page 32-38)