3. Matériel et méthodes
3.4. Expérience de traçage
3.4.3. Etudes préalables
donné et de mesurer sa concentration restituée en fonction du temps en un point de prélèvement en aval.
Ainsi, le traceur employé doit être représentatif de l’écoulement naturel de l’eau. Idéalement, il faut donc utiliser un traceur stable, ayant une bonne solubilité et mobilité dans l’eau, une capacité d’adsorption minimale, ne se désintégrant pas ou peu et facile à analyser.
3.4.3. Etudes préalables
L’organisation d’un traçage nécessite de mener un certain nombre d’études préalables pour qu’il soit le plus efficace possible tout en respectant un budget et un temps limité. Ainsi, plusieurs questions se sont posées telles que :
- Quel est l’état initial du milieu ? - Quel traceur utiliser ?
- Quel point d’injection choisir et quelle méthode d’injection ? - Quelle masse de traceur injecter ?
- Quel mode de suivi réaliser ?
Cette partie a donc pour but d’exposer les recherches, les réflexions et les réponses qu’ont occasionnées ces interrogations.
a. Quel est l’état initial du milieu ?
La détermination de l’état initial du milieu est une étape essentielle lors de la réalisation d’un traçage. En effet il est nécessaire de pouvoir différencier les caractéristiques et phénomènes naturels de ceux induits par l’expérience. La zone d’étude ayant déjà été majoritairement détaillée dans les parties 3.1
(Présentation du contexte global) et 3.2 (Présentation du site et ses
caractéristiques), les informations essentielles seront brièvement rappelées puis complétées. Le traçage étant prévu pour la fin mars 2012, l’état initial est donc basé sur des données légèrement antérieures à cette date.
La géologie du milieu manifestant une couche imperméable par le biais d’un socle granitique à faible profondeur, elle permet l’écoulement d’une nappe pérenne dans les altérites et sables argileux le surplombant dont la perméabilité en dessous de 90cm de profondeur est estimée à 9.16.10-5 m/s (Lacas, 2005).
38 Grâce aux premières informations fournies par les sondes Divers insérées dans les
piézomètres et les données pluviométriques des mois précédents, il a été possible d’estimer l’état hydrogéologique précédent le lancement du traçage. Cet état est illustré par les figures 9 et 10 ainsi que la carte piézométrique (figure 11) sur laquelle les sens d’écoulement apparent sont représentés par les flèches rouges.
Figure 9: Piézométrie du transect 1 au 27 mars 2012 Figure 10: Piézométrie du transect 2 au 27 mars 2012
Figure 11: Carte piézométrique de la zone étudiée au 27 mars 2012
438 440 442 444 446 -1 9 19 29 A lt it ud e (m ) Distance (m)
Piézométrie transect 2
(BE 4P, BE 5P, BE 6)
Topographie Niveau piézométrique au 27/03/2012 438 440 442 444 446 0 10 20 30 A lt it ud e (m ) Distance (m)Piézométrie transect 1
(BE 1P, BE 2P, BE 3)
Topographie Niveau piézométrique au 27/03/201239 Les pluies ayant été quasi-nulles depuis le mois de janvier 2012, la situation de la nappe
est semblable à un étiage estival. Le calcul de son gradient hydraulique à 0.08 entre les piézomètres amont et intermédiaires montre le faible potentiel d’écoulement à cette période. De par la nature des sols, la perméabilité moyenne est estimée à 10-5 m/s et la vitesse de Darcy à 4.10-6 m/s. Cette vitesse d’écoulement représente la vitesse maximale en ligne droite et peut être de 2 à 10 fois plus élevée que la vitesse réelle moyenne selon les hétérogénéités du milieu. La vitesse réelle est estimée à 2.10-5 m/s (calculée par l’ingénieur qui a réalisé le plan d’implantation des
piézomètres, G.ROUSSEAU, grâce à l’observation de la remontée de l’eau dans les piézomètres après vidange) ce qui permet de calculer un temps de transit d’environ 8.5 jours entre les piézomètres amont et intermédiaires et 14.5 jours entre les piézomètres amont et aval.
Remarque : D’après la carte piézométrique (figure 11), l’écoulement de la nappe, illustré par les flèches rouges, semble suivre l’orientation de la topographie en surface, à savoir un écoulement perpendiculaire aux deux transects de piézomètres. Cependant, un piézomètre présente un niveau d’eau singulier, le BE 4. En effet, bien que situé à seulement 2 m latéralement du BE 4P, le niveau de la nappe y est supérieur d’un mètre. Ainsi, alors que la piézométrie dans tous les autres
piézomètres semble concorder, BE 4 se différencie et laisse supposer son
implantation dans un autre type de milieu. De par les hétérogénéités naturelles de la zone et la coupe de BE 4 réalisée lors du forage (annexe 2), le milieu en ce point semble manifester des alternances argile/sable en surface puis des couches de plus en plus argileuses en profondeur. Ainsi, il est possible que BE 4 représente la piézométrie d’une nappe située au-dessus (nappe perchée) de la nappe étudiée dans le reste du site.
40 La conductivité électrique (figures 12 et 13) étant, dans la plupart des cas, liées au taux
de minéralisation de l’eau, elle a été mesurée à plusieurs reprises dans les piézomètres avant injection du traceur.
Figure 12: Conductivité électrique de l'eau au 23 mars 2012 Figure 13: Conductivité électrique de l'eau au 27 mars 2012
La conductivité est supérieure en amont de la parcelle et plus particulièrement dans les piézomètres profonds (BE 1P et BE 4P). Cela met en relief une plus grande
minéralisation de l’eau en profondeur, probablement du à un contact plus direct et/ou plus long avec le socle granitique fissuré. A contrario, l’eau de la Morcille étant une eau de surface, elle est directement dépendante des conditions hydriques et bénéficie d’un temps de contact minimum et de la dilution de sa composition chimique par les eaux de pluies. Ces phénomènes peuvent expliquer sa plus faible conductivité aux dates d’analyse. Les autres piézomètres présentent des
conductivités relativement semblables et l’ensemble varie peu d’une date à l’autre.
Plusieurs blancs ont été réalisés quelques jours avant le lancement de l’expérience pour établir la composition chimique initiale de la nappe (figures 14 et 15) mais aussi vérifier l’absence dans le milieu d’un des traceurs utilisés dans la mesure où il avait déjà été employé plusieurs années auparavant par J.G Lacas, 2005 (les données chiffrées sont disponibles dans l’annexe 3).
Remarque : Certaines concentrations d’éléments sont inférieures à la limite de quantification et ne sont donc pas représentées dans les graphiques.
0 100 200 300 400 500 Conductivité (microS/cm) Relevé de conductivité du 23/03/2012 BE 1P BE 4P BE 2 BE 2P BE 5 BE 5P BE 3 BE 6 Morcille 0 100 200 300 400 500 Conductivité (microS/cm) Relevé de conductivité du 27/03/2012 BE 1 BE 1P BE 4 BE 4P BE 2 BE 2P BE 5 BE 5P BE 3 BE 6
41
Figure 14: Composition chimique de l’eau au 23 mars 2012
Figure 15: Composition chimique de l'eau au 27 mars 2012
La minéralisation plus importante supposée d’après les valeurs de conductivité dans BE 1P et BE 4P est confirmée par les résultats de la composition chimique de la nappe. En effet, on remarque que les concentrations en éléments sont toutes supérieures dans ces deux piézomètres et en particulier l’ion bicarbonate (HCO3-).
De même, les concentrations de la Morcille sont nettement inférieures à celles de l’eau de la nappe (excepté le Na+ et Cl- susceptibles de provenir de la pluie ou plus
0 20 40 60 80 100 NO3- (mg/L) Ca2+ (mg/L) Mg2+ (mg/L) HCO3- (mg/L) Na+ (mg/L) Cl- (mg/L) SO42- (mg/L) K+ (mg/L)
Analyse de la composition chimique de l'eau des piézomètres le 23/03/2012
BE 1P BE 4P BE 2 BE 2P BE 5 BE 5P BE 3 BE 6 Morcille 0 20 40 60 80 100 NO3- (mg/L) Ca2+ (mg/L) Mg2+ (mg/L) HCO3- (mg/L) Na+ (mg/L) Cl- (mg/L) SO42- (mg/L) K+ (mg/L)
Analyse de la composition chimique de l'eau des piézomètres le 27/03/2012
BE 1 BE 1P BE 4 BE 4P BE 2 BE 2P BE 5 BE 5P BE 3 BE 6
42 probablement du salage des routes pendant l’hiver) ce qui confirme sa plus faible minéralisation estimées d’après la conductivité.
Tout comme les valeurs de conductivité, les concentrations dans les autres piézomètres restent apparemment stables dans le court laps de temps entre les deux analyses et sensiblement similaires entre elles.
Il parait important de mettre en relief la pollution des eaux de par les fortes
concentrations en nitrates (NO3-, atteignant plus de 40 mg/L à certains endroits) et en sulfates (SO42-, proches de 60 mg/L) majoritairement provoquées par
l’utilisation des lisiers et des résidus végétaux (paille, sarments…) dans l’agriculture intensive de la région et qui sont susceptibles d’être désintégrés, lessivés et infiltrés jusque dans les eaux souterraines.
Le CO2, en facilitant l’hydrolyse, entraîne la formation d’ions bicarbonates. Les fortes concentrations de ces derniers dans la zone d’étude traduisent donc une bonne aération du milieu et/ou un bon renouvellement des eaux souterraines. Quant-aux chlorures (Cl-), ils semblent provenir très peu de l’altération de la roche mais plus particulièrement de la pluie ou du salage des routes. Cette affirmation pourrait être vérifiée par la réalisation d’analyses plus spécifiques.
D’après une étude menée en Bretagne sur un bassin versant similaire (socle granitique surmonté d’altérites), 88% du Ca, 74-85% du Mg, 97% de la Si, 47% du K et 54-62% du Na proviennent directement du lessivage et de l’altération du sol et du socle granitique (Pierson et al, 2009). Des ions comme la silice et l’aluminium,
susceptibles d’avoir une concentration significative dans ce genre de milieu n’ont pas été analysés dans le cadre de cette expérience. L’observation d’une plus faible concentration du potassium (K) est due à sa grande capacité d’adsorption sur les argiles ou à sa consommation par la biomasse, à savoir que les cations sont de manière générale plus sujet à l’adsorption et aux échanges ioniques que les anions.
b. Quel traceur utiliser ?
Le but principal du traceur est de déterminer les voies d’écoulement de l’eau dans l’aquifère et ses caractéristiques hydrodynamiques. De manière à pouvoir comparer les résultats entre eux et à approcher l’hétérogénéité du milieu, il est prévu le lancement simultané de deux traçages via les deux différents transects de
43 piézomètres présentés précédemment. Deux traceurs distincts mais de
comportements similaires ont donc du être sélectionnés.
Comme évoqué précédemment, un traceur doit présenter une bonne stabilité chimique, une faible tendance à l’adsorption et une bonne solubilité dans l’eau. Dans l’idéal il doit aussi être inoffensif pour la biosphère en générale, faire preuve d’une limite de détection assez basse, être peu coûteux (aussi bien en lui-même que pour l’analyse) et non polluant.
Un tel traceur n’existant pas, le choix s’effectue en fonction de la problématique étudiée et de la situation hydrogéologique. De ce fait, les options les plus pertinentes pour cette expérience étaient les traceurs fluorescents ou les sels. Sachant que les traceurs fluorescents sont majoritairement plus coûteux à l’achat, plus toxiques pour l’environnement, plus compliqués à analyser (pas d’appareils spécifiques à disposition au laboratoire d’Irstea) et qu’ils s’adsorbent plus,
l’utilisation des sels est apparue comme la plus efficace même s’ils présentent eux-mêmes des inconvénients à prendre en compte. En effet, leur limite de détection étant bien moins bonne que celle des traceurs fluorescents et les bruits de fond d’origine naturels et/ou anthropiques étant à considérer, il est nécessaire d’utiliser une quantité suffisante de traceur pour pouvoir le suivre. Cependant une
concentration trop importante pouvant entraîner des effets toxiques sur l’hydrosphère, une modification de la densité de l’eau et en conséquence des écoulements naturels, l’estimation de la bonne masse de traceur à injecter est donc cruciale.
En revanche, la petite taille des molécules de sels leur permet une mobilité très proche de celle de l’eau. Chaque sel est composé d’un anion et d’un cation mais c’est en général l’anion qui permet le suivi du traçage, étant moins sujet à l’adsorption et aux échanges ioniques que les cations. De ce fait, ce type de traceur est considéré comme relativement conservatif.
De par sa bonne mobilité, le bromure est souvent utilisé comme traceur de référence dans les projets de recherche sur le transport de substances dissoutes dans les eaux souterraines. De plus il n’est pas toxique du moment que l’eau n’est pas traitée par chloration ou ozonification.
44 L’iodure n’est utilisable que pour des courts trajets et des faibles temps de séjour à
cause de son instabilité chimique, particulièrement dans les milieux riches en matière organique.
C’est la facilité d’analyse au laboratoire et leur coût relativement raisonnable qui a finalement tranché pour ces deux sels, plus précisément du bromure de sodium (NaBr) et de l’iodure de potassium (KI).
c. Quel point d’injection choisir et quelle méthode d’injection ?
La localisation du lancement d’un traçage doit être sélectionnée en fonction des objectifs de l’expérience. Comme énoncé dans l’analyse bibliographique, une application des traceurs en surface semble peu judicieuse étant donné le pas de temps importants de restitution que cela implique et la grande quantité de traceur nécessaire à ce type d’expérience.
En conséquence, le traçage le plus efficace consiste en une injection ponctuelle dans la zone saturée à l’intérieur du piézomètre afin de se concentrer dans un premier temps sur l’écoulement de la nappe en elle-même. Cette méthode est en effet peu coûteuse, rapide et demande peu de matériel. De plus, cela insère le traceur au sein de l’aquifère ce qui lui permet de se diffuser et de suivre rapidement les
caractéristiques du milieu. Partant de ce constat et du fait que, logiquement, le traceur doit être injecté le plus en amont possible, les piézomètres correspondant le mieux sont le BE 1P pour les iodures et le BE 4P pour les bromures (le BE 1 étant hors de l’eau en période d’étiage et le BE 4 présentant une piézométrie singulière ; de plus, avec leurs tubes majoritairement crépinés, ils auraient répandu les traceurs dans la zone non saturée). La figure 16 illustre la disposition des piézomètres dans l’espace, leur tubage et leur crépine. Les deux transects sont représentés de couleurs différentes, orange pour les iodures et vert pour les bromures, avec une couleur plus foncée mettant en relief les points d’injection.
45
Figure 16: Localisation des points d'injection et de suivi envisagés des traceurs
Remarque : Le piézomètre BE 4P atteint une profondeur de 3 m supérieure à celle du piézomètre BE 1P (posé sur le socle granitique). En conséquence, il contient environ 26L d’eau supplémentaire ce qui provoque une dilution du traceur plus importante à l’origine dans le BE 4P que dans le BE 1P. Un ballon pour obstruer BE 4P de manière à obtenir les mêmes conditions initiales pour les deux transects était prévu mais il n’a pu être utilisé pour des raisons techniques.
d. Quelle masse de traceur injecter ?
Comme exposé dans la partie précédente, la définition de la masse de traceur à injecter est une des phases les plus importantes et délicates dans la préparation d’un
traçage. En effet, une quantité trop faible risquerait de produire des concentrations en aval inférieures à la limite de détection et une quantité trop forte chargerait inutilement les eaux et pour un laps de temps plus long.
Pour aider à évaluer la masse de traceur nécessaire à l’expérience, un logiciel de simulation et d’interprétation de traçage du nom de Trac a été utilisé (TRAC,
46
version 1.6.4. BRGM). En se basant sur des études précédentes et les propriétés
physico-chimiques connues des traceurs sélectionnés (mobilité, solubilité, adsorption, dégradation…), les paramètres d’entrée pour la simulation du traçage ont été estimés.
Quelques remarques importantes sont à prendre en compte pour évaluer objectivement les simulations réalisées. En effet, de manière à réaliser ses estimations, le modèle admet plusieurs hypothèses telles que la dispersivité constante en 2D du traceur (la dispersivité dans la troisième dimension étant supposée bien moins importante) et dans un milieu homogène ainsi que son absence de dégradation.
De plus, les simulations ne sont valables que pour les conditions suivantes : - Une injection de traceur brève (pulse),
- Des valeurs de dispersivités longitudinale (L) et transversale (T) par défaut où L = 10 et T = L/10 = 1 (valeurs moyennes définies d’après un grand nombre d’étude pour des aquifères alluviaux donc poreux),
- Une épaisseur d’aquifère constante de 3 mètres,
- Une porosité cinématique estimée de 0.2 selon les données de typologie du sol, - Une distance nulle entre le point d’injection et le point de mesure selon l’axe des
ordonnées,
- Un temps de retard nul des traceurs par rapport à l’écoulement de la nappe puisque ces valeurs sont inconnues mais supposées négligeables.
En réalité, l’épaisseur de l’aquifère du site étudié varie dans l’espace, allant de 1 à 4 m ; la porosité cinématique est estimée grossièrement (et probablement surestimée) grâce à des études antérieures sur la typologie des sols de la zone ; le milieu n’étant pas homogène, la dispersivité du traceur ne sera donc probablement pas constante mais variable et répartie dans les 3 dimensions de l’espace ; une faible dégradation du traceur au fil du temps est possible.
Ces conditions étant exposées, les simulations qui vont être présentées seront à utiliser avec précaution et recul puisqu’elles surestiment probablement la concentration en traceur récupérée en aval ainsi que la vitesse d’écoulement de la nappe et donc sous-estiment le temps d’arrivée des traceurs aux points de mesure.
47 De manière à réaliser les simulations, un modèle d’écoulement a été choisi et
paramétré dans le logiciel Trac. Il a donc été utilisé l’équation 1.
Équation 1 Equation du transport de soluté en 2D dans un milieu poreux
Avec :
Cette équation instaure un écoulement en 2 dimensions comme illustré sur la figure 17.
Figure 17: Schéma représentatif du type d'écoulement considéré pour les simulations
Des simulations ont été effectuées en considérant plusieurs scénarios : 1 kg de traceur, 3kg ou 5kg injectés dans chaque piézomètre amont. La restitution a été estimée dans chaque cas au niveau des piézomètres intermédiaires (x = 15 m du point d’injection) et aval (x = 25 m du point d’injection) dans l’axe du point d’injection (y = 0 m) mais aussi latéralement (y = 10 m) pour estimer l’inter-influence des deux transects (annexe 4).
48 La durée d’apparition du traceur aux points de mesure étant directement dépendante
de la vitesse d’écoulement de la nappe (2.10-5 m/s), elle reste la même quelle que soit la quantité de traceur injectée :
Distance x au point de mesure (m)
Distance y au point de mesure (m) Durée approximative d'apparition du traceur Apparition approximative du Pic du traceur 15 0 8h 3j 25 0 27h 7j 15 10 3j 12j 25 10 3,5j 15j
Tableau 1: Temps estimés par les simulations pour l'apparition et le pic de traceur
La durée d’échantillonnage postérieure à l’injection des traceurs peut être estimée à environ 2 mois.
En ce qui concerne la concentration, il paraît raisonnable de garder une marge d’erreur de l’ordre d’une puissance de 10 par rapport à ce qu’estime le logiciel. Connaissant les limites de détection des concentrations en bromure et en iodure du laboratoire d’analyse d’Irstea, respectivement de 0.2 mg/L et 0.1 mg/L, et les concentrations en NaBr et KI estimées par le logiciel Trac, il est possible d’en déduire les quantités nécessaires de traceur à injecter à l’origine en appliquant les proportions suivantes aux concentrations estimées:
Composé chimique Na K Br I NaBr KI
Masse molaire (g/mol) 23 39,1 79,9 126,9 102,9 166 Pourcentage de chaque
élément dans NaBr (%) 22,35 0 77,65 0 Pourcentage de chaque
élément dans KI (%) 23,55 0 76,45
Tableau 2: Masses molaires des éléments chimiques des traceurs utilisés
Remarque : Les proportions cation/anion des deux traceurs sont à peu prêt les mêmes ce qui devrait provoquer des concentrations restituées sensiblement similaires. De ces données il en ressort les concentrations suivantes (estimées à partir des
49 Masse de traceur injectée (kg) Distance x au point de mesure (m) Distance y au point de mesure (m) Concentration maximum estimée (mg/L) Concentration maximum en bromure estimée (mg/L) Concentration maximum en iodure estimée (mg/L) 1 15 0 5 3,88 3,83 1 25 0 2,5 1,94 1,91 3 15 0 15 11,64 11,48 3 25 0 7,5 5,82 5,74 5 15 0 25 19,4 19,13 5 25 0 12,5 9,7 9,56 5 15 10 3 2,33 2,30 5 25 10 3,1 2,41 2,37
Tableau 3: Concentrations restituées en traceur estimées par les simulations
Remarque : Les valeurs exposées dans le tableau 3 sont les maximums, estimées au pic de traçage. Donc pour que la montée et la redescente puissent être observées correctement, il faut considérer une concentration suffisante au moment du pic.
Ainsi
- 1kg de traceur paraît insuffisant que se soit pour le NaBr ou le KI
- 3kg de traceur serait envisageable pour KI puisque ça laisse un facteur 50 entre le pic de traçage à 25 m et la limite de détection (0.1 mg/L) et un facteur 5 pour un échantillon prélevé en début et en fin de traçage ce qui devrait être suffisant pour réaliser la courbe de traçage (montée et redescente)
- 3kg de traceur reste un peu juste pour NaBr puisque l’on a un facteur 25 entre le pic à 25 m et la limite de détection (0.2 mg/L) mais il chuterait à 3 pour un échantillon prélevé en début ou en fin de traçage, ainsi, 5kg de traceur semble préférable avec un facteur 40 au pic de traçage et 6 pour un échantillon en début ou en fin de traçage.
En conclusion, il a été décidé d’utiliser la même quantité pour les deux traceurs, donc 5