Acquisition de connaissances sur les transferts latéraux d'eau et de soluté le long d'un versant viticole

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d’eau et de soluté le long d’un versant viticole

C. Druguet

To cite this version:

C. Druguet. Acquisition de connaissances sur les transferts latéraux d’eau et de soluté le long d’un versant viticole. Sciences de l’environnement. 2012. �hal-02597769�

Hydrogéologie, Sol et Environnement

2

année

Acquisition de connaissances sur les transferts latéraux d’eau et

de soluté le long d’un versant viticole

DRUGUET, Caroline

Lieu de stage :

Irstea, groupement de Lyon

Unité de recherche MAEP

Equipe Pollutions Diffuses

Encadrement :

Maître de Stage : Mme GOUY Véronique

2 Mots clés : Ecoulements latéraux, bande enherbée, nappe peu profonde, traçage ionique, voies

d’écoulement, paramètres hydrodynamiques

En bibliographie, ce rapport sera cité de la façon suivante : DRUGUET Caroline. Acquisition de

connaissances sur les transferts latéraux d’eau et de soluté le long d’un versant viticole, 2012,

3

Avant Propos

Ce rapport est issu du stage de fin d’étude que j’ai réalisé au sein d’Irstea dans le cadre de l’obtention du Master II Hydrogéologie, Sol et Environnement de l’Université d’Avignon et des Pays du Vaucluse.

Mon sujet d’étude se place dans le cadre d’un projet financé par l’Agence de l’eau RM&C visant à évaluer l’impact de l’agriculture sur l’environnement. Dans cet objectif, mon travail fut la caractérisation hydrogéologique d’un site expérimental de recherche utilisé par Irstea depuis 25 ans dans le Beaujolais. L’efficacité des zones tampon par leur forte capacité d’infiltration a mis en relief la nécessité d’une meilleure compréhension des transferts des pesticides une fois infiltrés et c’est pour contribuer à combler ce manque de connaissance qu’une expérience de traçage a été organisée, laquelle reliée à des données de pluviométrie, de topographie, de piézométrie et de géophysique a permis l’évaluation des voies d’écoulement et des propriétés de l’aquifère.

L’organisation de ma période de stage est illustrée par la figure 1.

Figure 1: Organisation du temps de travail

Terrain

Bibliographie (à propos des transferts latéraux et des traçages) Etudes préalables au traçage Laboratoire

Traitement des données de topographie

Traitement des données de piézométrie

Traitement des données de forage Interprétation des résultats du traçage

4

Remerciements

Je tiens à remercier l’ensemble du personnel d’Irstea pour son accueil chaleureux et principalement toute l’équipe de « Pollutions Diffuses Agricoles » que j’ai intégrée.

Je voudrais remercier ma maître de stage, Véronique GOUY, pour sa pédagogie tout au long de ces six mois, sa patience face aux circonstances parfois frustrantes et son infinie gentillesse. Vous m’avez fait découvrir le fonctionnement de la recherche scientifique et avez su m’inculquer ses valeurs, pour cela, merci.

Je remercie tout particulièrement Lucie LIGER pour son art de l’organisation et son soutien lors des manipulations sur le terrain qui n’auraient pas été possibles sans son investissement considérable.

Je tiens aussi à remercier toutes les personnes qui nous ont aidées pour nos

nombreuses campagnes de terrain (et aucune n’a été de trop pour récupérer les quelques 1200 échantillons que l’on a ramenés !) et tout spécialement les plus assidues, Olivier GARCIA, Josselin PANAY et Dorothea NOLL; Merci aussi pour tous les bons moments que j’ai passé avec vous.

Un gros clin d’œil à mes quatre collègues de bureau, à leur optimisme sans faille et à tous nos fous rires (sans oublier les conseils avisés de temps en temps…) qui ont fait passer ces six mois comme s’il n’y en avait eu qu’un seul.

Merci également au laboratoire de chimie d’Irstea qui nous a permis de suivre l’évolution des concentrations de nos traceurs.

Enfin, merci à l’Université d’Avignon et des Pays du Vaucluse qui m’a donné l’opportunité de réaliser ce stage de Master II.

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Résumé

Le présent rapport a pour but d’apporter de plus amples connaissances sur les phénomènes de transferts dans une nappe peu profonde, au sein d’une bande enherbée et d’en déduire les paramètres physico-chimiques propres au milieu étudié. Le site expérimental se situe au lieu-dit « Saint-Joseph » dans le Beaujolais, en aval d’une parcelle viticole à forte pente.

Après la mise en place de deux transects de cinq piézomètres chacun, une expérience de traçage ionique est réalisée. Les résultats qu’elle apporte, couplées avec

l’évolution de la piézométrie et les données de résistivité du milieu acquises lors d’une campagne géophysique préalable ont permis la détermination et la

caractérisation des voies d’écoulement de la nappe souterraine.

Ce travail a été mené en lien étroit avec le laboratoire d’analyse des milieux aquatiques d’Irstea qui a notamment effectué les analyses de traceurs pendant trois mois. Il s’inscrit dans le cadre d’un projet avec l’Agence de l’Eau RM&C et avec l’appui du Comité du Beaujolais.

Abstract

The following report has the aim to bring more knowledge about the transfers in a low-depth groundwater beneath a buffer zone and to deduce the physico-chemical parameters of the studied area. The experimental site is located at the place name “Saint-Joseph” in the Beaujolais (France), downhill a high-pitch viticultural parcel. After the installation of two transects of five piezometers each, an ionic trace

experiment has been done. The results of it, associated with the variations of the water-table and the resistivity data acquired during an earlier geophysical survey enabled the determination and the characterization of the groundwater flow paths.

This work has been led in partnership with the assay office of Irstea which analyzed the tracers during three months. It is part of a project with the Water Agency RM&C and with the support of the Beaujolais Committee.

7

Sommaire

1.1. Présentation de l’organisme d’accueil ... 13

1.2. Présentation du contexte du stage ... 14

2. Etat de l’art et définition des objectifs ... 17

2.1. Les transferts ... 17

2.1.1. Mécanismes responsables du transfert des pesticides vers les eaux de surface ... 18

2.1.2. Principales propriétés du sol et principaux facteurs déterminant la formation de ces mécanismes ... 22

2.1.3. Evolution temporelle de ces phénomènes de transfert ... 23

2.1.4. Méthodes de suivi ... 24

2.2. Les objectifs du stage ... 25

2.3. Démarche générale envisagée ...26

3. Matériel et méthodes ... 27

3.1. Présentation du contexte global (Orquevaux, 2010) ... 27

3.1.1. Géographie, topographie... 27

3.1.2. Géologie, climat ...29

3.1.3. Hydrogéologie, hydrologie ... 31

3.2. Présentation du site et ses caractéristiques ... 32

3.3. Instrumentation et données existantes ... 33

3.3.1. Mesure de la pluie ... 33

3.3.2. Mesure de la piézométrie ... 33

3.3.3. Mesure de la conductivité de la nappe ... 35

3.3.4. Echantillonnage manuel et automatique ... 35

3.3.5. Mesure de la topographie ... 35

3.3.6. Mesure de la résistivité du sol ... 35

3.4. Expérience de traçage ... 36 3.4.1. Objectifs ... 36 3.4.2. Principe ... 36 3.4.3. Etudes préalables ... 37 3.4.4. Protocole ... 50 4. Résultats ... 53 4.1. Les bromures ... 54

8

4.1.1. Présentation des résultats ... 54

4.1.2. Analyse des résultats ... 57

4.1.3. Interprétation des résultats ... 60

4.2. Les iodures ...62

4.2.1. Présentation des résultats ...62

4.2.2. Analyse des résultats ... 65

4.2.3. Interprétation des résultats ... 72

4.3. Conclusion du traçage ... 81

5. Conclusion et perspectives ... 83

9

Liste des figures, tableaux, équations

Figure 1: Organisation du temps de travail ... 3

Figure 2: Schéma récapitulatif des mécanismes responsables du transfert des pesticides (source Gouy et al, 2008) ... 18

Figure 3: Localisation du bassin versant de l'Ardière ... 27

Figure 4: Localisation du sous-bassin versant de la Morcille ...28

Figure 5: Plan de localisation des sites étudiés ...29

Figure 6: Carte géologique (1/50 000) de la région du site étudié ... 30

Figure 7: Photographie de la bande enherbée étudiée ... 32

Figure 8: Plan de localisation des piézomètres de la zone étudiée ... 34

Figure 9: Piézométrie du transect 1 au 27 mars 2012 Figure 10: Piézométrie du transect 2 au 27 mars 2012 38 Figure 11: Carte piézométrique de la zone étudiée au 27 mars 2012 ... 38

Figure 12: Conductivité électrique de l'eau au 23 mars 2012 Figure 13: Conductivité électrique de l'eau au 27 mars 2012 40 Figure 14: Composition chimique de l’eau au 23 mars 2012 ... 41

Figure 15: Composition chimique de l'eau au 27 mars 2012... 41

Figure 16: Localisation des points d'injection et de suivi envisagés des traceurs ... 45

Figure 17: Schéma représentatif du type d'écoulement considéré pour les simulations ... 47

Figure 18: Evolution de la conductivité à 6 m de profondeur dans le piézomètre d'injection BE 4P 54 Figure 19: Evolution de la conductivité à 8.50 m de profondeur dans le piézomètre d'injection BE 4P ... 54

Figure 20: Concentrations restituées en bromure ... 55

Figure 21: Localisation du piézomètre N ... Figure 22: Concentration restituée en bromure dans le piézomètre N 56 Figure 23: Piézométrie dans le piézomètre N ... 57

Figure 24: Dissipation du traceur dans le BE 4P à 6 m de profondeur ... 58

Figure 25: Dissipation du traceur dans le BE 4P à 8.50 m de profondeur ... 58

Figure 26: Variations des concentrations restituées en bromures en fonction de la pluviométrie ...59

Figure 27: Evolution de la conductivité à 6 m de profondeur dans le piézomètre d'injection BE 1P 62 Figure 28: Concentrations restituées en iodures ... 63

Figure 29: Variations du niveau piézométrique de la nappe étudiée ... 65

Figure 30: Carte piézométrique du 10 avril 2012 (basses eaux) ... 66

Figure 31: Carte piézométrique du 17 avril 2012 (hautes eaux) ... 66

Figure 32: Dissipation du traceur dans le BE 1P à 6 m de profondeur ...67

Figure 33: Variations des concentrations restituées en iodures en fonction de la pluviométrie ... 68

Figure 34: Comparaison entre les courbes de restitution observée et théorique (procédé de Maloszewski) ... 73

Figure 35: Comparaison entre les courbes de restitution observée et théorique (logiciel Trac) ... 75

Figure 36: Topographie estimée de la couche imperméable sous le transect 1 ... 77

Figure 37: Localisation des panneaux électriques ...78

Figure 38: Panneau électrique transect 1 Figure 39: Panneau électrique transect 2 ...79

Figure 40: Topographie réelle de la couche imperméable sous le transect 1 ... 80

Figure 41: Schéma récapitulatif des résultats du traçage ... 81

Tableau 1: Temps estimés par les simulations pour l'apparition et le pic de traceur ... 48

Tableau 2: Masses molaires des éléments chimiques des traceurs utilisés ... 48

10

Tableau 4: Valeurs des paramètres de base pour l'application de la méthode du Cpic ... 71

Tableau 5: Récapitulatif des résultats obtenus par l'application de la méthode du Cpic ... 71

Équation 1 Equation du transport de soluté en 2D dans un milieu poreux ... 47

Équation 2: Formule normalisée du transport de masse en solution ... 72

Liste des annexes

Annexe 2 : Profondeur des piézomètres et coupes de forage... 91

Annexe 3 : Composition chimique de la nappe ... 103

Annexe 4 : Simulations préalables au traçage ... 105

Annexe 5 : Profondeurs de prélèvement pour l'échantillonnage de chaque piézomètre ... 109

Annexe 6 : Photographies du lancement du traçage ... 111

Annexe 7 : Concentrations en traceurs restituées au court du temps ... 113

Annexe 8 : Relations conductivité/concentration ... 117

Annexe 9 : Méthode du Cpic de Maloszewski ... 119

11

Introduction

La pollution des ressources en eau par les produits phytosanitaires est au cœur des préoccupations environnementales actuelles. La région du Beaujolais, de par son intense activité viticole, est particulièrement concernée. C’est dans le but d’en étudier les impacts que plusieurs zones d’études ont été mises en place par Irstea près de la commune de Villié-Morgon (69) dans un sous-bassin versant de la Morcille. Elles permettent le suivi des concentrations en pesticides des eaux souterraines et de surface ainsi que l’étude de l’influence d’une bande enherbée sur l’atténuation des flux de produits phytosanitaires. Plusieurs projets de recherche ayant déjà prouvé l’efficacité d’une zone tampon grâce à sa forte capacité

d’infiltration face à la contamination par le ruissellement, ils posent aussi des questions sur le devenir des produits phytosanitaires une fois infiltrés dans le sol, que ce soit dans les parcelles de vigne ou au sein de la bande enherbée. En

particulier, en quelle mesure ces substances peuvent-elles être remobilisées vers le cours d’eau via des écoulements latéraux ? Quels paramètres sont susceptibles d’influencer cette remobilisation dans la bande enherbée et quels sont les temps de transfert et taux de restitution au cours d’eau possibles?

C’est dans le cadre de ces interrogations qu’intervient ce rapport en se focalisant sur la meilleure compréhension et quantification des transferts latéraux de sub-surface dans une zone de prairie en aval d’une parcelle de vigne caractérisée par un sol sablo-argileux sur socle granitique moyennement profond (de 1 à plus de 10 m). A partir de la bibliographie portant sur des recherches similaires, il a été décidé de mettre en place une simulation de traçage pour mieux cerner les chemins de circulation et les temps de transfert des solutés via les écoulements latéraux au sein de la bande enherbée. Grâce à l’instauration de deux nouveaux transects de

piézomètres (perpendiculaires au sens de l’écoulement présumé et parallèles entre eux) en février 2012, la réalisation de traçages s’est révélée pertinente pour

comprendre ces écoulements et définir les paramètres de l’aquifère. Les traceurs ont donc été injectés le 27 mars 2012 de manière instantanée dans la zone saturée via les piézomètres les plus en amont, des iodures dans le premier transect et des bromures dans le second, de manière à pouvoir comparer les résultats entre eux. Des conductimètres, des sondes Divers (hauteur d’eau) et des préleveurs

12 automatiques ont été installés pour permettre le suivi des traceurs dans le temps et l’espace pendant plus de trois mois.

Le présent rapport fait donc état des résultats obtenus par cette expérience de traçage et des informations qu’elle a apportées.

13

1. Cadre

1.1. Présentation de l’organisme d’accueil

IRSTEA (Institut National de Recherche en Science et Technologies pour

l’Environnement et l’Agriculture), anciennement CEMAGREF (Centre National du Machinisme Agricole, du Génie Rural, des Eaux et des Forêts) est une entreprise publique de recherche agro-environnementale. Créée en 1981 par la fusion du Centre National d’Etudes et d’Expérimentations du Machinisme Agricole (CNEEMA) et du Centre Technique du GREF (CTGREF), ses études portaient à l’origine sur le développement des techniques et des productions agricoles ainsi que la modernisation et l’équipement des campagnes. La réorientation de ses thèmes de recherche, actuellement plus axés sur la qualité alimentaire, la gestion des

ressources en eau, la maîtrise des pollutions, la gestion des risques naturels ou le développement de territoires ruraux en déclin démographique, ont mis en relief la nécessité d’un changement de nom de l’établissement qui devient alors IRSTEA fin 2011.

Il est placé sous la double tutelle du ministère de la recherche et de l’agriculture et fait partie des neufs instituts de recherche qualifiés d’EPST (Etablissement Public à caractère Scientifique et Technique).

Avec un budget s’élevant à 110 millions d’Euros en 2010, il cible principalement trois domaines d’étude

- les eaux de surface et le fonctionnement des hydrosystèmes ; - la gestion des territoires ruraux et péri-urbains ;

- les écotechnologies concernant l’eau, les déchets et le secteur agricole ;

dont les missions sont réparties parmi les 1650 personnes composant les 25 Unités de Recherche des 9 centres répartis sur toute la France (Antony, Rennes, Nogent-sur-Vernisson, Clermont-Ferrand, Lyon, Grenoble, Bordeaux, Montpellier et Aix-en-Provence).

Le groupement de Lyon est composé de deux UR : Milieux Aquatiques, Ecosystèmes et Pollutions (MAEP) et Hydrologie-Hydraulique (HH) ainsi que d’une UR Mixte : Gestion des Services Territoriaux d’Eau et d’Environnement (GESTE) implantée à Strasbourg mais gérée administrativement à Lyon. Regroupant 240 personnes permanentes ou temporaires et bénéficiant d’un budget de 5.3 millions d’Euros

14 (hors personnel), il fait partie de nombreux partenariats en tant que membre du GIS (Groupement d’Intérêt Scientifique) Envirhonalp ou encore en tant que membre fondateur de l’Institut des Sciences Analytiques ce qui lui a valu l’obtention du label Carnot depuis 2006.

L’Unité de Recherche MAEP est composée de sept équipes dont l’équipe de « Pollutions Diffuses Agricoles » que j’ai rejoint lors de mon stage. Elle a pour but de mieux comprendre les mécanismes de transferts et de dégradation des produits

phytosanitaires depuis leur application jusqu’aux systèmes hydriques de surface. Ces études ont pour finalité la mise en place d’une méthode de diagnostic du risque de contamination des eaux superficielles et la préconisation de solutions

correctives, notamment en termes d’aménagements hydro-agricoles, pour préserver la qualité des eaux.

1.2. Présentation du contexte du stage

Le stage est réalisé dans le cadre d’une convention entre Irstea et l’Agence de l’Eau RM&C avec l’appui du Comité du Beaujolais, antenne de la Chambre d'agriculture du Rhône. Il a pour but d’apporter de plus amples connaissances sur les

phénomènes de transferts dans une nappe peu profonde, au sein d’une bande enherbée située en aval d'une parcelle de vigne et d’en déduire le potentiel de contamination chimique des eaux de surface via cette voie de transfert. Le site expérimental se situe au lieu-dit « Saint-Joseph », en aval d’une parcelle viticole à forte pente.

Dans cette zone, les épisodes pluvieux sont à l'origine d'un transfert important de pesticides vers le cours d'eau récepteur (la Morcille). De fait, les régions viticoles sont particulièrement concernées par la pollution à cause des grandes quantités et diversités des produits appliqués pour protéger les vignes.

Plusieurs études du ruissellement ont déjà été menées sur ce site (Lacas, 2005 ; Boivin, 2007) et ont ainsi prouvé l’efficacité de la bande enherbée sur l’atténuation des concentrations en pesticide dans le ruissellement de surface grâce à la forte capacité d’infiltration du milieu. En effet cela réduit significativement la quantité d’eau ruisselée et donc la propagation des pollutions associées dans les eaux de surface. Cependant aucun travail n’a encore été dirigé sur le devenir des pesticides une fois infiltrés dans la bande enherbée sur ce site et notamment leur possibilité

15 d'atteindre la nappe d'accompagnement du cours d'eau récepteur. Par ailleurs, l’analyse bibliographique met en relief le peu de recherches effectuées sur les écoulements latéraux de soluté au sein d’une zone tampon.

C’est pour palier ce manque d’information qu’une étude exploratoire du

fonctionnement de l’aquifère sous-jacent à la bande enherbée de Saint-Joseph a été décidée.

Après la mise en place de deux transects de cinq piézomètres chacun, une expérience de traçage ionique est donc envisagée. Les informations qu’elle fournira, couplées avec des données acquises lors d’études précédentes ou grâce à des suivis réguliers permettront d’estimer les capacités de transfert/rétention du milieu. Ce stage représente un travail préalable à un projet de thèse visant à évaluer les transferts et les flux de pesticides au sein des écoulements latéraux dans le sol issus d’une parcelle agricole et la capacité d’une bande enherbée à les atténuer.

17

2. Etat de l’art et définition des objectifs

L’objectif de cette étude bibliographique est de faire une analyse des résultats concernant les différents processus de transfert des pesticides vers les eaux de surface et notamment le rôle possible des écoulements latéraux.

Dans ce but, cette partie doit répondre aux questions suivantes :

- Quels sont les mécanismes affectant le transfert des pesticides vers les eaux de surface ?

- Quelles sont les caractéristiques des écoulements latéraux ?

- Quelles sont les approches existantes pour étudier ces phénomènes ?

2.1. Les transferts

Dans un contexte d’utilisation intensive des pesticides pour la culture des vignes, le problème de la pollution des eaux souterraines et de surface est de plus en plus évoqué.

Les pentes souvent fortes, sur lesquelles sont cultivées les vignes, ainsi que les conditions de pluies intenses lors des orages printaniers et estivaux, facilitent un lessivage important des produits phytosanitaires vers l’aval malgré les faibles coefficients de ruissellement (≈6%) qui ont pu être mesurés dans le Beaujolais (Lacas, 2005). En conséquence, même si le ruissellement est à l’origine de transferts rapides lors des épisodes de pluie intense, ce site est marqué par une infiltration forte vraisemblablement à l’origine d’écoulements de sub-surface dont les caractéristiques restent mal connues.

Les études menées dans la région étudiée dans ce rapport ont montré que le transfert des pesticides depuis leur application jusqu’aux eaux de surface excède rarement 2% de la quantité appliquée à l’échelle de la parcelle et 0.5% à celle du bassin versant. Cependant, ces quantités sont tout de même suffisantes pour obtenir une concentration en polluant dans les cours d’eau supérieure aux normes en vigueur (Gouy et al, 2008).

Certaines solutions ont été proposées et mises en place dans le but de limiter ces contaminations mais leur efficacité sur le long terme reste à démontrer. En effet si les études des bandes enherbées et autres zones tampon ont prouvé l’atténuation

18 de la quantité de produit transitant en surface jusqu’aux cours d’eau (Gouy, 2008 ; Lacas, 2005 ; Boivin et al, 2007), l’évolution des substances dans ces milieux est incertaine. Cela pose des questions sur le temps de résidence des pesticides au sein d’une zone tampon, sur leur dégradation et sur les conditions de restitution

éventuelle de ces produits phytosanitaires dans le milieu récepteur via des écoulements plus ou moins lents dans le sol.

2.1.1. Mécanismes responsables du transfert des pesticides vers les eaux de surface

La contamination des eaux de surface par l’agriculture dépend de plusieurs facteurs tels que les activités agricoles, la nature des sols, les conditions climatiques, la structure du bassin versant et l’organisation du paysage. Les contaminations des eaux de surface peuvent provenir de la préparation de la bouillie, du rinçage du matériel mais plus généralement de la dérive aérienne des pesticides lors de l’application, du ruissellement, des écoulements de sub-surface ou de l’alimentation d’un cours d’eau par une nappe souterraine polluée (figure 2 ; Gouy et al, 2008).

Figure 2: Schéma récapitulatif des mécanismes responsables du transfert des pesticides (source Gouy et al, 2008)

- Ruissellement

Le ruissellement constitue une part non négligeable de la mobilisation des pesticides vers l’aval des parcelles agricoles. De par son débit important, il érode les surfaces

19 et dissout les éléments chimiques emportant matières en suspension et pesticides jusqu’aux cours d’eau. La présence d’une bande enherbée et d’une zone tampon en général, vise à atténuer l’importance de ces pollutions en facilitant l’infiltration du ruissellement mais les incertitudes quand à l’évolution des produits phytosanitaires en son sein restent importantes. Les risques de percolation profonde ou de

transferts latéraux de sub-surface sont à considérer en complément du

ruissellement (Lacas, 2005) ainsi que des risques de pollution plus graves liés aux métabolites, parfois plus dangereux que les molécules mères.

Le ruissellement peut être estimé à partir de la pente du terrain, de la pluviométrie, de la teneur en eau initiale, de la capacité d’infiltration du sol et de la profondeur du socle imperméable (Sherrer et Naef, 2003). Les études hydrochimiques (Cl-,

isotopes…) ont démontré que la génération de ruissellement n’est pas seulement du à un processus de pluie/écoulement de surface mais résulte d’une suite

d’évènements bien plus complexes (Haria et Shand, 2004 ; Legout, 2007). En effet, dans certains cas les recherches ont prouvé l’implication de l’eau ancienne

(provenant d’épisodes de pluie précédents) dans la génération du ruissellement d’où la notion de « old water paradox » par Kienzler et Naef, 2008. Ces mêmes auteurs ainsi que Swarowsky et al, 2012, ont par ailleurs mis en évidence la contribution des écoulements latéraux de sub-surface dans la formation du ruissellement. De tels processus concourent aussi probablement à alimenter les fossés et rigoles qui réceptionnent les eaux des parcelles de vignes sur le site d'étude.

- Ecoulements latéraux de sub-surface

Les écoulements latéraux de sub-surface sont définis comme le mouvement latéral de l’eau infiltrée à travers un sol, sur une couche restreignante ou un socle. Ils peuvent jouer un rôle important dans la contamination des eaux de surface par les polluants de l’agriculture de par la connexion qu’ils réalisent entre le sol contaminé et les nappes superficielles en contact avec le cours d’eau. En effet, les produits phytosanitaires accumulés et stockés dans les sols des parcelles agricoles et

éventuellement aux alentours lors des périodes sèches, sont drainés efficacement à l’occasion d’épisodes pluvieux. Ces derniers entraînent la formation d’écoulements latéraux de sub-surface qui vont véhiculer les pesticides vers l’aval induisant des pics de concentration spontanés en produits phytosanitaires dans les cours d’eau.

20 Une question importante serait d’évaluer en quelle mesure ces écoulements

contribuent à la genèse de ces pics de concentration.

Des études ont démontré les influences combinées de la pente du terrain, de la densité de végétations pérennes ainsi que du type de socle imperméable et de sa

topographie sur la genèse d’écoulements latéraux (Allaire et al, 2011). En effet, une pente forte facilite un gradient important ; une densité racinaire de gros diamètre (arbres, vignes…) et une activité biologique conséquente forment un réseau de canaux (macropores) provoquant des écoulements préférentiels ; un terrain à socle peu profond et très peu perméable génère des écoulements de sub-surface en réponse à une infiltration rapide et une quantité d’eau importante. Ces conditions naturelles, reliées à une teneur en eau initiale du milieu, une perméabilité et une porosité suffisantes pour une bonne infiltration et à des épisodes pluvieux, favorisent la formation d’écoulements latéraux en sub-surface (Swarowski et al, 2012), se produisant majoritairement dans des tranches de sol de 0 à 0.3m de profondeur et 0.6 à 0.9m (Kahl et al, 2007).

La thèse de J.G. Lacas, 2005, portant sur le site étudié dans ce rapport, a constaté une forte infiltration dans la bande enherbée et a mis en évidence des écoulements latéraux dans les dix premiers centimètres sous la surface du sol ce qui induit une faible différenciation entre le ruissellement strict et les écoulements de sub-surface (ayant lieu de 0 à 10 cm et probablement aussi de 10 à 30 cm).

Par ailleurs, il faut distinguer les écoulements latéraux temporaires de sub-surface générés par l’eau de pluie à l’occasion de précipitation, à une profondeur maximale de 1 m dans le sol (substratum très peu profond) et les écoulements latéraux au sein d’une nappe pérenne peu profonde, générés par l’eau provenant principalement de l’aquifère rechargé en amont et en moindre mesure par l’eau de pluie directement infiltrée jusqu’à la nappe. L’eau de la nappe peut monter pour saturer le sol à proximité de la surface mais c’est une eau différente, plus ancienne que l’eau de pluie des écoulements latéraux de sub-surface (Haria et Shand, 2004). Cela met en relief un manque de connaissance sur la manière dont se mélangent les eaux de pluie, les eaux de sub-surface et les eaux de nappe lors d’un épisode pluvieux et les conséquences que cela entraine sur la qualité des eaux de surface.

21 - Nappes souterraines

La présence de pesticides dans les eaux souterraines dépend des pratiques culturales (période, localisation et concentration de pesticide appliqué), des caractéristiques spécifiques des composés chimiques (persistance, mobilité et capacité

d’adsorption) et du sol (teneur en eau, teneur en argile…) et des conditions

climatiques (volume et période de pluie). Ces facteurs font que la concentration en pesticides de l’eau rechargeant la nappe est variable dans le temps et l’espace (Molénat et al, 2001). Une fois infiltrée, les pesticides contenus dans l’eau de recharge sont i) soit adsorbés ou piégés dans la microporosité des premiers décamètres du sol tout en restant disponibles à une remobilisation ultérieure ii) soit sont directement transférés selon l’écoulement naturel de l’eau souterraine. Quoiqu’il en soit, ils sont donc susceptibles de transiter selon des pas de temps plus ou moins longs jusqu’aux eaux de surface via les eaux souterraines (Boivin et al, 2007). De fait, Kirchner (2003) a mis en évidence des transferts de solutés entre eaux souterraines et eaux de surface mais les mécanismes expliquant qu’un aquifère puisse stocker de l’eau ancienne pendant des semaines ou des mois et la relâchent dans les eaux de surface en quelques heures restent mal compris.

Les écoulements au sein de la nappe sont principalement dus au gradient hydraulique (et donc implicitement à l’intensité de la recharge du milieu qui augmente le gradient hydraulique), à la perméabilité du sol et à la topographie de la couche imperméable sous-jacente, même si les flux semblent moins sensibles à la géométrie de cette couche qu’à la répartition spatiale de la conductivité hydraulique.

Les temps de transferts dans le milieu varient selon l’endroit où le soluté pénètre dans l’eau souterraine (plus il pénètre en amont plus les transferts sont longs) et la période de l’année (au cours de laquelle le gradient hydraulique évolue). Les eaux souterraines étant caractérisées par des temps de transfert de soluté considérables (Martin et al, 2006 ; Molénat et al, 2001), beaucoup d’années semblent nécessaires pour réduire le lessivage des pesticides et leur concentration dans les eaux

souterraines.

En conclusion, la recharge en eau souterraine est importante à considérer dans le transfert de soluté depuis la surface jusqu’aux cours d’eau mais les interactions zone saturée/zone non saturée restent peu étudiées.

22

2.1.2. Principales propriétés du sol et principaux facteurs déterminant la formation de ces mécanismes

Les études ont montré que la distribution de l’eau à travers les terrains était fonction de la variation des propriétés du sol définies ci-dessous.

- La capacité d’infiltration du sol

La capacité d’infiltration du sol correspond à son potentiel à laisser pénétrer l’eau dans le milieu. Elle dépend principalement des conditions initiales : état hydrique du sol (teneur en eau), horizon imperméable. En effet, un sol déjà proche de la saturation et/ou possédant une limite imperméable à faible profondeur aura une capacité d’infiltration très limitée. C’est de cette propriété que découle le type de

ruissellement occasionné par les précipitations. En effet si l’intensité des pluies est supérieure à la capacité d’infiltration du milieu, cela provoquera la formation d’un ruissellement hortonien par accumulation de l’eau sur la surface. A l’inverse, la capacité d’infiltration peut être suffisamment grande pour que l’eau pénètre dans le milieu ce qui est susceptible, en cas de précipitations importantes, de provoquer un ruissellement par saturation du sol. Cette capacité d’infiltration est bien meilleure dans le cas de sols végétalisés et donc aérés en climat tempéré que pour des sols compacts et secs en climat aride.

- La teneur en eau du sol

Cette propriété correspond au volume d’eau présent dans le sol, plus exactement c’est le ratio entre le volume de sol et le volume d’eau. L’eau peut être liée (immobile) ou libre (mobile) mais sa quantité dans le milieu dépend des conditions climatiques. En effet, la teneur en eau oscille entre 0 et la valeur de la porosité efficace en cas de saturation du milieu.

L’idéal pour l’infiltration est une teneur en eau minimum (eau liée) car un sol sec et un sol saturé entraine tous deux un ruissellement important.

- La perméabilité

La perméabilité d’un sol correspond à sa capacité à laisser s’écouler un fluide. Les différences de perméabilité entre deux couches de sols horizontales sont à l’origine de la formation des nappes d’eau souterraines qui s’écoulent dans la couche

23 fait, la topographie de la couche imperméable est en général bien plus influente sur les écoulements de la nappe que la topographie de surface. Les différences de perméabilité verticales sont quant-à elles à l’origine d’écoulements préférentiels et de la dispersion dans le milieu.

- La porosité

La porosité représente l’ensemble des vides d’un sol qui sont donc susceptibles de contenir un fluide. La porosité de fissures (majoritairement dans les roches dures et les régions à activité tectonique) et la porosité de pores (dans les roches plus

meubles, majoritairement sédimentaires) se distinguent d’une part. D’autre part, il existe aussi plusieurs types de porosité :

o La porosité cinématique (effective porosity) qui définit la capacité du milieu à générer de l’eau exploitable. Elle représente le rapport entre la vitesse moyenne d’écoulement de l’eau (qui peut être définie par traçage) et la vitesse de Darcy. C’est un concept dynamique.

o La porosité de drainage (ou efficace) qui définit la capacité du milieu à se désaturer par gravité. Elle représente le rapport entre les volumes d’eau contenus dans le sol avant et après drainage. C’est un concept statique. o La porosité totale qui est définie par la capacité du milieu à se saturer, donc

à l’eau à pénétrer dans le milieu

- Le gradient hydraulique

Le gradient hydraulique d’une nappe correspond à la différence des hauteurs

amont/aval de sa piézométrie. Par conséquent, il est à l’origine du mouvement des masses d’eau vers l’aval et définit, avec la perméabilité, la vitesse d’écoulement de l’eau d’après la loi de Darcy. Le gradient hydraulique varie en fonction de la pluviométrie.

2.1.3. Evolution temporelle de ces phénomènes de transfert

Le transfert des pesticides vers les eaux de surface est plus ou moins important dans le temps et l’espace. En effet, il dépend des dates d’application des produits et des conditions climatiques (Rabiet et al, 2010).

24 De fait, les phénomènes de ruissellement et de transferts latéraux de sub-surface

intervenant essentiellement à l’occasion d’épisodes pluvieux, ils sont susceptibles d’entrainer rapidement les produits phytosanitaires restés majoritairement à la surface du sol après application, provoquant ainsi des pics de concentration en pesticides dans les eaux de surface.

Quant-aux transferts via les eaux souterraines, les études ont montré que les voies d’écoulement diffèrent en fonction des propriétés différentes des couches et de l’intensité des précipitations (Swarowsky, 2012). Par conséquent, des précipitations intenses, en provoquant la remontée de la nappe, sont susceptibles de remobiliser les pesticides piégés dans des couches du sol non saturées en période de basses eaux et de les transférer jusqu’aux cours d’eau, alors que les transits de pesticides en période d’étiage sont relativement faibles.

Actuellement, il n’existe aucun modèle complet sur le transfert de soluté le long d’une pente depuis la surface du sol jusqu’au cours d’eau, prenant en compte à la fois le ruissellement de surface et les écoulements latéraux dans le sol. En ce sens, il paraitrait pertinent d’y inclure les 3 couches : la zone non saturée, la zone de fluctuation du niveau piézométrique et la zone saturée (Legout et al, 2007).

2.1.4. Méthodes de suivi

La plupart des articles étudiés utilisent la même méthode pour suivre les différentes voies de transfert : le traçage.

Un traçage peut être réalisé à partir d’éléments présents naturellement dans le milieu. En effet, selon les procédés étudiés, des ions tels que les chlorures et des isotopes tels que l’oxygène 18 sont couramment employés.

Il peut aussi être initié par l’utilisation d’un traceur artificiel. Dans ce cas, le traceur est susceptible d’être appliqué en surface et suivi jusqu’à la zone saturée ou injecté directement dans les eaux souterraines.

Des études précédentes par le biais de traçage aux bromures ont prouvés l’infiltration de ces derniers dans le sol jusqu’à minimum 50 cm de profondeur sur le site d’étudié dans ce rapport (Lacas, 2005). D’autres recherches sur un site à géologie semblable ont montré la pénétration des bromures jusqu’à plus de 2 m de

25 profondeur (Shaw et al, 2001). Le traceur est donc susceptible d’atteindre la zone saturée en étant appliqué depuis la surface, reproduisant ainsi le transit possible des produits phytosanitaires.

Cependant, une application en surface nécessite des temps de suivis important puisque, Legout et al, 2007, ont démontré une progression de leurs traceurs de seulement 3 mètres en 1 an pour le deutérium et 2 mètres pour le bromure. Seule une faible proportion de traceur appliqué (environ 10%) a atteint la zone saturée rapidement. Par ailleurs, les auteurs mettent en évidence une diminution

postérieure progressive à la surface de la zone saturée et le fait que le traceur n’a été observé plus en profondeur qu’un mois plus tard.

Les recherches mettent en relief le fait que la variabilité des vitesses d’arrivée des traceurs peut provenir de deux origines :

- La dispersion hydrodynamique (convection) liée à l’hétérogénéité de la perméabilité du milieu, à la porosité et à la vitesse d’écoulement de l’eau (augmentation de la dispersion avec la vitesse),

- La diffusion susceptible de transférer le traceur depuis la phase immobile de l’eau jusqu’à sa phase mobile.

2.2. Les objectifs du stage

De l'analyse bibliographique ci-dessus, il ressort que même si pendant les pics de crues les pesticides paraissent majoritairement transiter jusqu’aux cours d’eau par le ruissellement et les flux de sub-surfaces rapides, une proportion de ces polluants est susceptible d’atteindre la nappe d’eau souterraine peu profonde et de rejoindre les eaux de surface par des échanges nappe/rivière où ils peuvent éventuellement contribuer à soutenir les crues mais également entrainer une pollution différée entre les pluies. De ce fait, la caractérisation de l’eau souterraine devient une nécessité pour pouvoir mieux évaluer l’impact des activités agricoles sur

l’environnement. Cependant, il n'existe que très peu d'études permettant d'évaluer ces transferts et leurs incidences possibles sur les transports de solutés et polluants. La question est également posée de l'efficacité possible d'une bande enherbée à atténuer ce type de processus.

26 Dans ce sens, l’objectif de ce stage est de donner des éléments quantitatifs pour

caractériser les écoulements latéraux d’une nappe souterraine au sein d’une bande enherbée, de manière à fournir les connaissances de base sur le fonctionnement hydrologique du milieu pour une étude ultérieure du transfert des pesticides dans la zone saturée. Comme démontré précédemment, cela passe par la mesure d’un certain nombre de paramètre au cours du temps et le couplage de différentes

méthodes d’analyse du terrain telles que des méthodes géophysiques, des traçages… Dans cette perspective, le travail de stage a pour but de combler le manque de

connaissance sur l’état général de la zone (physique, chimique et hydrodynamique) et sur le fonctionnement hydrogéologique du milieu (voies d’écoulement de l’eau souterraine, temps de transfert et détection d'atténuation possible des substances via les argiles du milieu) par un suivi expérimental de terrain.

2.3. Démarche générale envisagée

Pour répondre aux objectifs, une approche expérimentale de traçage est programmée. Le site est instrumenté dans le but de suivre la progression de l'eau et de solutés, à travers la mesure de la pluviométrie de la zone, des variations du niveau

piézométrique de la nappe et des concentrations en traceur restituées dans le temps et l'espace. L’instrumentation existante regroupe ainsi un pluviomètre, des piézomètres, des sondes Divers et des échantillonneurs automatiques. Ces

27

3. Matériel et méthodes

3.1. Présentation du contexte global (Orquevaux, 2010)

3.1.1. Géographie, topographie

Le bassin versant de la Morcille, sous-bassin de l’Ardière (220 km²), est situé à environ 60km au Nord de Lyon (69) dans les monts du Beaujolais, entre le Massif Central à l’Ouest et la vallée de la Saône à l’Est. Il s’étend sur une superficie de 8 km², à l’intérieur de cette région réputée pour ses activités viticoles. Le cours d’eau la Morcille s’écoule sur une dizaine de kilomètres depuis le lieu-dit « Fonds Bateaux » jusqu’au lieu-dit « le Champ Lévrier » où il alimente l’Ardière qui rejoint elle-même la Saône, en aval, au niveau de Belleville.

28

Figure 4: Localisation du sous-bassin versant de la Morcille

Le sous-bassin de la Morcille, présenté ci-dessus, est caractérisé par un dénivelé de 370 m entre le lieu-dit « Fonds bateaux » à 690 m d’altitude et le lieu-dit « les

Versauds » à 320 m d’altitude avec une pente de 8% en moyenne oscillant entre 5% et 30 à 35%. Ses versants raides et convexes encaissent étroitement la rivière

jusqu’aux « Versauds » où elle s’élargit avec l’adoucissement du relief.

La vigne occupe 70 % de cette surface, les 30 % restant étant trop élevés en altitude, trop humides ou ayant une pente trop forte, ne peuvent être utilisés comme tel et sont laissés en forêt ou prairie.

La densité de population, peu importante en amont, s’intensifie progressivement vers l’aval avec l’anthropisation globale du milieu sans toutefois l’industrialiser.

Le site étudié par le Cemagref/Irstea depuis 1986 se trouve dans la commune de Villié-Morgon. Il est labellisé de la Zone Atelier Bassin du Rhône (ZABR) et a été choisi pour sa représentativité de la région et de l’impact anthropique sur

l’environnement. En effet, il met en relief une part de vigne très importante, une faible superficie (4.8 km²), une pollution des eaux par les activités agricoles et une vulnérabilité à l’érosion très importante.

29 Les mesures des différents paramètres ont lieu en trois lieux distincts : le site de

Saint-Joseph, le site des Versauds et le site de Saint-Ennemond.

Figure 5: Plan de localisation des sites étudiés

3.1.2. Géologie, climat

La région est constituée d’un socle granitique hercynien (porphyroïde à biotites ou leucogranite) irrégulier, plus ou moins altéré selon l’endroit, présentant ainsi des fracturations de plus en plus dense en remontant vers la surface. Cette couche est surmontée d’arènes granitiques puis d’altérites sableuses ou limoneuses, voir argileuses au fond de la vallée. Ces entités sont facilement érodables et

majoritairement pauvres en matières organiques. Le site de Saint-Joseph présenté sur la carte géologique (figure 6) se situe sur des altérites granitiques.

30

Figure 6: Carte géologique (1/50 000) de la région du site étudié

Les reliefs résultent de l’altération différentielle des roches de la région, le granite porphyroïde s’altérant plus que le leucogranite, cela provoque la formation de dômes.

Cette altération est principalement fonction du climat, continental dans la zone d’étude. Il manifeste ainsi des températures moyennes basses annuelles de 7°C et des températures moyennes hautes annuelles de 16°C, mais pouvant aller jusqu’à des écarts de 50°C entre l’hiver et l’été. La pluviométrie, estimée d’après des données de 1992 à 2010, présente une lame d’eau annuelle de 860 mm sur le bassin de la Morcille. Elle est hétérogène en fonction des saisons, la zone subissant souvent des orages violents en été et une pluie régulière en hiver.

31

3.1.3. Hydrogéologie, hydrologie

Le socle granitique mis en place au cours du Namuro-Westphalien présente une perméabilité très faible et est donc considéré comme imperméable au niveau du site étudié. Sa zone fissurée a une porosité faible mais une perméabilité moyenne alors que les altérites la surmontant manifestent une porosité moyenne mais une perméabilité plus faible. Ces caractéristiques suffisent à un stockage et un

écoulement de l’eau au dessus du substratum granitique, principalement dans les sables à partir de 110 cm de profondeur en moyenne depuis la surface. La présence de cet aquifère permet à la Morcille de conserver un débit de base.

En cas d’importantes précipitations, quelques nappes perchées peuvent provoquer l’apparition de sources temporaires à faibles débits d’une part et d’autre part, cela engendre une augmentation des débits de surface, celui de la Morcille variant de 5 à 700 L/s et certaines fois plus alors que le débit moyen est estimé à 140 L/s en

décembre/janvier et inférieur à 10L/s à l’étiage. Ces fortes précipitations, principalement des orages de printemps et d’été, sont aussi à l’origine

d’écoulements rapides par le ruissellement de surface provoquant une forte érosion des terres.

Par conséquent, des aménagements hydrologiques, en particulier des fossés, ont été mis en place dans le but de limiter cette érosion sur les parcelles agricoles en évacuant l’eau des parcelles jusqu’à l’exutoire au cours d’eau. Cependant en facilitant ainsi l’évacuation de l’eau, le flux des pesticides transportés jusqu’à la rivière augmente considérablement. Certains de ces fossés sont aussi utilisés pour l’évacuation des eaux usées par les habitations.

32

3.2. Présentation du site et ses caractéristiques

La zone étudiée dans ce rapport est située au lieu-dit de Saint-Joseph. Plus spécifiquement, il s’agit d’une bande enherbée de 25 à 30 mètres (figure 7), positionnée entre une parcelle de vigne à terrain fortement pentu (≈30%) et le cours d’eau de la Morcille.

Figure 7: Photographie de la bande enherbée étudiée

Cette bande enherbée a fait l’objet de nombreuses études ces dix dernières années du fait de sa bonne représentativité d’une zone tampon. Elle est caractérisée par sa forte conductivité hydraulique à saturation, de l’ordre de 1,8.10-4 m/s (Lacas, 2005) et son infiltration quasi-totale du ruissellement.

La rupture de perméabilité au niveau du socle granitique sous-jacent se situe entre 1 et plus de 10m selon l’emplacement et permet l’écoulement d’une nappe pérenne très réactive aux variations climatiques. Il est possible de différencier trois couches géologiques dans la bande enherbée : le socle granitique imperméable, les altérites granitiques très peu perméables et la couche sablo-argileuse présentant une perméabilité hétérogène, majoritairement bonne mais pouvant être quasi-nulle en présence de lentilles d’argile. Le pH acide du sol (entre 5 et 6 ; Lacas, 2005)

confirme l’origine granitique des sables argileux surplombant le socle.

Dans cette zone le niveau piézométrique reste relativement proche de la surface avec des variations allant de 60 cm de profondeur sous la surface à 5 m selon

33

3.3. Instrumentation et données existantes

Ce site faisant l’objet d’études depuis une dizaine d’années, un certain nombre d’instruments de mesure déjà en place récupèrent des données de manière régulière, notamment en ce qui concerne les écoulements de surface.

Cette partie fait le point sur celles qui seront nécessaires à l’analyse et à l’interprétation de l’expérience présentée dans ce rapport.

3.3.1. Mesure de la pluie

Un pluviomètre est en place sur le site de Saint-Joseph et un second entre le site de Saint-Joseph et le site des Versauds au lieu-dit « le Calvaire ». Se sont les mesures de ce dernier qui seront utilisées dans ce rapport, leur fiabilité et leur précision étant supérieures au pluviomètre du site étudié. Le pluviomètre fonctionne avec un auget basculeur au volume connu et un enregistreur pour mesurer le nombre de basculement en fonction du temps lors d’épisode pluvieux. Des lames d’eau horaires sont ainsi calculées puis ramenées à des pluies journalières, mensuelles et annuelles.

3.3.2. Mesure de la piézométrie

Durant cette expérience, des mesures acquises à partir de début 2012 ont

essentiellement été utilisées grâce à onze piézomètres récents dont la mise en place a été décidée fin 2011 par l’équipe d’Irstea et ce, en raison de la faible profondeur de sol explorée par les anciens piézomètres instaurés lors de la thèse de J.G Lacas, 2005 (moins de 5 m) et de leur colmatage rendant les données les plus récentes

difficilement exploitables.

Dix piézomètres ont été mis en place en février 2012 par la société Antémys (annexe 1) mais un piézomètre supplémentaire s’est révélé nécessaire avec l’avancement du traçage et fut donc rajouté manuellement à la tarrière. Des sondes Divers ont été installées dans six d’entre eux pour suivre l’évolution de la piézométrie en fonction du temps et du climat. Les mesures de pression qu’elles relèvent sont ramenées à une hauteur d’eau grâce à la sonde Baro mesurant la pression atmosphérique de la zone. Des mesures de profondeur d’eau par rapport à la surface du sol sont

34 Les piézomètres utilisés pour le suivi de l’expérience réalisée dans cet aquifère sont

organisés selon deux transects et trois niveaux : amont, intermédiaire et aval (figure 8). Les coupes réalisées lors du forage sont présentées en annexe 2.

Figure 8: Plan de localisation des piézomètres de la zone étudiée

Comme présenté dans l’annexe 1, les piézomètres disposés côte à côte ont été mis en place, l’un pour échantillonner l’eau de la nappe en surface (≈3 m sous la surface) et l’autre plus en profondeur (≈5 m sous la surface). Les piézomètres contenant donc un « P » dans leur nomination sont plus profonds que les autres (valeurs détaillées en annexe 2)

35

3.3.3. Mesure de la conductivité de la nappe

Des conductimètres ont été mis en place dans quatre piézomètres de manière à suivre l’évolution de la conductivité de la nappe et à déceler d’éventuels changement dans le temps. De plus, de par la relation conductivité/concentration en traceur (établie au laboratoire d’Irstea en mars 2012), la mesure de conductivité pourra être utile pour suivre l’évolution des concentrations en traceurs dans les points d’injection puisqu’elle constitue une solution de mesure rapide et simple pour constater leur bonne diffusion dans le milieu, dans l’attente des analyses des prélèvements. Les mesures de conductivité électrique de l’eau sont données en mS/cm ou µS/cm.

3.3.4. Echantillonnage manuel et automatique

Des tuyaux fins ont été installés à des profondeurs fixées dans tous les piézomètres en fonction de la position des crépines et de manière à pouvoir estimer le gradient vertical de répartition des traceurs. Ces tuyaux vont servir à échantillonner l’eau de la nappe aussi bien dans le cadre du traçage présenté dans ce rapport que pour suivre l’évolution de la composition chimique de la nappe. Ces derniers serviront aussi ultérieurement (hors cadre du stage) à suivre les concentrations en produits phytosanitaires de manière régulière au fil des ans. L’eau de chaque piézomètre est ainsi prélevée grâce à une pompe à vide.

Quatre échantillonneurs automatiques ont été installés en compléments des

prélèvements manuels, pour réaliser un suivi plus fin du traçage dans le temps et pour éviter des allers-retours trop fréquents sur le site.

3.3.5. Mesure de la topographie

La topographie de la zone étudiée a été mesurée en mars 2012 par le biais d’un

théodolite relativement précis. Les données sont récoltées en mètre avec une marge de plus ou moins 5 mm.

3.3.6. Mesure de la résistivité du sol

Une campagne de mesures géophysiques a été menée par le Cemagref/Irstea en septembre 2011 en collaboration avec l’Université de Bourgogne. Il s’agissait de la réalisation de tomographies électriques mesurant la résistivité du sol en fonction de

36 la profondeur selon deux transects amont/aval. Ces mesures ont pour but d’aider à l’identification des différentes couches du sol ainsi qu’à l’estimation de la présence ou de l’absence d’eau dans ces entités. Les résultats ont été mis à disposition pour aider à l’interprétation du traçage.

Tous ces outils fournissent un certain nombre de données visant à caractériser le bassin en fonction de sa pluviométrie, de son hydrologie, de la pollution, de la nappe alluviale…

3.4. Expérience de traçage

3.4.1. Objectifs

Cette expérience de traçage a été envisagée afin de fournir des éléments de réponse aux questions suivantes :

- Quels sont les niveaux de connexion des écoulements (circulation homogène selon le gradient global ou voies préférentielles…),

- Quels sont les paramètres hydrodynamiques clés pour mieux cerner le

fonctionnement de la nappe du site étudié (vitesse et direction d’écoulement de la nappe, diffusivité, porosité du sol, perméabilité…), les types de transfert (verticaux, latéraux) et les hétérogénéités de l’aquifère (localisation d’éventuelles lentilles d’argile et/ou de sable, du granite, des altérites…).

3.4.2. Principe

De manière générale, le principe d’un traçage consiste à mettre en relief un ou plusieurs éléments par un traceur dans le but d’en faciliter le suivi et la caractérisation. Un traceur doit être aisément identifiable par des méthodes physico-chimiques, les plus couramment utilisés étant les traceurs radioactifs, ioniques, fluorescents ou isotopiques naturels.

Plus spécifiquement, en hydrogéologie le traçage est en général utilisé pour définir les trajets d’écoulement de l’eau souterraine sur de plus ou moins longues distances mais il permet aussi l’estimation d’un certain nombre de paramètres propres à l’aquifère étudié. Il s’agit donc de marquer l’eau en injectant un traceur en un point

37 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)

Piézométrie transect 1

(BE 1P, BE 2P, BE 3)

39 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.