universite paris vi – pierre et marie curie these de...

UNIVERSITE PARIS VI – PIERRE ET MARIE CURIE

THESE DE DOCTORAT

Spécialité : Sciences de l’eau

Numéro de thèse : 2006-27

présentée par

Florence CURIE

Pour obtenir le grade de DOCTEUR de l’université Paris VI

RETENTION DE NITRATES DANS LES ZONES HUMIDES RIVERAINES :

Rôle des facteurs hydrologiques, géomorphologiques et biogéochimiques.

Approche multi échelle dans le bassin de la Seine.

Soutenue le 1er décembre 2006

Devant le jury composé de : MOUCHEL Jean-Marie Président TREMOLIERES Michèle Rapporteur MOUSSA Roger Rapporteur MEROT Philippe Examinateur BENEDETTI Marc Examinateur BENDJOUDI Hocine Directeur de thèse DUCHARNE Agnès Directeur de thèse AMEZAL Aïcha Invitée

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Remerciements

Je voudrais adresser mes premiers remerciements à mes deux directeurs de thèse Hocine

Bendjoudi et Agnès Ducharne qui ont accepté d'encadrer cette thèse. Ils m'ont apporté l'un et l'autre un

encadrement très différent mais complémentaire. Hocine, merci pour la confiance et la liberté que tu

m'as accordé sur l'orientation de mon sujet de thèse. Agnès, merci pour ton investissement, ta

disponibilité, tes nombreuses idées et tes judicieuses remarques.

Cette thèse a été réalisée dans le cadre du PIREN-Seine (Programme interdisciplinaire sur

l’environnement de la Seine) dirigé par Gilles Billen que je tiens à remercier pour son soutien. Je

voudrais également remercier Alain Tabbagh ainsi que tous les membres du laboratoire de m’avoir

accueillie à l’UMR Sisyphe, au laboratoire de structure et de fonctionnement des systèmes hydriques

continentaux.

Ce travail de thèse a été suivi par un comité de pilotage dont je voudrais remercier les différents

membres pour leurs conseils et leurs idées : Ghislain de Marsily, Gilles Billen, Michel Meybeck,

Philippe Mérot, Eliane Fustec, Daniel Brunstein, Geneviève Barnaud, Stéphan Gaillard ainsi qu’Aicha

Amezal. J’aimerais également remercier les membres de mon Jury de thèse présidé par Jean-Marie

Mouchel. Merci donc à Roger Moussa et Michèle Trémollières d’avoir accepté de rapporter cette thèse

ainsi qu’à Philippe Mérot et Marc Benedetti d’en avoir été les examinateurs.

J’adresse également mes remerciements à Pascal Viennot et Christophe Viavattene du centre de

géosciences ainsi qu’à Sylvain Théry pour leur disponibilité et la rapidité dont ils ont fait preuve pour

me fournir les données qui m’étaient nécessaires.

Je voudrais adresser un grand merci à Samia Aloui qui m’a accompagné sur le terrain chaque

semaine durant une année et demie et qui malgré les embourbements et les différentes pannes de

matériel a su garder la bonne humeur qui la caractérise.

De nombreuses personnes ont eu la gentillesse de venir m’aider sur le terrain tout au long de

cette étude. A ce titre, je tiens à remercier Henri Robain pour les manip ERT, Stephen et Laurent pour

les ampoules aux mains lors de la mise en place des tubes en acier ainsi que Bruno Dubus pour son

excellente connaissance de la région qu’il a bien voulu me faire partager. Merci également à Michel

Guyot, propriétaire du champ où se trouve la zone d’étude et à Jacques Guyot, maire de Droupt Saint

Basle.

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Des analyses complémentaires ont été réalisées par Séverine Pinault, Emmanuel Aubry, Elodie

Guigon et Mathieu Sebilo, je les en remercie tous.

Je remercie également Vincent Barbin et toute l’équipe de Reims de m’avoir accueillie durant

cette dernière année de thèse lors de mon poste d’ATER. Merci donc à Béatrice, Oumarou, Gilles,

Pauline, Céline, Michel , Edith et Julien.

Je voudrais également adresser mes plus profonds remerciements à ma famille et à mes amis

pour leur soutien et leur aide, en particulier à René, Jacqueline, Aurore, Nicolas, Jérôme, Hanane,

Gilles, Caroline, Sophie, Céline et Danièle.

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Résumé

Cette thèse s’inscrit dans la continuité des différents travaux effectués dans le bassin de la Seine sur la dénitrification dans les zones humides. L’objectif de ce travail de thèse est de contribuer à une meilleure compréhension des facteurs contrôlant la rétention des nitrates à différentes échelles d’analyse (de l’échelle d’une petite zone humide représentative à celle des grands sous bassins de la Seine).

Dans un premier temps, il est apparu nécessaire de localiser les zones humides dans le bassin de la Seine, à l’échelle la plus fine possible, afin de pouvoir déterminer l’importance de la superficie des zones humides sur la rétention des nitrates. L’utilisation d’indices de saturation calculés à partir d’un modèle numérique de terrain a permis d’obtenir une bonne image de la localisation et de la superficie de ces zones, d’une façon rapide et à moindre coût. La comparaison de ces indices avec des sources cartographiques concernant les zones humides permet d’estimer qu’environ 10 % du bassin de la Seine est couvert par des zones humides.

Le fonctionnement des zones humides situées en tête de bassin versant est à présent bien connu : les eaux en provenance du bassin versant sont dénitrifiées lors de leur passage dans la zone humide riveraine avant de rejoindre la rivière. Le bassin de la Seine, qui est un large bassin sédimentaire fortement anthropisé, abrite également des zones humides localisées dans ses larges plaines alluviales pour lesquelles il reste des incompréhensions inhérentes à la taille de l’objet d’étude et aux forçages liés à la gestion des niveaux de la rivière. Afin de clarifier le fonctionnement de ces environnements, nous avons procédé au suivi hydrologique et géochimique d’un site expérimental représentatif de ces zones humides alluviales dont les débits en rivière sont contrôlés tout au long de l’année. Les analyses effectuées ont révélé que le fonctionnement de la zone riveraine était entièrement piloté par la rivière qui alimente la nappe alluviale, conférant ainsi à la zone riveraine un fonctionnement de zone hyporhéique. Ce sont les conditions instaurées par la rivière qui permettent aux abords de la rivière le développement du processus de dénitrification. D’autre part, la dénitrification n’ayant pu être mise en évidence qu’en période estivale, les conditions d’humidité étant les mêmes tout au long de l’année, il apparaît donc qu’il existe un fort contrôle de la température sur la rétention et l’élimination des nitrates. Ces zones alluviales ont donc la capacité de dénitrifier les eaux qui les traversent mais présentent un fonctionnement très différent des zones humides de tête de bassin puisque ce sont en grande partie les eaux de la rivière qui sont dénitrifiées.

Enfin, nous avons voulu généraliser les hypothèses de fonctionnement déduites des observations faites à l’échelle locale, à l’échelle de sous-bassins de la Seine. Nous avons donc procédé au calcul de taux de rétention par bilans de nitrates dans des bassins versants emboîtés les uns dans les autres. Cette étude nous a, tout d’abord, permis de mettre en évidence une variabilité saisonnière de la rétention. Les taux de rétention sont en effet plus importants en été et en automne qu’en période hivernale. Elle nous a également permis d’identifier et de hiérarchiser les facteurs hydrologiques, géochimiques et géomorphologiques susceptibles de contrôler la rétention de l’azote à cette échelle. Comme à l’échelle locale, il apparaît une forte influence de la température ainsi que de la longueur de l’interface entre la zone humide et la rivière. La généralisation de ces facteurs de contrôle de la rétention à l’échelle de sous-bassin de la Seine permet ainsi de poser les premières bases d’une typologie fonctionnelle pour la rétention des nitrates dans le bassin de la Seine.

Mot clés : Rétention de nitrates, zones humides, bassin de la Seine, dénitrification, bilans d'azote

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Abstract

This thesis should be considered in the continuity of the numerous works performed in the Seine river basin on the denitrification in wetlands. The purpose of this work is to contribute to a better understanding of factors controlling nitrate retention in riparian wetlands at different scales of analysis. (at the scale of a little representative wetland to the scale of large sub-basins of the Seine).

At first, it had seemed necessary to localize wetlands in the Seine river basin at the smaller scale to determine the importance of the wetlands surface area on nitrate retention. The use of saturation indices computed from a digital elevation model (DEM) allowed to obtain a good representation of the localisation and the extent of these zones, rapidly and at a lower cost. The comparison of these indices with two cartographic sources allowed us to estimate that approximately 10% of the Seine watershed is covered by wetlands.

The functioning of wetlands localised in upstream watershed is now widely known : waters coming from the watershed are denitrified when they flow into the riparian zone before they join the river. The Seine watershed, which is a large sedimentary basin strongly anthropized, has also wetlands located in wide alluvial plains for which there is a lack of understanding linked to the object size and to the river levels management. To clarify the functioning of these environments, we have performed hydrological and geochemical surveys of a study site representative of these alluvial wetlands whose river levels are controlled throughout the year. Performed analyses have showed that the functioning of the riparian zone was entirely driven by the river that gives a hyporheic functioning to the riparian zone. These are the conditions established by the river that allow, in the vicinity of the river, the development of the denitrification process. The wetness conditions are the same all through the year but the denitrification has occurred only in the summer period, it seems that temperature has a strong control on the retention and the elimination of nitrates. These alluvial zones are able to denitrify the waters that flow into them but with a functioning very different of the head water wetlands because these are the waters of the river that are denitrified.

At last, we wanted to generalise the hypothesis of functioning at local scale to the Seine sub-basin scale. We performed computations of retention rates by nitrate budgets in nested catchments. This study allowed us to highlight the seasonal variability of the retention. The retention rates are, indeed, more important during the summer and autumn than in the winter period. This study allowed us also to identify and to arrange in a hierarchical order the hydrological, geochemical and geomorphological factors liable to control the nitrogen retention at this scale. Equally at the local scale, it appears that temperature and the length of the interface between the wetland and the river have a strong influence on the nitrate retention. The generalisation of the factors controlling the nitrate retention allows to lay down the first basis of a functional typology for the nitrate retention in the Seine basin.

Keywords : Nitrate retention, wetlands, Seine river basin, denitrification, nitrogen budgets

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Table des matières

LISTE DES FIGURES ....................................................................................................................................... IX

LISTE DES TABLEAUX................................................................................................................................XIII

INTRODUCTION GENERALE ......................................................................................................................... 1

CHAPITRE I. CADRE SCIENTIFIQUE DE L’ETUDE.................................................................................. 3 1. LES ZONES HUMIDES ........................................................................................................................................ 3

1.1. Définition ................................................................................................................................................. 3 1.2. Fonctions des zones humides ................................................................................................................... 5

1.2.1. Préservation de la diversité biologique................................................................................................................ 6 1.2.2. Régulation du régime des eaux............................................................................................................................ 7 1.2.3. Fonctions biogéochimiques................................................................................................................................. 8

1.2.3.1. Rétention des matières en suspension (MES) .............................................................................................. 8 1.2.3.2. Rétention du phosphore ............................................................................................................................... 9

1.3. Typologies et classifications des zones humides ...................................................................................... 9 1.3.1. Les classifications classiques .............................................................................................................................. 9 1.3.2. Les typologies intégrant le fonctionnement des zones humides ........................................................................ 11

2. LE CYCLE DE L’AZOTE.................................................................................................................................... 13 2.1. Fixation de l’azote atmosphérique ......................................................................................................... 14 2.2. Assimilation de l’azote par les végétaux et les animaux ........................................................................ 16 2.3. L’ammonification ................................................................................................................................... 17 2.4. La nitrification ....................................................................................................................................... 17 2.5. La dénitrification.................................................................................................................................... 18

2.5.1. Le processus de dénitrification.......................................................................................................................... 18 2.5.1.1. Dénitrification hétérotrophe....................................................................................................................... 19 2.5.1.2. Dénitrification autotrophe.......................................................................................................................... 20

2.5.2. Facteurs influençant la dénitrification ............................................................................................................... 20 2.5.2.1. Les nitrates................................................................................................................................................. 21 2.5.2.2. L’oxygène dissous ..................................................................................................................................... 21 2.5.2.3. Le carbone organique................................................................................................................................. 22 2.5.2.4. La température ........................................................................................................................................... 22 2.5.2.5. Le pH ......................................................................................................................................................... 23

2.5.3. Dénitrification et potentiel redox....................................................................................................................... 23 2.5.4. Dénitrification et composition isotopique des nitrates....................................................................................... 25 2.5.5. La réduction dissimilative des nitrates en ammonium....................................................................................... 26

2.6. Le cycle de l’azote dans les zones humides ............................................................................................ 26 2.6.1. Schéma conceptuel du cycle de l’azote en zone humide ................................................................................... 26 2.6.2. Rétention d’azote dans les zones humides......................................................................................................... 27

2.6.2.1. Variabilité temporelle des phénomènes de rétention d’azote ..................................................................... 28 2.6.2.2. Ordres de grandeur de la rétention d’azote en zones humides ................................................................... 30

3. LE BASSIN DE LA SEINE.................................................................................................................................. 31 3.1. Principales caractéristiques................................................................................................................... 31 3.2. Zones humides répertoriées dans le bassin de la Seine.......................................................................... 33 3.3. Les études réalisées sur les zones humides ............................................................................................ 35

3.3.1. Hydrologie ........................................................................................................................................................ 35 3.3.2. Fonctionnement géochimique ........................................................................................................................... 36 3.3.3. Typologies des zones humides dans le bassin de la Seine................................................................................. 38

3.3.3.1. Les bases d’une typologie .......................................................................................................................... 38 3.3.3.2. Typologie géomorphologique .................................................................................................................... 39 3.3.3.3. Classification hydrologique ....................................................................................................................... 41 3.3.3.4. Vers une typologie fonctionnelle : la définition d’indices fonctionnels ..................................................... 42

CHAPITRE II. LOCALISATION DES ZONES HUMIDES DANS LE BASSIN DE LA SEINE .............. 45 1. UTILISATION DES INDICES TOPOGRAPHIQUES POUR LA DETERMINATION ET LA CARTOGRAPHIE DES ZONES HUMIDES ............................................................................................................................................................ 45

1.1. Définition générale................................................................................................................................. 45 1.2. Etudes antérieures.................................................................................................................................. 46 1.3. Les autres indices topographiques développés. ..................................................................................... 48

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2. SOURCES D’INFORMATIONS CARTOGRAPHIQUES, CONCERNANT LES ZONES HUMIDES, DISPONIBLES SUR LE BASSIN DE LA SEINE........................................................................................................................................... 49

2.1. Les cartes pédologiques ......................................................................................................................... 49 2.2. Les cartes IGN ....................................................................................................................................... 49

3. CALCUL DES INDICES DE SATURATION SUR LE BASSIN DE LA SEINE ............................................................... 51 4. INFLUENCE DE LA RESOLUTION SPATIALE DU MNT SUR L’INDICE TOPOGRAPHIQUE : CAS DU BASSIN VERSANT DE L’OURCQ ...................................................................................................................................................... 54

4.1. Présentation de la zone d’étude ............................................................................................................. 54 4.2. Elaboration des MNT............................................................................................................................. 55 4.3. Les indices topographiques.................................................................................................................... 56

5. COMPARAISON DE L’INDICE TOPOGRAPHIQUE AVEC LES AUTRES SOURCES CARTOGRAPHIQUES .................... 58 5.1. Comparaison avec les cartes pédologiques ........................................................................................... 58 5.2. Comparaison avec les cartes IGN.......................................................................................................... 59

6. COMPARAISON DE LA CLASSIFICATION GEOMORPHOLOGIQUE ET DES DONNEES DE VALIDATION................... 60 7. COMPARAISON DE L’INDICE TOPOGRAPHIQUE ET DE LA CLASSIFICATION GEOMORPHOLOGIQUE ................... 61 8. CONCLUSION.................................................................................................................................................. 63

CHAPITRE III. LA ZONE HUMIDE ALLUVIALE DE DROUPT SAINT BASLE, METHODES D’ETUDE ET D’ANALYSES............................................................................................................................ 67

1. LE SITE D’ETUDE ............................................................................................................................................ 67 1.1. Choix du site d’étude.............................................................................................................................. 67 1.2. Présentation du site d’étude................................................................................................................... 67 1.3. Alimentation du ruisseau de Beauregard............................................................................................... 69

2. METHODES D’ETUDE...................................................................................................................................... 72 2.1. La démarche........................................................................................................................................... 72 2.2. L’instrumentation du site ....................................................................................................................... 72

3. METHODES DE MESURES ET DE PRELEVEMENTS ............................................................................................. 75 3.1. Mesure du niveau piézomètrique............................................................................................................ 75 3.2. Mesure des paramètres physico-chimiques............................................................................................ 76

3.2.1. Matériel ............................................................................................................................................................. 76 3.2.2. Mode opératoire ................................................................................................................................................ 77

3.3. Modes de prélèvements et conditionnement des échantillons ................................................................ 78 3.3.1. Prélèvement dans les piézomètres ..................................................................................................................... 78 3.3.2. Prélèvement dans les tubes................................................................................................................................ 78 3.3.3. Prélèvement en rivière....................................................................................................................................... 78 3.3.4. Conditionnement des échantillons..................................................................................................................... 79

4. METHODES ANALYTIQUES EN LABORATOIRE ................................................................................................. 80 4.1. L’alcalinité ............................................................................................................................................. 80 4.2. Le dosage des anions et des cations....................................................................................................... 82

4.2.1. La chromatographie ionique.............................................................................................................................. 82 4.2.1.1. Principe de la chromatographie ionique..................................................................................................... 82 4.2.1.2. Appareillage et fonctionnement de l’appareil ............................................................................................ 83 4.2.1.3. Configuration de l’appareil ........................................................................................................................ 84 4.2.1.4. Estimation des erreurs de mesure............................................................................................................... 84

4.2.2. Calcul de la balance ionique.............................................................................................................................. 86 4.2.3. Dosage par colonne de cadmium....................................................................................................................... 87 4.2.4. Comparaison des deux méthodes de dosage des nitrates................................................................................... 88

4.3. Le Carbone Organique Dissous (COD)................................................................................................. 89 4.4. Dosage des pesticides ............................................................................................................................ 90 4.5. Les mesures isotopiques : le 15N............................................................................................................. 92

CHAPITRE IV. FONCTIONNEMENT DE LA ZONE HUMIDE DE DROUPT SAINT BASLE............. 93 1. ETUDE DU FONCTIONNEMENT HYDROLOGIQUE .............................................................................................. 94

1.1. Les ions chlorures .................................................................................................................................. 94 1.2. La température....................................................................................................................................... 96 1.3. L’atrazine ............................................................................................................................................... 97 1.4. La piézométrie........................................................................................................................................ 98 1.5. Etude pédologique et géophysique....................................................................................................... 101 1.6. Conclusion ........................................................................................................................................... 103

2. ETUDE DU FONCTIONNEMENT GEOCHIMIQUE ............................................................................................... 104 2.1. Les conditions de la dénitrification ...................................................................................................... 104

2.1.1. Les nitrates ...................................................................................................................................................... 104

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2.1.2. Oxygène dissous.............................................................................................................................................. 105 2.1.3. Carbone organique dissous (COD).................................................................................................................. 106 2.1.4. Température .................................................................................................................................................... 107

2.2. Mise en évidence de la dénitrification.................................................................................................. 107 2.2.1. La baisse des concentrations en nitrates .......................................................................................................... 107 2.2.2. Le potentiel redox ........................................................................................................................................... 110 2.2.3. L’analyse des compositions isotopiques.......................................................................................................... 111

2.3. Conclusions.......................................................................................................................................... 112 3. SCHEMA DE FONCTIONNEMENT ET DISCUSSION............................................................................................ 113

CHAPITRE V. RETENTION D’AZOTE DANS LE BASSIN DE LA SEINE ........................................... 115 1. BILANS DE NITRATES DANS LES ZONES HUMIDES RIVERAINES...................................................................... 115

1.1. Principe général................................................................................................................................... 115 1.2. Simplifications du problème................................................................................................................. 117 1.3. Estimation d’un taux de rétention ........................................................................................................ 120

2. DONNEES DISPONIBLES SUR LE BASSIN DE LA SEINE .................................................................................... 122 2.1. Données mesurées ou cartographiques................................................................................................ 122 2.2. Sorties du modèle STICS-MODCOU-NEWSAM.................................................................................. 125

2.2.1. Le modèle agronomique STICS ...................................................................................................................... 126 2.2.2. Le modèle hydrogéologique MODCOU ......................................................................................................... 127 2.2.3. Simulation de la contamination nitrique : couplage STICS-MODCOU-NEWSAM....................................... 129

3. COMPARAISON DES DIFFERENTES SOURCES DE DONNEES............................................................................. 132 3.1. Concentrations sous-racinaires ........................................................................................................... 132

3.1.1. Concentrations sous-racinaires estimées à partir de l’occupation du sol ......................................................... 132 3.1.2. Concentrations sous-racinaires du modèle STICS-MODCOU........................................................................ 133 3.1.3. Comparaison des deux sources de données ..................................................................................................... 134

3.2. Concentrations souterraines ................................................................................................................ 136 3.2.1. Concentrations souterraines estimées à partir des données RNDE.................................................................. 136 3.2.2. Concentrations souterraines du modèle STICS-MODCOU-NEWSAM ......................................................... 137 3.2.3. Comparaison des deux sources de données ..................................................................................................... 138

3.3. Débits sous-racinaires et souterrains................................................................................................... 139 3.3.1. Séparation du débit mesuré en rivière en écoulement de surface et écoulement souterrain............................. 139 3.3.2. Ecoulements en sortie de STICS-MODCOU-NEWSAM ............................................................................... 142 3.3.3. Comparaison des deux sources de données ..................................................................................................... 143

3.3.3.1. Comparaison visuelle............................................................................................................................... 143 3.3.3.2. Critères sélectionnés ................................................................................................................................ 143 3.3.3.3. Analyse statistique ................................................................................................................................... 144

3.4. Conclusion ........................................................................................................................................... 146 4. CALCUL DES TAUX DE RETENTION ............................................................................................................... 148

4.1. Choix des bassins versants................................................................................................................... 148 4.2. Taux de rétention calculés.................................................................................................................... 150

4.2.1. Taux de rétention RQBH ................................................................................................................................... 151 4.2.2. Taux de rétention RQMOD................................................................................................................................. 154 4.2.3. Taux de rétention RQ0...................................................................................................................................... 155

4.3. Comparaison des taux de rétention obtenus avec les différents types de bilans .................................. 156 4.3.1. Etude de l’influence du choix des périodes de calcul : étiage / année complète.............................................. 156 4.3.2. Etude de l’influence du régime hydrologique ................................................................................................. 157 4.3.3. Etude de l’influence du calcul des écoulements .............................................................................................. 158

4.4. Conclusion ........................................................................................................................................... 159 5. RESULTATS .................................................................................................................................................. 160

5.1. Etude de la variabilité saisonnière....................................................................................................... 160 5.2. Etude de la variabilité spatiale ............................................................................................................ 162 5.3. Croisement des taux de rétention avec différents facteurs de contrôle potentiels................................ 163

5.3.1. Les paramètres physico-chimiques.................................................................................................................. 163 5.3.2. L’occupation du sol......................................................................................................................................... 166 5.3.3. Paramètres géomorphologiques....................................................................................................................... 169

5.3.3.1. Influence de la surface de la plaine d’inondation et de la densité du réseau hydrographique .................. 169 5.3.3.2. Influence des différents types de la classification géomorphologique ..................................................... 170 5.3.3.3. Influence du gradient amont-aval............................................................................................................. 172 5.3.3.4. Conclusions.............................................................................................................................................. 173

5.3.4. Les indices topographiques ............................................................................................................................. 173 6. CONCLUSION................................................................................................................................................ 174

CONCLUSION GENERALE ET PERSPECTIVES..................................................................................... 179

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BIBLIOGRAPHIE............................................................................................................................................ 185

ANNEXE 1 : CALCUL DU DEBIT DU BEAUREGARD (25/03/2005)....................................................... 199

ANNEXE 2 : CALCUL DE LA BALANCE IONIQUE................................................................................. 201

ANNEXE 3 : PRINCIPE DE L'ACP ET REGLES D'INTERPRETATION .............................................. 209

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Liste des figures

Figure 1 : Localisation dans un bassin versant des différents types de zones humides définies par la convention

de Ramsar (Barnaud, 1998)............................................................................................................................. 4 Figure 2 : Classification hiérarchisée des « zones humides et habitats en eau profonde » (Cowardin, Carter,

Golet et LaRoe, 1979). .................................................................................................................................. 10 Figure 3 : (à gauche) Principales origines de l’eau conditionnant les types hydrologiques de zones humides ; (à

droite) Catégories hydrodynamiques basées sur les types dominants (d’après (Brinson, 1993) modifié par (Barnaud, 1998)). .......................................................................................................................................... 12

Figure 4 : Représentation schématique du cycle de l’azote.................................................................................. 14 Figure 5 : Evolution de la concentration relative des différents composés chimiques en fonction du temps

(Reddy et D'Angelo, 1994). .......................................................................................................................... 24 Figure 6 : Schéma conceptuel du cycle de l’azote dans une zone humide alluviale (d'après Pinay et Decamps,

1988). ............................................................................................................................................................ 27 Figure 7 : Evolution de la rétention d’azote par les plantes (Nu) et de la dénitrification (DNT) au cours de

l’année dans deux forêts ripariennes situées au bord de la Garonne (Pinay, Ruffinoni et Fabre, 1995). ...... 28 Figure 8 : Localisation temporelle des processus de rétention et d’élimination d’azote au cours de l’année en

climat tempéré............................................................................................................................................... 29 Figure 9 : Carte simplifiée des grandes régions lithologiques dans le bassin de la Seine (Albinet, 1967)........... 31 Figure 10 : Carte topographique du bassin de la Seine (altitudes extraites d’un MNT à 100 mètres fourni par

l’AESN). ....................................................................................................................................................... 32 Figure 11 : Positionnement des barrages réservoirs de l’Aube, de la Seine et de la Marne au niveau de l’auréole

d’argile (en jaune sur la carte)....................................................................................................................... 33 Figure 12 : Carte des zones d’importance communautaire pour les oiseaux (ZICO) fournie par l’Agence de

l’Eau Seine Normandie (AESN). .................................................................................................................. 34 Figure 13 : Carte des zones naturelles d’intérêt écologique, faunistique et floristique (ZNIEFF) fournie par

l’Agence de l’Eau Seine Normandie (AESN). .............................................................................................. 34 Figure 14 : Schématisation des différents niveaux de la classification géomorphologique (d’après Gaillard et al.,

2001). ............................................................................................................................................................ 40 Figure 15 : Les trois types de régimes hydrologiques ((PNRZH), 2005)............................................................. 41 Figure 16 : Indice de potentialité des corridors fluviaux vis à vis de la fonction de rétention et d’élimination des

nitrates........................................................................................................................................................... 43 Figure 17 : Localisation des zones humides extraites des cartes IGN et des sols hydromorphes des cartes

pédologiques dans la bassin de la Seine........................................................................................................ 50 Figure 18 : Zones humides extraites de cartes IGN dans la Bassée et contours des corridors alluviaux de la

classification géomorphologique................................................................................................................... 51 Figure 19 : Carte des indices topographiques dans le bassin de la Seine. ............................................................ 52 Figure 20 : (à gauche) Localisation du bassin versant de l’Ourcq dans le bassin de la Seine ; (à droite) Carte de

l’occupation du sol (extraite de la base de données Corine landcover)......................................................... 54 Figure 21 : Carte des indices topographiques obtenus avec un MNT de résolution 300 m (en haut à gauche),

avec un MNT de résolution 100 m (en haut à droite) et avec un MNT de résolution 25 m (en bas). ........... 56 Figure 22 : Courbes de fréquence cumulée obtenues pour les indices topographiques calculés à partir de MNT

de résolutions différentes. ............................................................................................................................. 57 Figure 23 : Comparaison entre les indices topographiques et les zones humides délimitées à partir des cartes

IGN (à gauche) au niveau des marais de Saint Gond et (à droite) sur la Superbe......................................... 60 Figure 24 : Comparaison des indices topographiques et du premier niveau de la classification géomorphologique

dans la plaine alluviale de la Marne. ............................................................................................................. 61 Figure 25 : Courbes de fréquence de l’indice topographique dans les quatre sous-systèmes du second niveau de

la classification géomorphologique............................................................................................................... 62 Figure 26 : Localisation du site expérimental de Droupt Saint Basle dans le bassin de la Seine. Les couleurs

renseignent sur les différents sous-bassins de la Seine. ................................................................................ 68 Figure 27 : Représentation schématique de la géologie et de l’occupation du sol au niveau du site d’étude. Les

rectangles de couleur correspondent aux profondeurs de prélèvements et de mesures investiguées au cours de l’étude. Elles sont mesurées depuis le haut des piézomètres (Partie 3.2.2 ). ............................................ 69

Figure 28 : Réseau hydrographique dans la zone de Droupt Saint Basle. Chaque couleur correspond, ici, à un cours d’eau différent. .................................................................................................................................... 70

x

Figure 29 : (à gauche) Schéma d’arrivée du canal de restitution et de séparation de la Seine à l’amont de Troyes (point numéro 2 sur la Figure 28) ; (à droite) Photo du déversoir d’alimentation de l’ancienne Seine........ 71

Figure 30 : (à gauche) Schéma du vannage de Champierre à Lavau (point numéro 3 sur la Figure 28) ; (à droite) Photo du vannage de Champierre (le Melda est à gauche)............................................................................ 71

Figure 31 : (à gauche) Schéma de la naissance du Beauregard (point numéro 5 sur la Figure 28) ; (à droite) Photo de la naissance du Beauregard. ........................................................................................................... 71

Figure 32 : Photo d’un piézomètre (exemple du piézomètre F1). ........................................................................ 73 Figure 33 : Photo d’un tube en acier galvanisé (exemple du tube T7)................................................................. 73 Figure 34 : Structure des piézomètres (d'après Teles, 1995). ............................................................................... 73 Figure 35 : Structure et positionnement des tubes en acier. ................................................................................. 73 Figure 36 : Carte topographique de la zone d’étude............................................................................................. 74 Figure 37 : Courbes topographiques extraites des cartes IGN, positionnement et altitude des tubes et piézomètres

sur le site d’étude. ......................................................................................................................................... 75 Figure 38 : (à gauche) Evolution du pH en fonction du volume de H2SO4 ajouté ; (à droite) fonction de Gran en

fonction du volume de H2SO4 ajouté. Ces résultats sont ceux du piézomètre F2 à 3 m de profondeur à la date du 15/02/2005........................................................................................................................................ 81

Figure 39 : Schéma de fonctionnement du Dionex DX 100................................................................................. 83 Figure 40 : Comparaison des concentrations en NO3

- obtenues par dosage sur colonne de cadmium et par chromatographie ionique (à droite) les dilutions sont effectuées en tête de colonne ; (à gauche) les dilutions sont effectuées préalablement au passage sur la colonne. La première bissectrice est figurée sur chacun des 2 graphiques. ................................................................................................................................................. 89

Figure 41 : Schéma d’extraction des pesticides par ajout de solvant. .................................................................. 91 Figure 42 : Schéma simplifié d’un chromatographe à phase gazeuse (www.123bio.net). ................................... 92 Figure 43 : Evolution des concentrations en ions chlorures dans les 4 piézomètres et dans la rivière au cours de

la période de suivi. ........................................................................................................................................ 94 Figure 44 : Concentrations en chlorure (en mg/l) dans les tubes et les piézomètres à la date du 04/07/2005...... 95 Figure 45 : Evolution de la température de l’eau dans les 4 piézomètres et dans la rivière au cours de la période

de mesure. ..................................................................................................................................................... 96 Figure 46 : Température de l’eau (en °C) dans les tubes et les piézomètres à 3 mètres de profondeur à la date du

04/07/2005. ................................................................................................................................................... 97 Figure 47 : Carte piézométrique établie à la date du 15/06/2005 à partir des cotes NGF en m............................ 99 Figure 48 : Evolution de la cote piézométrique en NGF dans les 4 piézomètres ainsi que de la rivière durant la

période de suivi. .......................................................................................................................................... 100 Figure 49 : Dispositif de mesure pôle dipôle. .................................................................................................... 102 Figure 50 : Schéma de réalisation d’un panneau électrique. En décalant les électrodes sans modifier la distance

qui les sépare (en rouge et en vert) la profondeur d’investigation ne change pas (principe du profil électrique). En modifiant l’écartement des électrodes et en restant toujours centré sur un point (en vert et en bleu), on prospecte à différentes profondeurs sur une verticale (principe du sondage électrique). Le panneau électrique correspond à la combinaison de ces deux méthodes................................................................... 102

Figure 51 : Profils pédologiques et coupe de résistivité électrique obtenue par méthode ERT entre les piézomètres F3 et F4. .................................................................................................................................. 103

Figure 52 : Evolution de la concentration en oxygène dissous dans les 4 piézomètres aux différentes profondeurs ainsi que dans la rivière durant la période de suivi. .................................................................................... 105

Figure 53 : Carte des concentrations en oxygène dissous (en mg/l) dans les tubes, le piézomètre F4 et la rivière à la date du 16/08/2005. ................................................................................................................................. 106

Figure 54 : Evolution de la teneur en COD dans les 4 piézomètres et dans la rivière........................................ 107 Figure 55 : Evolution des concentrations en nitrates dans les piézomètres F3 et F4 à 3m de profondeur, dans la

rivière ainsi que dans les tubes au cours de la période de suivi................................................................... 109 Figure 56 : Carte des concentrations en nitrates (en mg NO3

-/l) dans les tubes à la date du 16/08/2005........... 110 Figure 57 : Evolution du potentiel redox dans les 4 piézomètres aux différentes profondeurs au cours de la

période de suivi. .......................................................................................................................................... 111 Figure 58 : Schéma des flux de nitrates au niveau des zones humides riveraines.............................................. 117 Figure 59 : Schéma du principe des bilans de nitrates. ...................................................................................... 119 Figure 60 : Disponibilité des données sources cartographiques et mesurées sur la période 1990 à 2000. ......... 125 Figure 61 : Représentation des unités spatiales de STICS obtenues par croisement des données météorologiques,

pédologiques et agricoles. ........................................................................................................................... 127 Figure 62 : Segmentation du bassin de la Seine en 12 zones homogènes sur lesquelles sont réalisées les

simulations STICS. ..................................................................................................................................... 127 Figure 63 : Maillages des différents domaines discrétisés pour MODCOU et NEWSAM sur le bassin de la Seine.

.................................................................................................................................................................... 129

xi

Figure 64 : Représentation schématique du couplage entre STICS, MODCOU et NEWSAM. ........................ 130 Figure 65 : Résultats de l’estimation des concentrations de surface en mgNO3

-/l à partir de la base de données Corine Land Cover (1987-1994) dans le bassin versant topographique de la Seine. .................................. 133

Figure 66 : Concentrations sous-racinaires en nitrates simulées par le modèle STICS-MODCOU-NEWSAM en mgNO3

-/l pour l’année 1996. ...................................................................................................................... 134 Figure 67 : Carte des différences entre les concentrations de surface MODCOU (1996) et celles estimées à partir

de l’occupation du sol (1987-1994) en mgNO3-/l (CMODCOU-COCCUPATION DU SOL). ...................................... 135

Figure 68 : Concentrations de base en mgNO3-/l pour l’année 1997-1998 dans le bassin versant topographique

de la Seine. .................................................................................................................................................. 136 Figure 69 : Carte des concentrations souterraines en mgNO3

-/l sur le bassin de la Seine simulées par STICS-MODCOU-NEWSAM pour l’année 1996. ................................................................................................. 137

Figure 70 : Différence entre les concentrations souterraines calculées par le modèle MODCOU et celles mesurées (Base de données RNDE 1997-1998).......................................................................................... 138

Figure 71 : Exemples du calcul des débits à la station RNB à partir des débits aux stations de la banque HYDRO..................................................................................................................................................................... 140

Figure 72 : Carte du facteur relatif à la géologie extraite de la carte hydrogéologique du bassin de Paris (Albinet, 1967). .......................................................................................................................................................... 141

Figure 73 : Evolution du débit total, du débit de base et du débit superficiel en fonction du temps pour la station de Nod sur Seine. ........................................................................................................................................ 141

Figure 74 : Evolution des débits mesurés et calculés par MODCOU sur la période 1990 à 2000 à la station de Nod Sur Seine (située en tête de bassin du bassin de la Seine). .................................................................. 143

Figure 75 : Critères de Nash moyens calculés entre les débits mesurés aux stations HYDRO et les débits simulés à partir des sorties du modèle MODCOU/STICS sur le bassin versant de la Seine.................................... 145

Figure 76 : Biais relatifs moyens calculés entre les débits mesurés aux stations HYDRO et les débits simulés à partir des sorties du modèle MODCOU/STICS sur le bassin versant de la Seine....................................... 146

Figure 77 : Stations RNB et bassins versants associés présentant plus de 6 valeurs de teneurs en nitrates par an pour au moins 2 ans sur la période 1990 à 2000 et recevant moins de l’équivalent de 20 habitants par km² (172 stations)............................................................................................................................................... 149

Figure 78 : Histogramme de fréquence des bassins versants sélectionnés en fonction de l’aire en km². ........... 149 Figure 79 : Interpolation des concentrations mesurées en rivière pour l’année 1996 à la station de Nod sur Seine.

.................................................................................................................................................................... 153 Figure 80 : Comparaison pour la période interannuelle (INTER) des taux RQ0 et RQBH (à gauche) et des taux RQ0 et

RQMOD (à droite). La première bissectrice est représentée en rouge. ........................................................... 157 Figure 81 : Comparaison des taux de rétention de 1996 et 2000 pour RQBH (en haut à gauche), et RQMOD (en haut

à droite) et RQ0 (en bas). Sur les trois graphiques, la première bissectrice est représentée en rouge........... 158 Figure 82 : Comparaison des taux de rétention calculés à partir de la séparation des débits en rivière (RQBH) et

des taux de rétention calculés à partir des écoulements simulés par MODCOU (RQMOD). ......................... 159 Figure 83 : Evolution des taux de rétention décadaire calculés selon le principe de RQBH pour l’année civile 1996

et pour l’année 2000 à la station de Nod sur Seine. .................................................................................... 160 Figure 84 : Evolution des taux de rétention décadaire calculés selon le principe de RQMOD pour l’année civile

1996 et pour l’année 2000 à la station de Nod sur Seine. ........................................................................... 161 Figure 85 : Cartes de la répartition des taux de rétention sur le bassin topographique de la Seine (en haut à

gauche) RQBH, INTER (en haut à droite) RQMOD, INTER et (en bas) RQ0, INTER. ................................................... 162 Figure 86 : (à gauche) Valeurs propres et pourcentages de variance obtenus lors de l’ACP effectuée entre RQ0,

INTER et les paramètres physico-chimiques (à droite) Représentation graphique des variables dans les plans factoriels F1 et F2. ...................................................................................................................................... 164

Figure 87 : Taux de rétention RQ0, INTER en fonction de la température moyenne de l’eau en période estivale. . 165 Figure 88 : Taux de rétention (RQ0, INTER) en fonction de la teneur en oxygène dissous moyenne de l’eau de la

rivière en période d’étiage........................................................................................................................... 166 Figure 89 : (à gauche) Valeurs propres et pourcentages de variance obtenus lors de l’ACP effectuée entre RQ0,

INTER et les 7 types de milieux définis dans la base de données sur les zones à composante humide (à droite) Représentation graphique des variables dans les plans factoriels F1 et F2. ................................................ 167

Figure 90 : Pourcentage de surface en eau du bassin versant en fonction du taux de rétention RQ0,INTER. ......... 168 Figure 91 : (à gauche) Valeurs propres et pourcentages de variance obtenus lors de l’ACP effectuée entre RQ0,

INTER , la densité du réseau hydrographique et le pourcentage du bassin couvert par les corridors (à droite) Représentation graphique des variables dans les plans factoriels F1 et F2. ................................................ 169

Figure 92 : Densité du réseau hydrographique sur le bassin versant en fonction du taux de rétention. ............. 170 Figure 93 : (à gauche) Valeurs propres et pourcentages de variance obtenus lors de l’ACP effectuée entre RQ0,

INTER et les 4 sous-systèmes de la classification géomorphologique (à droite) Représentation graphique des variables dans les plans factoriels F1 et F2. ................................................................................................ 171

xii

Figure 94 : Pourcentage des différents types du niveau 2 de la classification géomorphologique en fonction des ordres de Strahler. ....................................................................................................................................... 172

Figure 95 : (à gauche) Valeurs propres et pourcentages de variance obtenus lors de l’ACP effectuée entre RQ0,

INTER et l’ensemble des facteurs identifiés comme influençant la rétention des nitrates pour ce facteur (à droite) Représentation graphique des variables dans les plans factoriels F1 et F2...................................... 175

Figure 96 : (à gauche) coupe transversale de la rivière et positionnement des profils verticaux de vitesse ; (à droite) profil vertical de vitesse................................................................................................................... 199

Figure 97 : Intégration des vitesses sur la largeur du cours d’eau...................................................................... 199

xiii

Liste des tableaux Tableau 1 : Fonctions des zones humides dénombrées par Adamus et Stockwell (1983) et regroupement en

ensemble de fonctions (d'après Fustec et Frochot, 1996)................................................................................ 5 Tableau 2 : Fonctions réalisées pour différents types de zones humides (d'après Dugan, 1990). ο Absente ou

exceptionnelle • présente ♦ fréquente et importante 6 Tableau 3 : Principales formes de l’azote inorganique intervenant dans le cycle de l’azote. ............................... 13 Tableau 4 : Liste de quelques micro-organismes capables de réaliser une dénitrification totale ou partielle ainsi

que leurs habitats (modifié d'après Paynes, 1985). Les micro-organismes dénitrifiants des animaux ou des humains n’ont pas été mentionnés dans ce tableau. ...................................................................................... 19

Tableau 5 : Séquence des réactions (Reddy et D'Angelo, 1994 ; Sigg, et al., 2001)............................................ 24 Tableau 6 : Taux de dénitrification mesurés dans différents milieux (modifié d'après Fustec et Thibert, 1996). 30 Tableau 7 : Indicateurs retenus pour la fonction rétention des nitrates. ............................................................... 42 Tableau 8 : Récapitulatif des études utilisant l’indice topographique comme un indicateur de zones humides.

Seules les études ayant établi une comparaison avec des données de validation sont présentées dans ce tableau. .......................................................................................................................................................... 47

Tableau 9 : Récapitulatif des différents indices de saturation développés. .......................................................... 48 Tableau 10 : Caractéristiques des différents indices topographiques sur le bassin de la Seine. ........................... 53 Tableau 11 : Résumé des caractéristiques des différents MNT créés sur la zone d’étude.................................... 55 Tableau 12 : Valeurs minimum, maximum et moyenne de l’indice topographique pour les différentes résolutions

de MNT......................................................................................................................................................... 57 Tableau 13 : Récapitulatif des différents types de sols inondés pour les cartes pédologiques de Tonnerre (CT) et

de Saint Dizier (CSD). Les sols sont classés en ordre décroissant d’intensité d’humidité. Dans la colonne groupes de sols, SH correspond aux « sols hydromorphes », SA aux « sols alluviaux », SC aux « sols colluviaux » et SO aux « autres sols ». ......................................................................................................... 58

Tableau 14 : Pourcentage des zones humides extraites des cartes IGN (sur l’ensemble du bassin de la Seine) et des sols inondés des deux cartes pédologiques présents à l’intérieur des sous-systèmes du second niveau de la classification géomorphologique............................................................................................................... 61

Tableau 15 : Nombre de pixels, moyenne et écart type de l’indice topographique dans chacun des sous-systèmes du second niveau de la classification géomorphologique dans l’ensemble de la Seine. Les moyennes de l’indice topographique sont statistiquement différentes dans chacun des sous-systèmes selon le test de Student (avec un niveau de signification de 0.01)......................................................................................... 62

Tableau 16 : Typologie adoptée pour la cartographie des zones à composante humide de l’AESN.................... 64 Tableau 17 : Profondeurs des prélèvements dans les piézomètres et cotes NGF correspondantes....................... 77 Tableau 18 : Mode de conditionnement et de stockage des prélèvements d’eau en fonction du type d’analyses

effectuées. ..................................................................................................................................................... 79 Tableau 19 : Résultats du passage d’étalons en tant qu’échantillons pour les anions avec une gamme étalon

allant de 2 à 50 mg/l. ..................................................................................................................................... 85 Tableau 20 : Résultats du passage d’étalons en tant qu’échantillons pour les cations avec une gamme étalon

allant de 0.5 à 14 mg/l. .................................................................................................................................. 85 Tableau 21 : Concentrations obtenues lors du passage des étalons en échantillons. ............................................ 88 Tableau 22 : Concentration en atrazine (en ng/l) dans les 4 piézomètres et dans la rivière à la date du 24/03/2005.

...................................................................................................................................................................... 98 Tableau 23 : Concentrations moyennes en nitrates (en mg/l) dans le piézomètre F1 et dans la rivière, sur l’année,

durant la période estivale (mai à novembre) et hivernale (décembre à avril).............................................. 104 Tableau 24 : Concentrations en nitrates, durant la période de suivi de la rivière, dans les 4 piézomètres et dans la

rivière au cours de l’année, durant la période estivale (11/10 au 07/12 puis 11/05 au 16/08) et durant la période hivernale (14/12 au 26/04). ............................................................................................................ 108

Tableau 25 : Composition isotopique en 15N en rivière, F3 et F4 à deux dates (en hiver et en automne). ......... 111 Tableau 26 : Résumé des différents flux intervenant dans les bilans de nitrates................................................ 119 Tableau 27 : Résumé des différentes données sources utilisées en entrée des bilans......................................... 122 Tableau 28 : Les différents types des 3 niveaux hiérarchiques de la base de données CORINE Land Cover. .. 124 Tableau 29 : Caractéristiques des différentes données sources mesurées ou cartographiques. .......................... 125 Tableau 30 : Résumé des différentes données sources utilisées en entrée des bilans......................................... 125 Tableau 31 : Concentrations sous-racinaires retenues en fonction du type d’occupation du sol........................ 132 Tableau 32 : Comparaison des concentrations sous-racinaires fournies par MODCOU et estimées à partir de

l’occupation du sol dans le bassin versant topographique de la Seine. ....................................................... 135

xiv

Tableau 33 : Comparaison des concentrations sous-racinaires fournies par MODCOU (1996) et estimées à partir de l’occupation du sol (1987-1994) dans la partie affleurante des 3 aquifères et dans la partie est (pour le bassin versant topographique de la Seine). ................................................................................................. 136

Tableau 34 : Comparaison des concentrations souterraines fournies par MODCOU (1996) et interpolées à partir des mesures RNDE (1997-1998) dans le bassin versant topographique de la Seine................................... 139

Tableau 35 : Comparaison des concentrations souterraines fournies par MODCOU (1996) et interpolées à partir des mesures RNDE (1997-1998) dans la partie affleurante des 3 aquifères et dans la partie est (pour le bassin versant topographique de la Seine). ................................................................................................. 139

Tableau 36 : Facteur f attribué en fonction du type de formation géologique.................................................... 140 Tableau 37 : Valeurs minimums, maximums, moyennes et écart type des différents critères calculés pour

caractériser les différences entre les débits simulés et les débits observés au niveau des stations de la banque HYDRO. ..................................................................................................................................................... 145

Tableau 38 : Données retenues pour les calculs de taux de rétention................................................................. 150 Tableau 39 : Caractéristiques des différents taux de rétention calculés sur le bassin de la Seine. ..................... 150 Tableau 40 : Débits en rivière, souterrain et sous-racinaire moyens calculé pour les pas de temps interannuel,

année humide et année sèche à la station de Nod sur Seine. ....................................................................... 152 Tableau 41 : Concentrations souterraine et sous-racinaire calculées pour la station de Nod sur Seine.............. 152 Tableau 42 : Taux de rétention QBH pour les 3 pas de temps sélectionnés (INTER, SEC, HUM) à la station de Nod sur

Seine............................................................................................................................................................ 153 Tableau 43 : Taux de rétention QMOD pour les 3 pas de temps sélectionnés (RINTER, RSEC, RHUM) à la station de

Nod sur Seine. ............................................................................................................................................. 154 Tableau 44 : Taux de rétention Q0 pour les 3 pas de temps sélectionnés (INTER, SEC, HUM) à la station de Nod sur

Seine............................................................................................................................................................ 155 Tableau 45 : Valeurs statistiques calculées pour les 3 types de taux de rétention (RQBH, RQMOD et RQ0) pour les 3

périodes (INTER, SEC et HUM). ......................................................................................................................... 156 Tableau 46 : Moyenne des taux de rétention sur l’année sur la période estivale et sur la période hivernale pour la

station de Nod sur Seine obtenus avec les calculs de taux de rétention (RQMOD et RQBH) réalisés au pas de temps décadaire........................................................................................................................................... 161

Tableau 47 : Pourcentages des différents types d’occupation du sol dans l’ensemble des bassins versants étudiés..................................................................................................................................................................... 168

Tableau 48 : Construction d'un indice fonctionnel par régression linéaire......................................................... 176

1

Introduction générale

Les concentrations en nitrates des eaux de surface et des eaux souterraines sont en constante

augmentation depuis les années 50 (Billen et al., 1998 ; Mariotti, 1994). Cette augmentation est liée à

la fois à des apports ponctuels (rejets industriels, rejets urbains ou effluents d’élevage) et à des apports

diffus dont la source dominante est l’activité agricole. Ces apports diffus sont difficiles à maîtriser et à

réduire malgré la mise en place de programmes d’aide aux agriculteurs pour mieux gérer les engrais

tels que « Ferti-Mieux ». Les résultats de ces mesures agro-environnementales sont loin d’être

immédiats. Les sols, la zone non saturée et les aquifères se sont progressivement chargés en nitrates au

cours du temps. L’inertie de ces systèmes étant importante, il faudrait plusieurs décennies pour un

retour à l’état initial même en l’absence de nouveaux apports.

Les fortes teneurs en nitrates ont des conséquences multiples. Dans l’environnement, elles

favorisent le phénomène d’eutrophisation des eaux de surface lorsqu’elles sont associées à des teneurs

élevées en phosphates. Chez les nourrissons, l’ingestion de nitrates en trop grande quantité provoque

la méthémoglobinémie qui cause une réduction de la capacité de l’hémoglobine du sang à transporter

l’oxygène et entraîne une anémie. Chez l’adulte, l’ingestion de nitrates en grande quantité pourrait

provoquer des cancers notamment de l’estomac, mais cette conséquence n’a pas été encore démontrée

avec certitude. En France, la norme pour l’eau potable a été fixée à 50 mg/l, ce qui permet de réduire

les risques de maladies liés à l’ingestion de trop grandes quantités de nitrates. Suite à l’augmentation

de la contamination des aquifères en nitrates, de nombreux forages d’alimentation en eau potable ont

du être abandonnés ces dernières années. Les processus de traitement de l’eau étant assez coûteux il

est parfois plus rentable de chercher une nouvelle zone de pompage que d’éliminer les nitrates de l’eau.

Cette augmentation des teneurs en nitrates des eaux de surface et des eaux souterraines a

provoqué un regain d’intérêt pour les zones humides qui sont des environnements potentiellement

capables de favoriser une rétention des nutriments, et notamment des nitrates, des eaux qui les

traversent. Deux phénomènes sont à l’origine de cette épuration naturelle dans les zones humides : la

dénitrification qui y est favorisée par des conditions hydrologiques et géomorphologiques particulières

et la rétention d’azote par la végétation. Les milieux les plus intéressants en terme de rétention des

nitrates sont probablement les zones humides riveraines. En effet, ces zones bordant les cours d’eau

sont des milieux de transition entre les zones agricoles où les engrais sont utilisés et les cours d’eau.

De nombreuses études ont été réalisées sur ces zones humides riveraines ainsi que sur les

processus de rétention des nitrates qui y ont lieu, mais de nombreux points restent encore à éclaircir.

Le chapitre 1 présente l’état des connaissances actuelles sur le sujet. Dans le cadre de cette thèse, nous

Introduction générale

2

avons tenté de contribuer à une meilleure compréhension des facteurs contrôlant la rétention d’azote à

différentes échelles d’analyse (de l’échelle locale à l’échelle d’un bassin versant régional comme le

bassin de la Seine). Cette thèse s’inscrit dans la continuité des différents travaux effectués dans le

bassin de la Seine sur la dénitrification dans les zones humides.

Au moment du démarrage de cette thèse, aucun inventaire des zones humides n’était

disponible à l’échelle du bassin de la Seine. Afin de réussir à quantifier la rétention d’azote, il nous a

paru important dans un premier temps de délimiter et de localiser ces zones sur le bassin afin de mieux

estimer leur superficie. Pour travailler sur l’ensemble du bassin de la Seine, qui représente une surface

considérable, nous avons dû nous tourner vers des méthodes de localisation rapides et peu coûteuses.

Le chapitre 2 est ainsi consacré à la localisation des zones humides dans le bassin de la Seine à partir

de méthodes géomorphologiques.

Lors de l’étude bibliographique synthétisée dans le chapitre 1 sur les travaux effectués

notamment dans le cadre du PIREN-Seine, nous avons constaté que si le fonctionnement des zones

humides dans de petits bassins versants, en tête de bassin, était à présent mieux connu, il restait, au

niveau des zones humides des plaines alluviales des incompréhensions inhérentes à la taille de l’objet

d’étude et aux forçages liés à la gestion des niveaux de la rivière. Nous avons donc entrepris un suivi

hydrologique et géochimique, à l’échelle locale, d’une zone humide riveraine située à une

cinquantaine de kilomètres de la ville de Troyes et dont le cours d’eau est soutenu tout au long de

l’année par les barrages réservoirs (chapitre 3). L’objectif de cette étude est de mieux comprendre le

fonctionnement géochimique d’une zone humide de plaine alluviale et de déterminer les facteurs

permettant la mise en place des conditions favorables à la dénitrification (chapitre 4).

Enfin, nous avons cherché à généraliser l’approche menée à l’échelle locale à l’échelle la

plus fine possible dans un grand bassin versant régional, le bassin de la Seine. Notre objectif est de

caractériser la rétention de nitrates dans les zones humides riveraines avec la résolution la plus élevée

possible pour ensuite essayer d’identifier les facteurs de contrôle par une étude statistique. Pour

répondre à cet objectif, nous avons procédé au calcul de bilan d’azote en zone humide riveraine. Les

teneurs en nitrates mesurées en rivière ont été comparées à des estimations de flux de nitrates arrivant

aux zones riveraines depuis le bassin versant. Le rapport entre les teneurs mesurées et estimées nous a

permis de caractériser un taux de rétention dans les zones humides riveraines. Les taux de rétention

obtenus ont ensuite été croisés avec différents paramètres susceptibles d’exercer un contrôle sur la

rétention d’azote : propriétés géormorphologiques, occupation du sol, caractéristiques physico-

chimiques de l’eau… Les résultats obtenus lors de cette analyse sont présentés dans le chapitre 5.

3

Chapitre I. Cadre scientifique de l’étude

1. Les zones humides

1.1. Définition

Le terme de « zone humide » regroupe une grande variété de milieux parfois très différents les

uns des autres tels que les marais, les marécages, les fondrières, les fagnes, les pannes, les roselières,

les tourbières, les prairies humides, les marais agricoles, les landes et bois marécageux, les forêts

alluviales et ripisylves marécageuses, les mares, y compris les temporaires, les étangs, les bras morts,

les grèves à émersion saisonnière, les vasières, les lagunes, les prés salés, les marais salicoles, les

sansouires, les rizières, les mangroves …(Barnaud, 1991). Ces zones présentent néanmoins des

caractéristiques communes. La plupart des spécialistes s’accordent sur l’existence de trois principaux

critères d’identification : la présence d’eau douce ou salée, de types de sol particulier dits

« hydromorphes », et d’une végétation apte à se développer dans des sols engorgés ou submergés

durant une période plus ou moins longue (Barnaud, 2000).

De nombreuses définitions ont été élaborées afin d’essayer de cerner ces milieux particuliers.

Dugan (1993) estime a plus de 50 le nombre de définitions générales élaborées dans le monde. En

France, la législation comporte deux définitions des zones humides. La première a une portée

internationale et a été proposée lors de la convention de Ramsar en 1971, elle régit la conservation de

ces milieux pour leur valeur biologique (Barnaud, 1998) et tout particulièrement comme zone

d’habitat pour les oiseaux :

Art 1 : «Les zones humides sont des étendues de marais, de fagnes, de tourbières ou d’eaux

naturelles ou artificielles, permanentes ou temporaires, où l’eau est stagnante ou courante, douce

saumâtre ou salée, y compris des étendues d’eau marine dont la profondeur à marée basse n’excède

pas six mètres».

Il y est précisé dans l’article 2 que ces zones :

«pourront inclure des zones de rives ou de côtes adjacentes à la zone humide et des îles ou des

étendues d’eau marine d’une profondeur supérieure à six mètres à marée basse, entourées par la zone

humide, particulièrement lorsque ces zones, îles ou étendues d’eau ont de l’importance en tant

qu’habitat des oiseaux d’eau ».

Chapitre I : Cadre scientifique de l’étude

4

La Figure 1 présente les différents types retenus par la convention de Ramsar pour qualifier les

zones humides ainsi que leur localisation dans le paysage.

Figure 1 : Localisation dans un bassin versant des différents types de zones humides définies par la

convention de Ramsar (Barnaud, 1998).

5

Cette première définition a été complétée par une loi nationale, la loi sur l’eau du 3 janvier 1992,

visant la protection, la mise en valeur et le développement de la ressource en eau (Barnaud, 1998) :

« on entend par zone humide les terrains, exploités ou non, habituellement inondés ou gorgés d’eau

douce, salée ou saumâtre, de façon permanente ou temporaire ; la végétation quand elle existe, y est

dominée par des plantes hygrophiles pendant au moins une partie de l’année ». Les limites de ces

zones sont difficiles à définir, celles-ci étant intégrées dans un continuum allant de conditions

purement aquatiques à terrestres ; ces limites donc sont susceptibles de varier dans l’espace et dans le

temps. Les difficultés de caractérisation et de délimitation de ces environnements sont à l’origine du

nombre important de classifications élaborées ces dernières années et de l’absence d’inventaire des

zones humides à l’échelle mondiale et nationale (cf partie 1.3).

Lors de notre étude nous nous sommes, tout particulièrement intéressés aux zones humides

riveraines qui bordent les cours d’eau. Or ces milieux peuvent correspondre à plusieurs types de zones

humides définies dans la classification de Ramsar. On peut, en effet, considérer que les « zones

humides alluviales » ne sont pas les seuls types à prendre en compte et que les lacs, les étangs, les

marais, les tourbières ainsi que les forêts marécageuses, à partir du moment où elles sont proches du

cours d’eau, peuvent appartenir aux zones humides riveraines.

1.2. Fonctions des zones humides

Selon Mitsch et Gosselink (1993b), les zones humides ne couvrent que 6 % des terres émergées.

Leur importance n’est donc pas liée à leur superficie mais à leur position d’interface entre les

environnements terrestres et aquatiques rendant les processus qui se manifestent, dans ces écotones,

importants vis à vis de la ressource en eau et de la biodiversité. Les zones humides sont en effet

capables d’assurer un certain nombre de fonctions, dont le recensement a été entrepris au début des

années quatre-vingt par Adamus et Stockwell (1983). Ces auteurs dénombrent, lors de leur étude, onze

fonctions (Tableau 1).

Tableau 1 : Fonctions des zones humides dénombrées par Adamus et Stockwell (1983) et regroupement en ensemble de fonctions (d'après Fustec et Frochot, 1996).

Fonctions dénombrées au sein des zones humides Ensemble de fonctions recharge des eaux souterraines décharge des eaux souterraines stockage des crues et désynchronisation stabilisation des rivages et dissipation des forces érosives

Fonctions hydrologiques

rétention des sédiments rétention et élimination des nutriments Fonctions biogéochimiques

soutien de chaînes trophiques habitat pour les poissons habitat pour la zone sauvage

Fonctions biologiques

récréation active récréation passive et valeur patrimoniale Fonctions récréatives


6

Cette liste a, par la suite, été complétée pour faire apparaître des fonctions d’élimination des

toxiques, de stabilisation des microclimats et de la biosphère (Ferren et al., 1995 ; Turner, 1992). Ces

différentes fonctions sont souvent regroupées en quatre grandes catégories : fonctions hydrologiques,

fonctions biogéochimiques, fonctions biologiques et fonctions récréatives (Fustec et Frochot, 1996).

Toutes les zones humides n’assurent pas l’ensemble des fonctions. Les zones humides alluviales

peuvent, par exemple, se révéler efficaces vis à vis du stockage des crues, fonction qui n’est pas

assurée par des zones humides côtières. Dugan (1990) a réalisé un inventaire des différentes fonctions

associées à chacun des grands types de zones humides (Tableau 2). Dans la suite de ce paragraphe

nous allons passer en revue certaines fonctions des zones humides afin de mieux cerner leur

fonctionnement tant d’un point de vue hydrologique que biogéochimique.

Tableau 2 : Fonctions réalisées pour différents types de zones humides (d'après Dugan, 1990). ο Absente ou exceptionnelle • présente ♦ fréquente et importante

Fonctions

Est

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Man

grov

es

Côt

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ouve

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Plai

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Lac

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ts

mar

écag

euse

s

Alimentation des eaux souterraines ο ο ο ♦ ♦ ♦ • • Emergence des eaux souterraines • • • • ♦ • • ♦

Prévention des inondations • ♦ ο ♦ ♦ ♦ • ♦ Stabilisation du littoral / lutte contre

l’érosion • ♦ • • ♦ ο ο ο

Rétention de sédiments / produits toxiques • ♦ • ♦ ♦ ♦ ♦ ♦

Rétention d’élements nutritifs • ♦ • ♦ ♦ • ♦ ♦ Stabilisation de microclimats ο • ο • • • ο •

Voie de communication • • ο • ο • ο ο Activités récréatives / touristiques • • ♦ • • • • •

1.2.1. Préservation de la diversité biologique

La disparition de certaines espèces biologiques (notamment des oiseaux d’eau) devant la

réduction des surfaces occupées par les zones humides a été à l’origine de la prise de conscience des

fonctions remplies par ces milieux. Les zones humides sont en effet des milieux qui peuvent offrir des

conditions d’accueil très diverses aussi bien en terme de fonctionnement hydrologique que de

conditions physico-chimiques (pH, salinité…) des eaux qui y séjournent. De ce fait, les espèces

végétales qui s’y développent sont extrêmement variées offrant des habitats très diversifiés à la faune.

Les zones humides sont donc parmi les milieux possédant la plus grande diversité biologique aussi

bien faunistique que floristique (Lefeuvre, 2000).

7

En réalité, seul un nombre restreint d’espèces animales effectue la totalité de leur cycle

biologique dans les zones humides. La plupart des animaux ne fréquente ces milieux que

temporairement soit pendant leur phase de migration soit lors d’une phase clef de leur cycle

biologique (la reproduction).

Les oiseaux migrateurs, par exemple, utilisent ces zones comme lieu de repos et de nutrition lors

de leur migration pour rejoindre leur site d’hivernage. Les zones humides se révèlent aussi être des

habitats de reproduction privilégiés pour les oiseaux d’eau (Frochot et Roché, 2000). Deux facteurs, en

particulier, ont une grande importance pour assurer de bonnes conditions de reproduction aux oiseaux :

la structure de la végétation et la superficie de la zone humide. En effet, certaines espèces ne se

reproduisent que dans un nombre limité de formations végétales et sont parfois exigeantes en terme

d’espace. Le morcellement des zones humides et l’absence de diversité du couvert végétal peuvent

être à l’origine d’une baisse de la diversité des populations d’oiseaux.

Les zones humides sont également des zones de reproduction très importantes pour de

nombreuses espèces de poissons. Ce sont en général les annexes hydrauliques qui servent de lieu de

reproduction pour les poissons mais certaines espèces, telles que le brochet, ont des exigences plus

spécifiques et viennent déposer leurs œufs dans les plaines alluviales lors des inondations printanières.

Les zones humides alluviales inondées sont également le lieu de reproduction de nombreux

amphibiens.

Les zones humides se révèlent donc des environnements importants en terme d’habitat

permettant le développement de nombreuses espèces animales et végétales. Le morcellement des

zones humides, la baisse de la diversité de la végétation (peupliers) ainsi que la modification du

fonctionnement hydrologique (périodes d’ennoiement plus courtes et moins fréquentes) peuvent être à

l’origine d’une forte baisse de la diversité biologique de ces milieux.

1.2.2. Régulation du régime des eaux

Les zones humides riveraines de part leur positionnement à l’interface entre les cours d’eau et le

milieu terrestre ont la capacité de réguler le régime hydrologique. Elles sont en effet capable pour

certaines d’entre elles de réduire les pics de crue en aval en stockant l’eau en période de crue et en

période d’étiage de soutenir le débit aval en restituant progressivement l’eau stockée en période de

hautes eaux (Mitsch et Gosselink, 1993b). Cette fonction de stockage peut permettre d’atténuer

jusqu’à 60 à 65 % des pics de crue pour une surface de zones humides de 5 à 10 % du bassin versant

(Fustec et Frochot, 1996).


8

Ces propriétés dépendent de différentes caractéristiques des zones humides telles que la

perméabilité du substrat, la géologie, la position de la zone dans le système hydrographique,

l’occupation des sols ou encore le niveau d’anthropisation de la zone. Tajjar (1993) a constaté lors

d’une lâchure expérimentale d’eau depuis les barrages réservoirs de la Seine que l’aménagement

hydraulique des cours d’eau et leur artificialisation tendaient à réduire les échanges nappe-rivière.

Lors d’une étude sur le fonctionnement hydrologique d’une zone humide alluviale au niveau de

la Seine moyenne (dans la zone de la Bassée), la fonction de stockage d’eau dans la zone humide

durant les périodes de hautes eaux a pu être mise en évidence même durant 2 années sèches (Weng,

2000). Lorsque les débits amont augmentent, une infiltration des rivières vers la zone humide a lieu

faisant intervenir des volumes non négligeables compris entre 11 et 21 % du volume d’eau transitant

dans la rivière.

1.2.3. Fonctions biogéochimiques

Les zones humides peuvent également contribuer à l’amélioration de la qualité des eaux qui les

traversent. Plusieurs types de pollution sont concernés : la rétention des matières en suspension (MES),

la rétention et l’élimination des nutriments (phosphore et azote) ainsi que la rétention des micro-

polluants. Nous n’aborderons pas ici la fonction de rétention de l’azote qui sera traitée plus tard en

détail (cf partie 2.6).

1.2.3.1. Rétention des matières en suspension (MES)

Les matières en suspension peuvent être piégées lors de leur passage, dans la zone humide, par

sédimentation. Cette fonction concerne principalement les apports par les eaux de débordement des

cours d’eau et par les eaux de ruissellement. Cette sédimentation des MES est due à la fois à la

présence de végétation qui augmente la rugosité abaissant ainsi les vitesses d’écoulement et à la

morphologie des zones humides qui provoque une dissipation d’énergie (rupture de pente et grande

surface d’expansion des eaux). Les capacités de rétention des MES varient donc considérablement

d’une zone humide à l’autre en fonction de la morphologie et du couvert végétal. Peterjohn et Correll

(1984) estiment que les zones humides riveraines de faible superficie, situées en tête de bassin versant,

peuvent réduire jusqu’à 80 à 94 % de la charge en MES dans des bassins versants dont la surface est

seulement couverte de 20 à 40 % par des zones humides. La mise en place de bandes enherbées le long

des cours d’eau peut diminuer l’érosion et permettre une bonne rétention des MES provenant des

inondations ou des eaux de ruissellement.

9

1.2.3.2. Rétention du phosphore

Les zones humides peuvent à la fois agir comme puits en piégeant le phosphore dissous et

particulaire (Cooper et Gilliam, 1987 ; Dorioz et al., 1989) ou comme source en le relarguant (Mitsch

et Gosselink, 1993a). Les zones humides alluviales sont pour la plupart considérées comme des pièges

à phosphore et sont capables de retenir jusqu’à 60 à 95 % des apports de phosphore par les eaux de

surface (Peterjohn et Correll, 1984). Ces zones peuvent néanmoins relarguer du phosphore en période

de crue (Tremolières et al., 1991). Les taux de rétention sont très variables d’une zone humide à l’autre

mais également au sein d’une même zone humide en fonction de la période de l’année.

1.3. Typologies et classifications des zones humides

Parmi les typologies et les classifications élaborées sur les zones humides, on peut distinguer

des classifications classiques fondées sur des éléments descriptifs et des typologies intégrant les

fonctions et les valeurs des zones humides.

1.3.1. Les classifications classiques

De nombreuses classifications concernant les zones humides ont été établies depuis les années

70. Parmi les démarches les plus abouties, on peut citer pour l’Europe le programme Corine (Corine

Biotope et Corine Landcover) et pour la France le volet « espaces humides » de la classification des

espaces naturels (Servan, 1980) ainsi que la typologie des zones humides utilisée pour l’inventaire des

ZNIEFF (Zones Naturelles d’Intérêt Ecologique, Faunistique et Floristique) (1988).

La classification la plus sophistiquée est celle proposée par Cowardin et al. (1979) établie dans

le cadre d’un inventaire fédéral aux Etats Unis (Figure 2). Cette classification présente une structure

hiérarchisée selon 5 niveaux (systèmes, sous-systèmes, classes, sous-classes et types dominants) :

- les systèmes correspondent à des milieux ayant des caractéristiques hydrologiques,

géomorphologiques, chimiques et biologiques communes.

- les sous-systèmes sont définis en fonction de la profondeur et de la permanence de l’eau (pour

le système fluvial en fonction de l’influence de la marée et de la position dans le bassin versant).

- les classes sont déterminées en fonction de l’apparence générale de l’habitat en termes de

végétation dominante, de physiographie et de composition du substrat.

- les sous-classes sont définies en fonction de différences plus fines entre les formes de vie

prédominantes, animales ou végétales, et la composition du substrat.

- les types dominants découlent de l’observation des espèces végétales et animales dominantes.


10

Figure 2 : Classification hiérarchisée des « zones humides et habitats en eau profonde » (Cowardin et al.,1979).

11

La classification de la convention de Ramsar, adoptée en 1990, est largement inspirée de la

classification de Cowardin et al. (1979). Elle comprend 35 types codés de A à Z pour les zones

humides naturelles (continentales ou côtières) et de 1 à 8 pour les zones humides artificielles, qui sont

illustrées sur la Figure 1.

Toutes ces classifications plus ou moins complexes et hiérarchisées utilisent principalement 3

critères. Le critère principal est le régime des eaux (rythme des submersions, durée de la présence de

l’eau douce ou salée) ; viennent ensuite la végétation et la localisation géographique (Barnaud, 1998).

D’autres critères viennent compléter la liste des paramètres ayant une influence sur les types de zones

humides tels que le type de substrat, la salinité et la chimie de l’eau…

1.3.2. Les typologies intégrant le fonctionnement des zones humides

Les classifications élaborées jusqu’ici se contentaient de déterminer des critères permettant de

décrire des types de zones humides et de les hiérarchiser les unes par rapport aux autres. Brinson

(1993) propose une nouvelle démarche fondée sur l’évaluation du fonctionnement des zones humides.

Les facteurs pris en compte dans cette classification sont abiotiques, d’ordre géomorphologique et

hydrologique. Pour Brinson (1993), ce sont ces facteurs qui sont à l’origine des différents aspects

fonctionnels des zones humides. L’identification des caractéristiques hydrogéomorphologiques se fait

à partir de trois propriétés de base qui sont fortement dépendantes les unes des autres :

- l’emplacement géomorphologique qui permet de distinguer quatre grandes catégories :

o les zones humides de dépressions ou influencées par les eaux de surface

o les zones humides riveraines

o les zones humides côtières

o les grandes tourbières

- L’origine de l’eau pour laquelle sont distinguées (Figure 3) :

o les précipitations (cas A)

o les eaux de surface (cas C)

o les eaux souterraines (cas B)

- l’hydrodynamique qui fait la distinction entre les différentes directions des flux (Figure 3) :

o les flux verticaux liés à l’évapotranspiration et aux précipitations (cas A)

o les flux horizontaux unidirectionnels (cas B)

o les flux horizontaux bidirectionnels (cas C)


12

Figure 3 : (à gauche) Principales origines de l’eau conditionnant les types hydrologiques de zones humides ; (à droite) Catégories hydrodynamiques basées sur les types dominants (d’après Brinson

(1993) modifié par Barnaud (1998)).

Brinson et al. (1995) proposent, suite à ces travaux de typologie intégrant le fonctionnement des

zones humides, une quinzaine d’indices fonctionnels concernant la dynamique de l’eau, le stockage et

le relargage de différents éléments, le maintien des communautés biologiques animales et végétales

dans les zones humides. Ces différents indices sont construits à partir d’indicateurs qu’il est nécessaire

de calibrer, pour une région donnée, à partir de standards de référence représentant le plus haut niveau

de chaque indicateur. Lors de l’évaluation d’une fonction dans une zone humide chaque indicateur

reçoit une valeur comprise entre 0 et 1 en fonction de sa similarité avec le standard de référence (1

pour une similarité complète et 0 lorsque l’indicateur est absent). L’évaluation des fonctions à partir de

ces indices nécessite un très lourd travail de terrain à la fois pour définir des standards de référence

puis pour recueillir les données concernant les différents indicateurs. Cependant, cette méthode

présente l’avantage de permettre une évaluation des fonctions des zones humides dans des régions très

différentes.

13

2. Le cycle de l’azote L’azote est présent sous forme organique dans les sols et les êtres vivants. Il est en effet un

composant essentiel de la matière organique végétale et animale entrant dans la composition de

protéines (acides aminés), d’acides nucléiques ainsi que de différents pigments. On le rencontre

également sous forme minérale (gazeuse et dissoute) dont les principales sont regroupées dans le

Tableau 3 avec des degrés d’oxydation allant de –3 à +5. Le passage entre les diverses formes de

l’azote (minérales et organiques) correspond à un cycle biogéochimique faisant intervenir de

nombreux organismes animaux et végétaux ainsi que des micro-organismes (Heathwaite, 1993). Les

principales interactions entre les différentes formes de l’azote au cours du cycle biogéochimique de

l’azote (Figure 4) seront détaillées dans la suite de cette partie. Nous nous intéresserons ensuite au

cycle de l’azote dans les zones humides et plus particulièrement à la rétention des nitrates en zones

humides.

Tableau 3 : Principales formes de l’azote inorganique intervenant dans le cycle de l’azote. Formes de l’azote inorganique Noms communs Degré d’oxydation

NO3- Nitrate +5

NO2- Nitrite +3

NO Oxyde nitrique +2 N2O Oxyde nitreux +1 N2 Diazote 0

NH3 / NH4+ Ammoniaque /Ammonium -3


14

Figure 4 : Représentation schématique du cycle de l’azote.

2.1. Fixation de l’azote atmosphérique

L’atmosphère terrestre est composée à environ 78.1 % en volume, d’azote gazeux (N2) (Mariotti,

1982). L’azote gazeux est composé de deux atomes d’azote reliés entre eux par une triple liaison.

Cette triple liaison confère à ce gaz une grande stabilité et requiert l’apport de beaucoup d’énergie

pour être cassée. La plupart des organismes vivants ne peuvent donc pas utiliser directement l’azote

sous cette forme mais sous des formes minérales solubles tels que les nitrates (NO3-) ou l’ammonium

(NH4+). Cet azote gazeux peut cependant être fixé par certains organismes procaryotes par voie

biologique ainsi que par la foudre. Au cours du 20ème siècle, des processus industriels utilisés lors de la

fabrication des engrais se sont ajoutés à ces méthodes de fixations naturelles.

15

La fixation de l’azote moléculaire par voie biologique est assurée par différents organismes

procaryotes qui ont la capacité de produire une enzyme, la nitrogénase, leur permettant de synthétiser

de l’ammoniaque à partir de l’azote gazeux :

322 23 NHNH →+ (1)

L’ammoniaque est ensuite transformé par ces organismes en acides aminés directement

utilisables par les plantes. La nitrogénase est une enzyme inhibée par la présence d’oxygène. La

plupart des organismes fixateurs sont donc des anaérobies. Cependant certains organismes possédant

des mécanismes de protection vis à vis de l’oxygène peuvent être aérobies. On distingue 3 types

d’organismes fixateurs :

- des bactéries libres vivant dans le sol. Ces bactéries peuvent être aérobie (Azobacter, Azomonas) ou

anaérobie (Clostridium, Citrobacter) et vivrent seules ou en symbiose avec d’autres bactéries.

- des cyanobactéries vivant dans l’eau. Leur rôle est particulièrement important dans les rizières.

- des bactéries vivant en symbiose avec des plantes. Cette activité symbiotique concerne

principalement des plantes légumineuses (haricots, pois, luzerne…) et quelques angiospermes (aulne,

arbousier). Dans le cas des plantes légumineuses, les bactéries (Rhizobium) provoquent la formation

de nodosités sur les racines de la plante. Les bactéries fournissent des acides aminés à la plante tandis

que la plante fournit le sucre et l’énergie aux bactéries. Ces bactéries produisent plus d’azote

directement assimilable par les plantes que ce que la plante utilise. Les plantes légumineuses tendent

donc à enrichir le sol en azote.

La foudre peut également conduire à la fixation d’azote gazeux en catalysant la formation

d’oxydes d’azote (nitrates ou nitrites). Ces oxydes d’azote sont ensuite déposés sur le sol par la pluie.

Afin d’augmenter le rendement des cultures, des engrais sont synthétisés à partir d’azote gazeux

pour fournir aux plantes, de l’azote sous des formes directement exploitables tels que les nitrates ou

l’ammonium. Le procédé utilisé lors de cette fixation est celui de Haber-Bosh, développé en 1909 :

322 23 NHNH →+ (à 450°C et 200 atm) (2)

L’ammoniaque est ensuite converti en nitrates ou en ammonium pour donner des engrais tels

que le nitrate d’ammonium (NH4NO3), le sulfate d’ammonium ((NH4)2SO4) ou le monophosphate

d’ammonium (NH4H2PO4).


16

2.2. Assimilation de l’azote par les végétaux et les animaux

Les végétaux terrestres puisent dans le sol, grâce à leurs racines, les nutriments nécessaires à

leur croissance et à leur développement. L’azote peut être assimilé sous forme d’ammonium (NH4+)

mais est plus généralement assimilé sous forme de nitrates (NO3-). Au sein de la plante (dans les

racines, les tiges ou les feuilles), la réduction des nitrates fait intervenir des processus enzymatiques et

s’effectue en plusieurs étapes :

NO3- → NO2

- → NH4+ → Norg (3)

La réduction des nitrates en nitrites se fait en présence d’une enzyme, la nitrate réductase. Cette

enzyme est considérée comme l’enzyme limitante de l’assimilation des nitrates par les végétaux. Un

deuxième processus enzymatique intervient ensuite pour réduire les nitrites en ammonium catalysé par

la nitrite réductase.

Les quantités d’azote prélevées annuellement par les végétaux sont très variables allant de

quelques gN/m²/an à plus de 100 gN/m²/an (Bowden, 1987). Pour Ruffinoni (1994), le type de

végétation serait à l’origine de cette variabilité. Mitsch et Gosselink (1993b) ajoutent que cette

variabilité dépendrait également de la biomasse végétale, de la concentration en nutriments de la

colonne d’eau ainsi que du substrat. Il existe également une grande variabilité saisonnière de cette

assimilation liée à l’état du développement des systèmes racinaire et aérien de la plante. Les demandes

en azote sont plus importantes au printemps lors de la période de croissance des végétaux. En été, cette

demande tend à stagner. Une partie de l’azote prélevée au printemps et en été est ensuite restituée au

milieu en automne lors de la perte des feuilles et de la mort des plantes non pérennes. En hiver, les

prélèvements sont très faibles les végétaux étant en période de dormance.

Les végétaux prélèvent donc de l’azote au milieu sous la forme de nitrates et d’ammonium mais

le restituent sous forme d’azote organique à leur mort. La rétention d’azote par la végétation est donc

un processus temporaire. Par contre, lorsque les plantes sont fauchées et exportées en zone de culture,

l’azote prélevé n’est pas restitué au milieu (Suzuki et al., 1989). Cette exportation conduit à un

appauvrissement des sols agricoles et rend nécessaire l’utilisation d’engrais pour la production

agricole.

Les animaux quant à eux tirent leur azote organique de la consommation de végétaux ou

d’autres animaux. Cet azote est restitué au milieu sous la forme d’azote organique par les déjections et

à la mort de l’animal. De même que pour les végétaux le stockage d’azote n’est que temporaire.

17

2.3. L’ammonification

La réaction d’ammonification correspond à la dégradation de la matière organique azotée en

ammonium. D’une manière générale, elle peut s’écrire de la façon suivante :

carbonésproduitsNHNorg +→ 3 (4)

On peut citer, en exemple, l’ammonification de l’azote protéique (Equation 5) ou encore

l’hydrolyse de l’urée par Micrococcus (Equation 6) :

(5)

−+ +→+ 234222 22)( CONHOHNHCO (6)

L’ammonification est catalysée par différentes enzymes telles que les hydrolases, les oxydases

ou les lyases. Ces enzymes pouvant fonctionner à l’intérieur des cellules de micro-organismes, à

l’intérieur de cellules mortes ou encore directement dans la solution du sol. L’ammonification peut

avoir lieu, aussi bien dans la zone aérobie qu’en l’absence d’oxygène (Ladd et Jackson, 1982) et peut

se manifester dans une large gamme de conditions environnementales (pH, humidité, température).

Certaines formes de l’azote organique du sol sont plus facilement dégradées que d’autres suivant leur

origine.

Dans la nature, il s’établit un équilibre entre l’ammoniaque et l’ammonium en fonction du pH et

de la température (Anthonisen et al., 1976), qui peut s’exprimer comme suit :

( )[ ] [ ]pHCTpHNHNHNH 10exp/1024.1 )273/6344(343 ++= °++ (7)

2.4. La nitrification

La nitrification correspond à la transformation de l’ammonium en nitrates, dans le sol. Deux

types de nitrification peuvent être distingués : la nitrification lithotrophe qui utilise un substrat

inorganique comme source d’énergie faisant intervenir deux groupes de bactéries et la nitrification

hétérotrophe qui concerne divers groupes de bactéries, de champignons et quelques algues. La

nitrification hétérotrophe étant encore assez mal connue, elle ne sera pas détaillée par la suite et nous

ne nous intéresserons ici qu’à la nitrification lithotrophe. La réaction de nitrification lithotrophe est un

processus comportant deux étapes au cours de laquelle les ions ammonium (NH4+) ou l’ammoniaque

(NH3) sont transformés en nitrites puis en nitrates (Bock et al., 1992).


18

La première étape est la réaction de nitritation (ou nitrosation) réalisée par des bactéries

nitritantes (ou nitrosantes) du genre Nitrosomonas (Prosser, 1989). Cette réaction est réalisée en deux

temps grâce à l’intervention de deux enzymes : l’enzyme ammonium monooxygénase qui transforme

l’ammoniaque (plutôt que l’ammonium) en hydroxylamine (NH2OH) (Suzuki et al., 1974) et l’enzyme

hydroxylamine oxydoréductase qui oxyde l’hydroxylamine en nitrites :

OHOHNHeHONH 2223 22 +→+++ −+ (1ère étape) (8)

−+ ++→+ eHHNOOOHNH 2221

222 (2ème étape) (9)

OHHNOONH 2223 23

+→+ (réaction globale) (10)

La seconde étape de la réaction de nitrification lithotrophe est la nitratation au cours de

laquelle les nitrites sont transformés en nitrates par des bactéries nitratantes du genre Nitrobacter

(Prosser, 1989). Cette oxydation s’effectue sans intermédiaire détectable :

−− →+ 322 21 NOONO (11)

Ces deux réactions (nitritation et nitratation) sont réalisées uniquement en présence d’oxygène.

Les bactéries nitritantes et nitratantes sont capables d’inverser leur métabolisme en l’absence

d’oxygène pour réduire les nitrates et les nitrites en oxyde nitrique et nitreux ainsi qu’en azote gazeux

(N2) réalisant ainsi le processus de dénitrification (Bock et al., 1995).

2.5. La dénitrification

2.5.1. Le processus de dénitrification

La dénitrification est une réduction des nitrates en azote moléculaire gazeux via un certain

nombre d’intermédiaires dissous (nitrites) et gazeux (oxyde nitreux et protoxyde d’azote) selon la

séquence suivante (Paynes, 1981) :

NO3- → NO2

- → NO → N2O → N2 (12)

La dénitrification permet donc une disparition des nitrates du milieu qui sortent du système par

voie gazeuse. Cette réaction est un processus microbiologique réalisé par plusieurs groupes de

bactéries. On distingue 2 types de dénitrification : la dénitrification hétérotrophe (utilisation du

carbone organique comme source d’énergie) et la dénitrification autotrophe.

19

2.5.1.1. Dénitrification hétérotrophe

La plupart des bactéries permettant la dénitrification sont hétérotrophes. Parmi les plus connues

on trouve Pseudomonas et Bacillus (Paynes, 1981). En l’absence d’oxygène, ces bactéries

dénitrifiantes, souvent aérobies facultatives, vont utiliser l’oxygène des nitrates comme accepteur final

d’électron (Knowles, 1982). Certaines de ces bactéries ne peuvent accomplir qu’une ou deux étapes de

la dénitrification. Selon les capacités enzymatiques des bactéries et les conditions chimico-physiques

du milieu, la réaction de dénitrification peut être complète libérant de l’azote moléculaire ou partielle

libérant du protoxyde d’azote (Hénault et Germon, 1995). Le Tableau 4 donne une liste de quelques

micro-organismes réalisant une dénitrification complète ou partielle.

Tableau 4 : Liste de quelques micro-organismes capables de réaliser une dénitrification totale ou partielle ainsi que leurs habitats (modifié d'après Paynes, 1985). Les micro-organismes dénitrifiants

des animaux ou des humains n’ont pas été mentionnés dans ce tableau. Nom de l’espèce Réaction Habitats Agrobacterium Tumefaciens Sol et plantes Agrobacterium Radiobacter 23 NNO →−

sol et plantes Aquaspirillum Magnetotacticum ou Eau et sédiments Azospirillum brasilense Sol et rhizosphère Bacillus spp 22 NNO →−

Eau, sol, plantes et végétation en décomposition Chromobacterium Violaceum Sol et eau Hyphomicrobium spp Eau douce Janthinobacterium lividum Eau, sol et plantes Pseudomonas aeruginosa Eau, sol et plantes Pseudomonas chlororaphis Sol et eau Pseudomonas fluorescens Sol eau et plantes Pseudomonas picketti Sol Pseudomonas stutzeri Sol et eau Pseudomonas lemoingeii Sol Rhizobium spp Sol Rhodopseudomonas sphaeroides Eau Thiomicrospora denitrificans Marine Aquaspirillum itersonii Eau douce Azospirillum lipoferum

ONNO 23 →− Sol

Pseudomonas aerofaciens Sol et eau Pseudomonas chlororaphis Sol et eau Pseudomonas fluorescens Sol eau et plantes Rhizobium japonicum Sol et plantes

La dénitrification complète correspond à la demi-réaction redox suivante :

OHNeHNO 223 610122 +→++ −+− (13)

La réaction complète est obtenue en couplant cette demi-réaction à une demi-réaction

d’oxydation de la matière organique fournissant les électrons nécessaires. Si l’on symbolise la matière

organique par le monomère d’un sucre (CH2O), on obtient alors la réaction complète suivante :

OHNCOHNOOCH 22232 72544)(5 ++→++ +− (14)


20

Lorsque la dénitrification est partielle s’arrêtant au stade de production du N2O la réaction

correspondante est la suivante :

OHCOONHOCHNO 22223 32222 ++→++ +− (15)

2.5.1.2. Dénitrification autotrophe

La dénitrification peut également être autotrophe utilisant le composé oxydable du soufre

(Martin, 1979). Dans le cas de l’utilisation de la pyrite comme composé oxydable on obtient la

réaction suivante :

OHFeSONHNOFS 222

4232 251074145 +++→++ +−+− (16)

Cette réaction est catalysée par des bactéries autotrophes anaérobies du genre Thiobacillus. A la

différence de la dénitrification hétérotrophe qui est superficielle et a lieu dans les fonds de vallées, le

front de dénitrification autotrophe se situe en profondeur souvent plus de 10 m sous la surface du sol.

D’autres micro-organismes dénitrifiants autotrophes (Paracoccus Denitrificans) utilisent l’hydrogène

comme élément réduit. L’oxygène des nitrates sert alors à l’oxydation de l’hydrogène pour donner de

l’eau (Pichinoty, 1973):

OHNNOHH 2232 6225 +→++ −+ (17)

Lorsque, par la suite, on parlera de dénitrification il s’agira de la dénitrification hétérotrophe

sauf si on précise le contraire.

2.5.2. Facteurs influençant la dénitrification

La dénitrification peut avoir lieu à partir du moment où 3 facteurs sont réunis :

- une source de nitrates sans laquelle la dénitrification n’a pas lieu de se produire

- une absence d’oxygène sans quoi les bactéries utilisent l’oxygène libre plutôt que l’oxygène

des nitrates

- un substrat carboné facilement utilisable comme source d’énergie pour les bactéries

hétérotrophes.

D’autres facteurs physico-chimiques tels que la température et le pH peuvent influencer la

dénitrification. La dénitrification étant réalisée par de nombreuses espèces de bactéries (Tableau 4)

ayant des exigences physico-chimiques différentes, les valeurs optimales pour les paramètres

influençant la dénitrification peuvent varier en fonction de l’espèce bactérienne concernée.

21

2.5.2.1. Les nitrates

La relation entre la vitesse de dénitrification et la concentration en nitrates ne fait pas l’objet

d’un consensus dans la littérature. Pour certains auteurs, il n’existe aucune relation entre la vitesse de

dénitrification et la concentration en nitrates (Gardner et al., 1987). Pour d’autres, au contraire, cette

relation peut être décrite par une cinétique de Michaël-Menten qui se caractérise par une forte

dépendance de la vitesse de dénitrification aux faibles concentrations et une faible dépendance aux

fortes concentrations (Betlach et Tiedje, 1981).

Un autre effet des concentrations en nitrates pourrait être sur l’ordre de la réaction. Bowman et

Focht (1974) mettent en évidence une cinétique d’ordre 1 pour de faibles concentrations en nitrates

tandis que pour des fortes concentrations la cinétique de la réaction serait d’ordre 0. La valeur limite à

partir de laquelle la cinétique de la réaction changerait serait égale à 1mg N-NO3-/l. Cependant peu

d’études ont été réalisées sur la détermination de cette valeur limite.

En conclusion, la concentration en nitrates ne joue pas à partir du moment où les nitrates sont

suffisamment présents dans le milieu.

2.5.2.2. L’oxygène dissous

La dénitrification ne peut avoir lieu qu’en absence d’oxygène dissous dans le milieu. Les

bactéries réalisant la dénitrification étant des aérobies facultatives, elles consomment l’oxygène

dissous avant l’oxygène des nitrates, la dénitrification étant moins rentable d’un point de vue

énergétique que la respiration. Cependant, la dénitrification est relativement compétitive vis à vis de la

respiration et va pouvoir commencer en présence de faibles taux d’oxygène dissous (Mariotti, 1986).

Le taux limite d’oxygène dissous à partir duquel la dénitrification peut s’initier est compris entre 0.2 et

2 mg/l (Focht et Chang, 1975 ; Nakajima et al., 1984 ; Trevor, 1985). Cette variabilité peut être

expliquée par deux facteurs : (1) les espèces bactériennes sur lesquels les tests ont été réalisés et (2) la

partie de la réaction de la dénitrification prise en compte. Les dernières étapes de la dénitrification sont

en effet plus sensibles à la présence d’oxygène que les premières (Betlach et Tiedje, 1981).

Pour Barroin (1985), la dénitrification ne peut avoir lieu qu’en l’absence totale d’oxygène. Il

associe les possibilités de dénitrification en présence de faibles quantités d’oxygène soit à des

surestimations de ces concentrations en oxygène liées à des problèmes de diffusion soit à des

hétérogénéités de la concentration d’oxygène dans le sol avec des zones de micro-anoxie permettant

localement à la dénitrification de s’initier.


22

2.5.2.3. Le carbone organique

La plupart des bactéries dénitrifiantes étant hétérotrophes, la présence de carbone organique est

indispensable à la réalisation du processus de dénitrification. Le carbone organique favorise également

le processus de dénitrification en accélérant la respiration aérobie donc l’anoxie (Davidsson et

Leonardson, 1996).

Bien que de faibles quantités de matières organiques (1 mg/l à quelques mg/l) suffisent au

développement des bactéries (Gounot, 1991), la disponibilité en carbone organique facilement

assimilable peut être un facteur limitant de la dénitrification (Engler et Patrick, 1974 ; Groffman et al.,

1996). Le processus de dénitrification est davantage sensible à la qualité qu’à la quantité de carbone

organique présent dans l’eau et les sédiments (Groffman et al., 1991).

2.5.2.4. La température

La température est un important facteur de contrôle de dénitrification (Hiscock et al., 1991).

Bien que la dénitrification puisse avoir lieu pour une très large gamme de températures, entre 0 et

60°C, celle-ci reste relativement faible entre 0 et 5°C (Smid et Beauchamp, 1976). Entre 2 et 25°C, la

dénitrification augmente de manière continue et reste plus ou moins stable entre 25 et 60°C (Bremmer

et Shaw, 1958). Les pourcentages d’augmentation du taux de dénitrification en fonction de la

température sont très variables d’un site à l’autre. A titre d’exemple, la dépendance entre la

dénitrification et la température peut être décrite par la relation suivante (Goloway et Bender, 1982 ;

Lewandowski, 1982) : )20(

20−×= t

t kk θ (18)

où kt = taux de dénitrification à la température t

k20 = taux de dénitrification à 20°C

t = température en °C

θ = constante comprise entre 1.13 et 1.05

Globalement, les taux de dénitrification sont multipliés par un facteur 2 ou 3 lorsque la

température augmente de 10°C (Brüsch et Nilsson, 1993 ; Ingersoll et Baker, 1998 ; Van Kesel, 1977)

mais ces valeurs ne sont souvent valables que pour une gamme de températures données.

La relation entre dénitrification et température reste assez complexe à étudier car la température

agit sur de nombreux facteurs : activité microbienne totale, solubilité de l’oxygène, diffusion des

espèces chimiques… On notera l’influence particulière de la température sur l’oxygène. Pour des

fortes températures, la solubilité de l’oxygène diminue et de ce fait augmente le taux de dénitrification

et inversement (Hiscock, Lloyd et Lerner, 1991).

23

2.5.2.5. Le pH

La relation entre le pH et la dénitrification est relativement complexe. La dénitrification peut

modifier le pH et parallèlement le pH peut exercer un certain contrôle sur la dénitrification et ses

produits. La dénitrification consommant des ions H+, le pH a tendance à augmenter lors de la réaction

de dénitrification mais cette relation est souvent masquée par d’autres réactions chimiques ayant lieu

simultanément dans le milieu.

La dénitrification peut se produire dans une large de gamme de pH comprise entre 4 et 11

(Knowles, 1982) mais serait optimale pour des pH compris entre 7 et 8 (Bremmer et Shaw, 1958). Le

pH influence surtout la nature des produits de la dénitrification. Pour des pH inférieurs à 6 la

dénitrification relargue davantage de N2O alors que pour des pH supérieurs à 6 la dénitrification est

totale et le produit formé est essentiellement du N2 (Koskinen et Keeney, 1982 ; Van Cleemput et al.,

1975). Ceci est lié au fait que le taux de conversion de N2O en N2 augmente plus rapidement avec le

pH que le taux de formation de N2O (Focht, 1974).

2.5.3. Dénitrification et potentiel redox

De nombreux micro-organismes oxydent la matière organique pour obtenir l’énergie nécessaire

à leur synthèse cellulaire. Pour réaliser l’oxydation de la matière organique, ces micro-organismes ont

besoin de réduire des espèces chimiques oxydées, qui jouent le rôle d’accepteur d’électrons. La

dénitrification est une des réactions de réduction réalisées par les micro-organismes lors de la

dégradation de la matière organique. Cette réaction de réduction s’inscrit dans une séquence de

réduction de différentes espèces oxydées allant de la plus énergétique à la moins énergétique

(Figure 5). Selon cette séquence, l’oxygène libre est tout d’abord utilisé par les micro-organismes lors

de la respiration aérobie. Les nitrates sont réduits en second lors de la dénitrification, viennent ensuite

la réduction des oxydes de manganèse, des oxydes de fer, des sulfates et enfin du dioxyde de carbone

en méthane (Moore et al., 1992). Cette séquence de réduction est accompagnée d’une chute du

potentiel redox (Conchou et al., 1986) celui-ci étant plus élevé lorsque le milieu est riche en espèces

oxydées. Le Tableau 5 présente les réactions de réductions ainsi que les valeurs de potentiels redox

auxquels elles ont lieu.


24

Figure 5 : Evolution de la concentration relative des différents composés chimiques en fonction du temps (Reddy et D'Angelo, 1994).

Tableau 5 : Séquence des réactions (Reddy et D'Angelo, 1994 ; Sigg et al., 2001).

Réaction redox Equations Valeur du potentiel redox

Respiration aérobie OHCOOOCH 2222 +→+ > 400 mV

Dénitrification OHNCOHNOOCH 22232 57

52

54

54

++→++ +− 100 à 400 mV

Réduction de Mn OHMnCOHMnOOCH s 22

2(22 3242 ++→++ ++ 150 à 300 mV Réduction de Fe OHFeCOHOHFeOCH 2

2232 1148)(4 ++→++ ++ 0 à 200 mV

Réduction des sulfates OHHSCOHSOOCH 22242 2

121

21

++→++ −+− – 75 à – 150 mV

Fermentation méthanique 2422 2

121 COCHCOOCH +→+ – 350 mV

Cependant, les valeurs du potentiel redox mesurées sur le terrain ne sont qu’indicatives. En effet,

certaines réactions pouvant se produire simultanément, le potentiel redox mesuré sur le terrain est la

résultante des potentiels redox de différentes réactions (Linberg et Runnels, 1984). La dénitrification

se produit pour une gamme de potentiels redox allant de +100 à +400 mV (Reddy et D'Angelo, 1994).

La limite à partir de laquelle les nitrates commencent à disparaître reste assez floue, plusieurs auteurs

s’accordent sur une limite à 300 mV (Engler et Patrick, 1974) tandis que pour d’autres (Letey et al.,

1981) elle est plutôt de l’ordre de 200 à 250 mV.

temps

25

2.5.4. Dénitrification et composition isotopique des nitrates

L’azote est présent dans la nature sous plusieurs formes isotopiques. Les deux principales

formes de l’azote sont stables : un isotope léger 14N qui est le plus abondant (99,7 %) et un isotope

lourd 15N (0.3 %). Lors du processus de dénitrification, les liaisons existant entre l’oxygène et l’azote

vont se rompre mais à des vitesses différentes suivant les isotopes qui les composent. Les liaisons

entre isotopes légers se rompent légèrement plus vite que celles entre isotopes lourds. Par conséquent,

la dénitrification va provoquer un enrichissement du nitrate résiduel en 15N (Böttcher et al., 1990 ;

Mariotti, 1982).

Le rapport isotopique R d’un élément qui correspond à la proportion d’isotope lourd par rapport

à l’isotope léger peut être mesuré par spectrométrie de masse. Dans le cas de l’azote, ce rapport se

notera R = 15N / 14N. La composition isotopique (δ ‰) est définie comme la différence en pour mille

entre le rapport isotopique d’un échantillon et celui d’un étalon de référence (équation 19).

1000)‰( ×−

=étalon

étalonnéchantillonéchantillo R

RRδ (19)

Pour les mesures de δ15N, l’étalon de référence international est l’azote atmosphérique (Mariotti,

1983). Le rapport entre les constantes de vitesse (k) des deux espèces isotopiques lors de la réaction

permet de définir le fractionnement isotopique (α).

NkNk

14

15

=α (20)

Les constantes de vitesse sont définies par les relations suivantes :

NsNsdNk 15

1515 =

NsNsdNk 14

1414 = (21)

où Ns représente l’espèce réagissante qui dans notre cas est le nitrate.

Le fractionnement isotopique peut, donc, être noté :

(22)

Le facteur d’enrichissement isotopique correspondant à la réaction (ε en ‰) s’exprime alors :

)1(1000 −= αε (23)

Lors du processus de dénitrification, ce sont les deux premières étapes de la chaîne de réaction

qui sont limitantes (le passage de NO3- à NO2

- et celui de NO2- à NO) puisqu’elles nécessitent la

rupture de liaisons N-O (Sebilo, 2003). Lors de la première étape de la dénitrification, le facteur


26

d’enrichissement isotopique de l’azote a été estimé à environ -14 ‰ à -15 ‰ (Mariotti et al., 1981).

Lors d’une étude sur un aquifère de la Craie dans le nord de la France, Mariotti (1994) a mis en

évidence des enrichissements isotopiques pour les nitrates pouvant atteindre +35 ‰, la profondeur du

niveau de l’eau lors de cette étude variant de 2 à 30 m sous la surface du sol.

Une relation inverse entre la vitesse de dénitrification et le fractionnement isotopique a été

observé par Mariotti (1983). Plus la vitesse de dénitrification est lente et plus le fractionnement

isotopique sera important. Pour des températures et des concentrations moyennes en carbone

organique, l’enrichissement isotopique lors de la dénitrification reste aux alentours de -20 ‰ en milieu

aquatique, dans les zones humides et dans les aquifères (Mariotti, 1982 ; Sebilo et al., 2001).

Cette méthode a cependant quelques limitations. Le principal inconvénient de cette méthode

réside dans le fait que si les nitrates ont totalement disparu par dénitrification il n’est pas possible de

voir un quelconque fractionnement isotopique (la mesure s’effectuant sur les nitrates).

2.5.5. La réduction dissimilative des nitrates en ammonium

La réduction dissimilative correspond à la transformation des nitrates en ammonium par des

micro-organismes (Clostridium). A l’inverse de la dénitrification qui provoque une élimination

définitive des nitrates, la réduction dissimilative est un processus temporaire d’élimination des nitrates.

Ce processus est strictement anaérobie, il ne peut avoir lieu même en présence d’une faible quantité

d’oxygène dissous qui inhibe totalement le processus. Dès que le milieu est réoxydé l’ammonium est

transformé en nitrates. Le rapport C/N exercerait un contrôle sur le type de réactions : pour des

rapports C/N > 4 la réduction dissimilative prédominerait alors que pour des rapports C/N inférieurs à

4 la dénitrification serait prédominante (Smith, 1982).

2.6. Le cycle de l’azote dans les zones humides

2.6.1. Schéma conceptuel du cycle de l’azote en zone humide

Les zones humides sont caractérisées par la présence d’eau circulant lentement dans les sols.

Lors de ce phénomène d’engorgement, deux effets combinés favorisent le développement de

conditions anaérobies. D’une part, la présence de l’eau limite la diffusion de l’oxygène qui est environ

10 000 fois plus faible dans l’eau que dans la matrice poreuse (Greenwood, 1961). D’autre part, l’eau

circulant très lentement, le stock d’oxygène n’est pas renouvelé, une fois celui-ci consommé lors de la

respiration. Et contrairement à une colonne d’eau, il n’y a pas de production in situ possible puisque la

lumière est absente.

27

La plupart des auteurs (Haycock et al., 1993 ; Mitsch et Gosselink, 1993b ; Pinay et Decamps,

1988) s’accorde, en général, sur un schéma conceptuel du cycle de l’azote en zones humides

présentant une zone anaérobie surmontée d’une zone aérobie. Ces schémas diffèrent légèrement en

fonction du type de zones humides étudiées. Pinay et Decamps (1988) proposent, par exemple, un

modèle conceptuel spécifique aux zones humides alluviales boisées (Figure 6). En surface, la

présence d’oxygène permet la minéralisation de l’azote organique en nitrates. Il s’établit alors un

gradient entre la zone aérobie où les nitrates sont en forte concentration et la zone anaérobie où les

concentrations en nitrates sont faibles. Ce gradient est à l’origine de la diffusion des nitrates vers la

zone anaérobie où les conditions réductrices favorables à la dénitrification permettent la

transformation des nitrates en N2. L’ammonium a tendance au contraire à s’accumuler dans la zone

anaérobie, la nitrification n’étant pas possible en l’absence d’oxygène. Il va donc se créer un gradient

de concentrations, inverse à celui des nitrates. L’ammonium va alors migrer vers la surface où il sera

transformé en nitrates. Dans des conditions très réductrices, les nitrates peuvent être transformés en

ammonium par réduction dissimilative. A ces processus il faut ajouter le prélèvement d’azote sous la

forme de nitrates et d’ammonium par la végétation qui sera par la suite restitué au système sous forme

d’azote organique à la mort de celle-ci.

Zone NH4+ NO2- NO3- aérobie

Norganique

ZoneNH4+ NO3- N2 anaérobie

Dénitrification

ammonification nitrification

dissimilationammonification

Figure 6 : Schéma conceptuel du cycle de l’azote dans une zone humide alluviale (d'après Pinay et Decamps, 1988).

2.6.2. Rétention d’azote dans les zones humides

Deux processus sont à l’origine de la rétention et de l’élimination de l’azote dans les zones

humides : l’assimilation par la végétation et la dénitrification (Haycock, Pinay et Walker, 1993). De

ces deux mécanismes, seule la dénitrification permet une élimination complète de l’azote en

l’exportant du système sous forme de produits gazeux. L’absorption de l’azote par les plantes est

seulement un processus de rétention temporaire. A la mort de l’organisme l’azote prélevé est restitué

au milieu sauf en cas de fauchage lorsque les produits fauchés sont exportés hors du système.


28

2.6.2.1. Variabilité temporelle des phénomènes de rétention d’azote

Lors d’une étude sur les sols de deux forêts ripariennes situées le long de la Garonne, Pinay et al.

(1995) ont montré que ces deux mécanismes (rétention par la végétation et dénitrification) étaient

séparés dans le temps en climat tempéré. L’étude ne s’est intéressée qu’à la partie supérieure du sol

(les 10 premiers centimètres). La dénitrification a été déterminée par mesure du taux de N2O formé

après blocage à l’acétylène. La quantité d’azote prélevé par la végétation a été calculée en comparant

les quantités d’azote minéral présentes dans un sol nu et dans un sol dont le couvert végétal n’avait pas

été modifié (au bout d’un mois d’incubation). Lors de cette étude, les pics d’activité dénitrifiante ont

été observés au printemps (entre mars et mai) tandis que l’absorption maximale par les plantes a lieu à

la fin du printemps et au début de l’été (de juin à août) (Figure 7). Le flux de nitrates dans les zones

humides est donc régulé tout au long de la période estivale par l’intervention décalée des deux

processus.

Figure 7 : Evolution de la rétention d’azote par les plantes (Nu) et de la dénitrification (DNT) au cours de l’année dans deux forêts ripariennes situées au bord de la Garonne (Pinay, Ruffinoni et Fabre,

1995).

Pour d’autres auteurs en revanche, la dénitrification interviendrait plutôt durant la période

estivale et au début de l’automne. Lors d’une étude sur un petit bassin versant de l’Essonne, Michelin

(2001) observe, par exemple, une dénitrification très nette depuis la baisse du niveau piézométrique en

été jusqu’à la submersion hivernale dans la tourbe et dans la craie. En période de hautes eaux la

dénitrification est nettement plus faible mais se poursuit dans la tourbe. Le processus de dénitrification

en période estivale est également mis en évidence par Moneron (1999) lors d’une étude sur la

29

dénitrification à l’interface eau-berge. Ces deux études ont fait appel à des mesures isotopiques

montrant un fort enrichissement de la composition isotopique en 15N imputable à la dénitrification (le

prélèvement par la végétation n’induisant pas de fractionnement isotopique). Les deux processus ne

seraient pas non plus superposés dans le temps : la rétention par la végétation ayant lieu au printemps

et au début de l’été tandis que la dénitrification aurait lieu en fin d’été et en automne (Figure 8).

Schémas J F M A M J J A S O N D Prélèvement par la végétation Dénitrification Pinay et al.

(1995) Prélèvement par la végétation Dénitrification classique

Figure 8 : Localisation temporelle des processus de rétention et d’élimination d’azote au cours de l’année en climat tempéré.

La dénitrification est influencée par de nombreux facteurs (cf partie 2.5.2) : la présence de

nitrates, l’absence d’oxygène dissous, la présence de carbone organique et la température sont parmi

les plus importants. En Europe, on observe une pollution de plus en plus marquée par les nitrates dans

les eaux de surface et les eaux souterraines liée à l’utilisation d’engrais azotés en zone agricole et à

l’augmentation de la population. Ce facteur n’est donc à priori pas un facteur limitant de premier ordre.

La présence de carbone organique facilement utilisable n’est probablement pas non plus le premier

facteur limitant. Les zones humides alluviales étant des milieux à forte productivité, la dégradation de

la matière organique permet de renouveler le stock en matière organique. Les deux facteurs limitant la

dénitrification dans les zones humides au premier ordre sont sans doute l’absence d’oxygène dissous et

la température.

L’instauration des conditions anaérobies suppose soit une forte consommation d’oxygène par

les organismes lors de la respiration, soit une limitation du renouvellement du stock en oxygène, soit la

combinaison de ces deux processus. La consommation d’oxygène par les organismes microbiens est

maximale en période estivale lorsque la température est élevée tandis que la diffusion de l’oxygène est

fortement limitée par la présence de l’eau en période de hautes eaux (en hiver) ou par une faible

alimentation de la zone humide en été. La dénitrification est également fortement influencée par la

température. En hiver, lorsque la température est basse, même si les conditions d’anoxie sont réalisées

la dénitrification est forcément limitée ce qui n’est pas le cas en été.


30

Un schéma classique (Figure 8) semble plus généralisable à la majorité des cas de rétention

d’azote en zone humide. On observe alors bien une rétention d’azote par la végétation plus importante

au printemps et au début de l’été, lors de la période de croissance végétale suivie d’une dénitrification

plus forte en été et en automne liée à la température et à des taux faibles en oxygène dissous,

l’oxygène étant consommé par les micro-organismes dont l’activité est plus importante en été.

Quelque soit le schéma retenu, c’est la période estivale qui est favorable aux deux processus de

rétention des nitrates, leur importance relative dépend des conditions locales. Dans les deux cas de

figure, il n’y a pas de rétention en hiver.

2.6.2.2. Ordres de grandeur de la rétention d’azote en zones humides

Etant donné les conditions particulières nécessaires à la mise en place du processus de

dénitrification, les taux d’élimination de l’azote par dénitrification peuvent être extrêmement variables

d’une zone humide à l’autre. Le Tableau 6 (modifié d'après Fustec et Thibert, 1996) présente des taux

de dénitrification dans différents milieux. On constate que les taux de dénitrification varient de 0 à

122 mg/m²/jour au sein des ripisylves. Pour une même zone humide, la capacité de rétention peut

également varier en fonction de la saison ou en fonction des années (sèches ou humides).

Tableau 6 : Taux de dénitrification mesurés dans différents milieux (modifié d'après Fustec et Thibert, 1996).

Milieux Pertes d’azote (N-NO3-) en

mg/m²/jour Auteurs

0 à 3.46 Comin et al. (1997) 71.28 Cooper et Cooke (1984) 5.75 Emmet et al. (1994)

2 à 53 Pinay (1986) 102 à 122 Reddy et al. (1989)

Ripisylve

0.2 à 7.6 Warwick et Hill (1988) drainée 0.7 Prairie non drainée 30 Schnabel et Stout (1994)

28.8 Jenkins et Kemp (1984) Estuaires 11.06 à 108 Weston et al. (1996) 67.5 Kaplan et al. (1979) Marais salé 20 à 20.8 White et Howes (1994)

0.67 à 57.6 Seitzinger (1988) Lacs 3.7 Smith et Delaune (1983) 10 à 59 Hill (1983) Sédiments de rivière 33.6 à 470 Christensen et al. (1990)

(65 sols différents) 0 à 35 Eichner (1990) irrigués 22.5 Ryden et al. (1984) Sols cultivés 8 à 27 Liang et MacKenzie (1994)

31

3. Le bassin de la Seine

3.1. Principales caractéristiques

Le bassin de la Seine couvre une surface de 78 600 km², soit approximativement 12 % du

territoire métropolitain français. Le début de la zone estuarienne se situe à Poses (barrage le plus à

l’aval), le bassin versant correspondant à cet exutoire est de 65 000 km². Le bassin de la Seine se situe

dans le bassin parisien qui est un bassin sédimentaire constitué d’un empilement de couches meubles

et plus résistantes se relevant vers la périphérie. Ces couches sédimentaires sont composées de

calcaires, de craies, de marnes, d’argiles, de sables et de grès. Les couches les plus récentes (Miocène)

affleurent au centre du bassin et les plus anciennes (Trias) à sa périphérie. Cet empilement de couches

sédimentaires repose sur un socle qui affleure au sud-est (Morvan) et au nord-est (Ardennes) du bassin

de la Seine (Figure 9). Le bassin de la Seine présente de nombreux aquifères dont la taille et la

structure sont très variables, environ 10 d’entre eux sont très importants en terme de ressource en eau

et subissent une exploitation importante.

Figure 9 : Carte simplifiée des grandes régions lithologiques dans le bassin de la Seine (Albinet, 1967).


32

Le bassin de la Seine présente un faible relief avec des pentes douces sur la majeure partie du

bassin. La pente moyenne calculée à partir d’un MNT au pas de 100 m est de 2.2° à l’échelle du pixel.

Les valeurs les plus fortes sont obtenues dans le massif du Morvan avec une pente maximale locale de

30°. L’altitude du bassin varie de 0 à 856 m au-dessus du niveau de la mer mais 89.5 % du bassin

présente des altitudes inférieures à 300 m (Figure 10).

Figure 10 : Carte topographique du bassin de la Seine (altitudes extraites d’un MNT à 100 mètres fourni par l’AESN).

La Seine a une longueur totale de 780 km. Elle prend sa source à Saint-Germain-Source-Seine

sur le plateau de Langres à 470 m d’altitude, en Côte d’Or. Elle vient se jeter dans la Manche au Havre.

Le climat est océanique sur la majeure partie du bassin hormis sur le massif du Morvan où il est de

type continental. Les précipitations moyennes efficaces annuelles varient de 430 mm dans le centre du

bassin à 990 mm dans la partie sud est du bassin (massif du Morvan). La Seine ainsi que ses affluents

sont soumis à un régime pluvial océanique. Le débit est maximal en hiver lorsque les précipitations

sont fortes et l’évapotranspiration faible et minimal en été.

33

L’occupation du sol est dominée par les cultures qui couvrent environ 60 % de la surface du

bassin selon la base de donnée Corine Land Cover. La population n’est pas homogènement répartie sur

l’ensemble du bassin. Celui-ci concentre 20 millions d’habitants soit 30 % de la population française

dont la moitié (10 millions de personnes) vit sur les 2 500 km² de la région parisienne.

Afin de protéger Paris et la banlieue parisienne des crues dévastatrices comme celles de 1910,

1955 et 2001, trois barrages réservoirs en dérivation de l’Aube (1991) de la Marne (1974) et de la

Seine (1966) ont été construits en amont de Paris sur une auréole argileuse de 200 km (Figure 11).

Ces barrages ont été conçus dans un double objectif d’écrêtement des pics de crue en période de

hautes eaux et de soutien des étiages en été et au début de l’automne.

Figure 11 : Positionnement des barrages réservoirs de l’Aube, de la Seine et de la Marne au niveau de l’auréole d’argile (en jaune sur la carte).

3.2. Zones humides répertoriées dans le bassin de la Seine

De nombreux types de zones humides sont représentés dans le bassin de la Seine. On y trouve

des zones d’étangs et de lacs, des marais intérieurs, des tourbières, des plaines alluviales, des marais

estuariens et des zones humides côtières (Fustec et al., 1998). De nombreux sites ont été classés et

répertoriés, en raison de leur valeur patrimoniale comme zones d’importance internationale

(convention de Ramsar), zones d’importance communautaire pour les oiseaux (ZICO) (Figure 12),

zones de protection spéciale (ZPS) ou encore comme zones naturelles d’intérêt écologique, faunistique


34

et floristique (ZNIEFF) (Figure 13). Mais ce n’est que très récemment qu’un inventaire exhaustif des

zones humides a été entrepris sur l’ensemble du bassin de la Seine par l’AESN (Agence de l’Eau

Seine Normandie). Cet inventaire réalisé à partir de photographies aériennes et d’images satellites

devrait permettre de mettre en évidence les zones humides, jusque là ignorées (notamment celles

localisées en tête de bassin) et pouvant jouer un rôle significatif sur l’épuration naturelle de l’eau, le

contrôle des crues ou encore le maintien de la biodiversité.

Figure 12 : Carte des zones d’importance communautaire pour les oiseaux (ZICO) fournie par l’Agence de l’Eau Seine Normandie (AESN).

Figure 13 : Carte des zones naturelles d’intérêt écologique, faunistique et floristique (ZNIEFF) fournie par l’Agence de l’Eau Seine Normandie (AESN).

35

3.3. Les études réalisées sur les zones humides

Le PIREN-Seine (Programme Interdisciplinaire de Recherche sur l’Environnement de la Seine)

et le PNRZH ( Programme national de recherche sur les zones humides) ont été à l’origine de

nombreuses études visant à mieux comprendre le fonctionnement des zones humides. Dans le cadre de

ces programmes, différents aspects de ces milieux ont été appréhendés tels que le fonctionnement

hydrologique des zones humides alluviales (Bendjoudi et al., 2002 ; Weng, 2000), l’influence des

zones humides sur la dynamique des nitrates (Fustec et al., 1991 ; Greiner, 1997 ; Sebilo, Billen,

Grably, Bleuse, Bardoux et Mariotti, 2001), la mise en place des corridors alluviaux (Gaillard et al.,

2006), ainsi que le développement d’indices fonctionnels concernant la fonction de régulation des

crues et celle de rétention des nitrates (Joyeux, 2005).

3.3.1. Hydrologie

Weng (2000) a étudié le fonctionnement hydrologique d’une zone humide alluviale située à la

confluence entre l’Aube et la Seine. Des bilans hydrologiques, réalisés sur la zone d’étude pour une

période de 15 ans, ont montré que la zone humide était principalement alimentée par les eaux

souterraines de la nappe de la Craie à 73 % et seulement à 27 % par les précipitations. L’influence des

eaux souterraines est donc très importantes sur le bilan hydrologique.

L’étude des débits amont et aval des rivières a permis de mettre en évidence une fonction de

stockage dans la zone humide en période de hautes eaux mais également à chaque fois que les débits

amont augmentaient sans pour autant générer de crues importantes. Les barrages réservoirs situés en

amont de la zone humide et maintenant les débits des rivières favorisent une infiltration de la rivière

vers la zone humide en période estivale. Les circulations étant alors inverses aux schémas habituels

durant cette période (Bendjoudi, Weng, Guérin et Pastre, 2002).

Enfin deux sites situés dans la zone d’études ont été équipés afin de déterminer lors des crues la

contribution relative à la remontée de la nappe phréatique et celle lié au débordement des rivières. Les

résultats de cette analyse ont montré que la remontée phréatique était le principal mécanisme de mise

en eau de la zone humide alluviale.

Cette étude donne les bases du fonctionnement hydrologique d’une large plaine alluviale dans le

bassin de la Seine fortement influencé par l’anthropisation de la zone d’étude (présence de barrages

réservoirs).


36

3.3.2. Fonctionnement géochimique

Dans des petits bassins versants situés en tête de bassin

Michelin (2001) a étudié la dénitrification en zone humide dans un petit bassin versant de

1260 ha situé en Champagne crayeuse à environ 50 km de Châlons-en-Champagne. Dans la zone

humide étudiée, il observe la présence de deux nappes superposées : une nappe dans les tourbes qui est

en équilibre avec le ru et une nappe dans la Craie, captive sous les tourbes. Un barrage situé à

l’exutoire du bassin versant permet de contrôler le niveau de la nappe dans les tourbes mais n’a pas

d’influence sur la nappe de la Craie.

Différents paramètres permettant d’appréhender la dénitrification ont été suivis pendant presque

deux ans : oxygène dissous, potentiel redox, concentrations en nitrates et composition isotopique des

nitrates en 15N. Grâce à ces mesures, il met en évidence une dénitrification au niveau de la nappe de la

Craie qui se déclenche à la baisse du niveau piézométrique, au début de l’été, et qui perdure jusqu’à la

remontée des eaux en hiver. Dans la nappe des tourbes, la dénitrification est plus intense durant la

période estivale mais semble être également présente durant la période de hautes eaux. Ce n’est que

durant la période de remontée du niveau piézométrique que le δ15N diminue brutalement du fait du

mélange avec les nitrates provenant de la minéralisation de la tourbe, néanmoins, la dénitrification

reste active durant cette période.

La présence d’un barrage situé à l’exutoire du bassin versant a permis de tester l’influence de la

hauteur du ru sur les concentrations en nitrates ainsi que sur la dénitrification. Le maintien du ru à un

niveau élevé a permis de diminuer le pic de nitrates lors de la minéralisation de la tourbe en période de

remontée des eaux et de réduire les teneurs hivernales en nitrates dans la nappe des tourbes et à un

moindre degré dans celle de la Craie.

Cette étude renseigne à la fois sur les modalités de la dénitrification en tête de bassin versant en

zone de craie mais permet également de voir à quel point le fonctionnement hydrologique peut influer

sur le fonctionnement géochimique d’une zone humide.

Dans des plaines alluviales

Greiner (1997) s’est intéressée au cycle de l’azote dans une large plaine alluviale de 100 km² au

niveau de la confluence entre l’Aube et la Seine, au niveau de la plaine de Romilly/Seine. Afin

d’étudier la variabilité des processus de rétention d’azote sur cette zone, un réseau de piézomètres

permettant de réaliser des mesures et des prélèvements dans la nappe alluviale a été mis en place.

L’instrumentation compte 90 piézomètres implantés sur différents types d’occupation du sol.

37

Lors de cette étude, l’analyse hydrologique de la zone a permis de mettre en évidence trois

grandes zones dans le secteur étudié :

- une zone amont : drainée par la Seine et peu affectée par les infiltrations de la Seine en

période d’étiage.

- une zone médiane : recevant essentiellement des écoulements en provenance de la Seine

- et une zone aval alimentée en permanence par la Seine.

Le suivi de la qualité des eaux de la nappe alluviale du secteur d’étude montre une grande

variabilité spatio-temporelle. Cette variabilité est liée à l’hétérogénéité de la zone d’étude en terme de

lithologie, d’occupation du sol et d’origine de l’eau. Globalement, les concentrations en nitrates dans

la zone d’étude sont faibles (<10mg NO3-/l) mais certaines zones présentent, notamment au niveau des

sols agricoles, de fortes concentrations. Cette étude met bien en évidence une certaine dénitrification

liée à de faibles taux d’oxygène dissous et des potentiels redox relativement faibles.

Cette étude a le mérite d’avoir été réalisée dans une large plaine alluviale et de montrer les

difficultés inhérentes à ce type d’étude notamment la variabilité du processus de dénitrification liée en

grande partie à la variabilité des conditions environnementales.

Géochimie isotopique

Sebilo (2003) s’est intéressé à l’utilisation du traçage isotopique pour quantifier le processus de

dénitrification à l’échelle du réseau hydrographique du bassin de la Seine. Dans les chevelus amont, la

dénitrification peut avoir lieu soit dans les sédiments au fond des rivières soit dans les zones humides

ripariennes. Les mesures de composition isotopique effectuées lors de la dénitrification dans les

sédiments ont montré un enrichissement isotopique très limité. Ce faible enrichissement serait lié à la

faible diffusion des nitrates à l’interface eau-sédiment ralentissant le processus de dénitrification et

ainsi diminuant le facteur d’enrichissement isotopique. Ce résultat implique que la dénitrification à

l’origine des fortes valeurs d’enrichissement isotopique observées dans les rivières a lieu en zone

humide riparienne.

La quantification du processus de dénitrification en zone humide riparienne à partir de la

composition isotopique pose un problème majeur : la dénitrification en zone riparienne s’effectue au

niveau de « points chauds ». Dans le cas extrême où la dénitrification est complète au niveau de ces

points chauds et qu’aucune dénitrification ne se produit ailleurs, aucun enrichissement isotopique ne

pourra être observé. L’anomalie isotopique ne peut donc pas être utilisée comme un outil

quantificateur de la dénitrification en zone riparienne et ne permet qu’une estimation par défaut de

celle-ci. L’absence d’anomalie isotopique ne permet pas d’exclure la dénitrification mais sa présence

permet de l’affirmer.


38

Parallèlement à ces analyses isotopiques, des bilans de nitrates ont été réalisés sur le bassin de

du grand Morin à partir d’estimation des concentrations sous-racinaire et souterraine en nitrates. Ces

bilans de nitrates permettent d’estimer un coefficient de rétention riparienne (par dénitrification)

d’environ 30 % sur l’ensemble du bassin versant pour l’année 1995. Des coefficients de rétention ont

ensuite été calculés pour plusieurs sous-bassins du Grand Morin qui ont permis, grâce à une méthode

empirique, de bâtir un estimateur de la rétention riparienne tenant compte de la morphologie des

différents types de corridors alluviaux ainsi que du drainage agricole.

3.3.3. Typologies des zones humides dans le bassin de la Seine

A la suite des travaux entrepris par Brinson (1993, 1995) considérant que les différents aspects

fonctionnels des zones humides sont fortement liés à leurs caractéristiques géomorphologiques et

hydrologiques, différentes typologies ont été développées dans le cadre du PIREN-Seine. Ces

typologies, ayant des bases géomorphologiques et hydrologiques, devraient permettre d’évaluer les

principales fonctions des zones humides riveraines. L’objectif est, à terme, de fournir aux

gestionnaires des outils d’aide à la décision quant aux actions utiles à mener pour la restauration ou la

préservation des zones humides fonctionnelles. Dans un premier temps, les bases d’une typologie ont

été posées par Gorges (1996). A la suite de ce travail, Gaillard et al. (2001) ont réalisé une étude sur le

fonctionnement et la dynamique du système Aube, et proposé une typologie géomorphologique des

corridors de ce cours d’eau qu’ils ont ensuite étendu à la Marne et à l’Eure. Ce travail a été complété

et étendu à l’ensemble des sous-bassins de la Seine par un bureau d’étude grâce au financement de

l’Agence de l’eau Seine Normandie. A l’heure actuelle cette classification est complète sur l’ensemble

du bassin de la Seine. Parallèlement, les bases d’une classification hydrologique ont été proposées par

Gaillard et al. (2001). Toujours sur la base des travaux menés par Brinson (1995), des indices ont été

créés pour l’évaluation de deux fonctions : la régulation des crues et la rétention et l’élimination des

nitrates. Cette approche semi-quantitative permet de cartographier à l’échelle de tronçons de corridors

fluviaux l’efficacité de la zone vis à vis de l’une ou l’autre de ces fonctions. Ces différents travaux

sont présentés dans la suite de ce paragraphe.

3.3.3.1. Les bases d’une typologie

Gorges (1996) a fourni les bases d’une typologie fonctionnelle sur le bassin de la Seine en

mettant en évidence une organisation des principaux cours d’eau de ce bassin selon un gradient amont-

aval. Trois grands ensembles ont pu être mis en évidence en fonction de la taille des cours d’eau et du

développement des plaines alluviales dans le bassin de la Seine. A l’amont, un premier ensemble

regroupe des cours d’eau de petite taille, encaissés à pente relativement forte et présentant des plaines

alluviales étroites ou inexistantes sans annexes hydrauliques. Un second ensemble est constitué par des

cours d’eau sinueux de taille moyenne pour lesquels la plaine alluviale est importante et présentant de

39

nombreuses annexes hydrauliques d’origine naturelle. Enfin un troisième ensemble est constitué par

des cours d’eau rectilignes de grande dimension avec des plaines alluviales larges dans lesquelles

l’artificialisation des rivières a fait disparaître les annexes hydrauliques naturelles. Ces 3 ensembles

très différents peuvent présenter un fonctionnement spécifique vis à vis de la ressource en eau

notamment en ce qui concerne l’épuration naturelle par des processus géochimiques.

3.3.3.2. Typologie géomorphologique

Gaillard et al.(2001) ont proposé, à la suite d’un inventaire typologique des différents corridors

alluviaux rencontrés dans le bassin de la Seine (Gaillard, 1999), une classification géomorphologique.

Cette classification géomorphologique est basée sur des concepts génétiques et dynamiques relatifs à

l’évolution des hydrosystèmes sur les 15 000 dernières années et à leur fonctionnement actuel. Cette

classification comporte 4 niveaux hiérarchisés et emboîtés.

Le premier niveau est le niveau d’entrée de la classification et correspond à la délimitation des

corridors fluviaux. Cette délimitation a été réalisée par interprétation des cartes géologiques au

1/50 000 du BRGM (Bureau de Recherche Géologique et Minière) et des cartes topographiques au

1/25 000 de l’IGN (Institut Géographique National). La limite des corridors fluviaux correspond à

l’extension des alluvions anciens.

Le second niveau s’intéresse à la relation existant entre le cours d’eau actuel et la nappe de

gravier qui s’est déposée au cours du Weichselien (120 000 à 10 000 ans BP). En fonction des

relations stratigraphiques observées entre le cours d’eau et la nappe de gravier, 4 sous-systèmes sont

définis :

1. Sous-système incisé (cas (a) sur la Figure 14) : L’érosion fluviale ayant eu lieu durant la période

Tardiglaciaire (15 000 ans BP) a provoqué une incision linéaire dans la nappe de gravier et dans la

roche mère. Le sous-système incisé est situé le plus souvent en tête de bassin. Il correspond à des

hydrosystèmes étroits et encaissés présentant de fortes pentes.

2. Sous-système emboîté (cas (b) sur la Figure 14) : L’alternance de plusieurs cycles d’érosion et de

sédimentation au cours des périodes Tardi- et Postglaciaire ont provoqué une incision dans la

nappe de gravier Weichselienne mais sans atteindre la roche mère. Les sous-systèmes emboîtés

sont caractérisés par de larges plaines alluviales présentant des faciès géomorphologiques très

variables et de nombreuses annexes hydrauliques. Les pentes longitudinales sont moyennes à

faibles.

3. Sous-système superposé (cas (c) sur la Figure 14) : Au cours de l’Holocène, des sédiments fins se

sont déposés au dessus de la nappe de gravier Weichselienne provoquant une surélévation de la

plaine alluviale. Ces sous-systèmes sont caractérisés par de larges plaines alluviales, le plus

souvent horizontales, présentant des pentes moyennes à fortes.


40

4. Sous-système stable (cas (d) sur la Figure 14) : La nappe de gravier Weichselienne n’a pas été

modifiée par sédimentation ou érosion.

Le troisième niveau de la classification s’intéresse à la sédimentation durant la période

Holocène fossilisant les nappes de graviers précédemment déposées. Quatre types de remplissage sont

alors considérés : le dépôt minéral, le dépôt organique, le dépôt mixte (organique et minéral) et enfin

l’absence de dépôt. Le quatrième niveau décrit les principaux faciès hydrogéomorphologiques

rencontrés dans le fond de vallée : morphologie subhorizontale, morphologie à dépressions et levées et

morphologie à chenaux et montilles.

Tous les cas de figure ne sont pas possibles. Au final, cette classification géomorphologique

comporte 4 classes au niveau 2, 9 classes au niveau 3 et 13 classes au niveau 4 (Figure 14).

Figure 14 : Schématisation des différents niveaux de la classification géomorphologique (d’après Gaillard et al., 2001).

Cette classification ayant des bases géomorphologiques pourrait permettre, dans la lignée des

travaux menés par Brinson (1993) (cf. partie 1.3.2), d’identifier des fonctionnements hydrologiques et

géochimiques communs par type de corridors fluviaux définis.

41

3.3.3.3. Classification hydrologique

La classification hydrologique développée dans le cadre du PIREN-Seine (Gaillard, Sebilo,

Brunstein, N'Guyen-The, Grably, Fustec, Bendjoudi, Bravard, Amezal, Billen et Mariotti, 2001) fait

une distinction entre les flux de surface (transferts rapides) et les flux souterrains (transferts plus lents).

Les flux souterrains sont pris en compte à travers la perméabilité de l’encaissant et les flux de surface

à travers le temps de concentration. La formule utilisée pour le temps de concentration est celle de

Kirpich (1940) (Tc = 0.1875 L0.77 S-0.385 ) qui fait intervenir la pente moyenne (S) et de la longueur du

plus long thalweg (L) et qui a été établie pour les petits bassins versant agricoles. L’association de

classes de perméabilité et de classes de temps de concentration permet de dégager trois types de

régime hydrologique (Figure 15) :

• Cas 1 : régime hydrologique dominé par les apports atmosphériques et de surface (caractéristique

de l’amont des bassins) pour lequel il existe une grande variabilité fortement liée aux conditions

climatiques;

• Cas 2 : régime hydrologique mixte ;

• Cas 3 : régime hydrologique dominé par les apports souterrains (caractéristique de l’aval des

bassins) pour lequel la variabilité est atténuée par le stockage en période de crue et la décharge des

nappes en période d’étiage.

Figure 15 : Les trois types de régimes hydrologiques ((PNRZH), 2005).

Cette classification a deux limitations principales. En premier lieu, les temps de concentration

calculés à partir de la formule de Kirpich semblent particulièrement petits. Ceci est lié au fait que les

chemins de l’eau ne sont pris en compte dans cette formule que de façon très limitée. La seconde

limitation de cette classification vient du fait qu’elle ne fournit des informations sur le régime

hydrologique qu’au niveau du linéaire de la rivière et non sur la totalité du corridor. L’utilisation

d’indices topographiques (cf chapitre 2) pourrait permettre de remédier à ces 2 inconvénients.


42

Cette classification a été par la suite croisée avec la classification géomorphologique (cf

partie 3.3.3.2) permettant ainsi de connaître le fonctionnement hydrologique lié aux différents types de

corridors alluviaux définis dans la classification géomorphologique.

3.3.3.4. Vers une typologie fonctionnelle : la définition d’indices fonctionnels

Sur la base des travaux réalisés par Brinson (1995) (cf partie 1.3.2), Joyeux (2005) a proposé un

indice concernant la rétention des nitrates (équation 24). Cet indice est composé de 11 indicateurs

jugés pertinents pour estimer la fonction de rétention des nitrates. Ces indicateurs indépendants les uns

des autres sont regroupés dans le Tableau 7. Chacun d’entre eux est codé et renseigné de façon semi-

quantitative (0.1 : mauvais ; 0.5 : moyen ; 0.9 : bon). L’indice ne donne pas d’importance particulière

à certains indicateurs, tous les indicateurs sont additionnés et le total est divisé par le nombre

d’indicateurs de manière à obtenir une note de l’indice comprise entre 0 et 1.

(24)

Tableau 7 : Indicateurs retenus pour la fonction rétention des nitrates.

Les résultats cartographiques obtenus pour cet indice sur l’ensemble de la Seine sont présentés

sur la Figure 16. Les résultats obtenus lors de cette étude restent à interpréter avec prudence pour le

moment aucune validation n’a été réalisée pour ce travail. Une validation possible consisterait à

réaliser des bilans de nitrates afin d’appréhender des taux de rétention tel que nous l’avons fait dans le

chapitre 5.

43

Figure 16 : Indice de potentialité des corridors fluviaux vis à vis de la fonction de rétention et d’élimination des nitrates.

45

Chapitre II. Localisation des zones humides dans le bassin de la Seine

L’objectif général de ce chapitre est de contribuer à la délimitation des zones humides à partir

de données facilement accessibles à l’échelle d’un large bassin versant comme celui de la Seine. Cet

objectif répond à une demande des gestionnaires, qui, pour mieux pouvoir préserver les nombreux

impacts des zones humides à l’échelle du bassin doivent connaître leur emplacement et leur limite.

Au début de ce travail, seule la classification géomorphologique des corridors alluviaux (cf

chapitre 1) était disponible sur une partie du bassin de la Seine. Cette classification ne concernant pas

spécifiquement les zones humides mais l’ensemble du corridor alluvial, il nous a paru intéressant de

confronter cette classification à une méthode de délimitation des zones humides basée uniquement sur

la topographie. C’est dans cette optique que nous avons calculé les indices topographiques développés

précédemment dans le modèle hydrologique TOPMODEL et donnant des résultats intéressants en

terme de distribution spatiale des zones potentiellement saturées. Les indices topographiques ont donc

été calculés sur l’ensemble du bassin de la Seine et comparés à différentes sources cartographiques

pouvant renseigner sur l’emplacement des zones humides ainsi qu’à la classification

géomorphologique des corridors alluviaux. Les résultats présentés ici sont en grande partie ceux de

Curie et al. (2006). La classification géomorphologique ayant, depuis, été étendue à l’ensemble des

sous-bassins de la Seine, nous avons refait les calculs la concernant pour ce chapitre mais les résultats

vont dans le même sens que ceux obtenus précédemment et présentés dans Curie et al. (2006).

1. Utilisation des indices topographiques pour la détermination et la cartographie des zones humides

1.1. Définition générale

Une méthode permettant de prédire la distribution des zones humides dans un bassin versant

consiste à prendre en compte la géomorphologie du bassin. En effet, la topographie est le principal

facteur influençant la direction des écoulements. Cappus (1960) propose alors le concept d’aires

contributives variables selon lequel les différentes zones d’un bassin versant ne contribuent pas de

manière égale aux flux d’eau. La localisation de ces aires contributives dépend de la convergence des

différents flux d’eau, de la pente et de la conductivité hydraulique. Ce concept a été développé par la

suite par différents auteurs (Burt et Butcher, 1985 ; Hewlett, 1961 ; Hewlett et Troendle, 1975 ; Ward,

1982).

Chapitre II : Localisation des zones humides dans le bassin de la Seine

46

La relation existant entre ces aires contributives et la topographie a été formalisée dans le

modèle hydrologique TOPMODEL (Beven, 1986 ; Beven et Kirkby, 1979). Ce modèle est basé sur

l’hypothèse qu’en tout point le gradient hydraulique de la nappe est égal à la pente topographique

locale. Une seconde hypothèse consiste à assimiler les variations de la nappe à une succession d’états

permanents sous une recharge uniforme. Ces hypothèses permettent aux auteurs de relier la profondeur

locale de la nappe à un indice topo-sol (its):

its = ln (a / T tan β) (25)

où a est la surface contributive par unité de longueur, β la pente locale et T la transmissivité.

Dans la plupart des cas, les variations de la transmissivité sont négligées devant celles de la pente et de

l’aire contributive. L’indice résultant, appelé indice topographique (it), se note alors :

it = ln (a / tan β) (26)

Plus l’aire de drainage amont est importante et plus la pente locale est faible, plus la quantité

d’eau drainée sera grande et plus l’évacuation de celle-ci sera difficile. L’indice topographique peut

donc être considéré comme un indice de saturation dont la valeur reflète donc le potentiel de saturation

du sol.

Pour calculer l’indice topographique, seul un modèle numérique de terrain est nécessaire. Ces

dernières années, la généralisation des MNT, notamment grâce à des méthodes de télédétection, a

favorisé l’usage de l’indice topographique comme identificateur de zones potentiellement saturées.

Cette méthode présente en effet l’avantage d’être facile à mettre en œuvre et possible sur de grandes

zones à la différence de méthodes de télédétection qui nécessitent un important travail d’interprétation

ou de méthodes plus naturalistes basées sur l’observation directe de la faune et de la flore possibles

seulement sur des zones réduites.

1.2. Etudes antérieures

Cet indice topographique a été utilisé par de nombreux auteurs comme un indice de saturation

afin de déterminer l’emplacement et la superficie des zones humides dans un bassin versant. Parmi ces

études, seulement un nombre restreint d’entre elles ont établi une comparaison de ces zones à fort

potentiel de saturation avec des données de validation cartographiques. Ces études, regroupées dans le

Tableau 8, ont été réalisées sur des bassins versants de taille modeste dont les surfaces varient de 0.6 à

164 km². La plupart de ces bassins sont situés sur des terrains métamorphiques. La résolution spatiale

des MNT (modèle numérique de terrain) utilisés pour calculer les indices topographiques est

généralement bonne avec des tailles de mailles allant de 10 à 50 mètres.

47

Tableau 8 : Récapitulatif des études utilisant l’indice topographique comme un indicateur de zones humides. Seules les études ayant établi une comparaison avec des données de validation sont

présentées dans ce tableau. Auteurs Localisation Taille du

bassin versant (km²)

Taille de mailles (m)

Précipitation annuelle

moyenne (mm)

Topographie Géologie

Mérot et al. (1995) Crac'h (Bretagne)

54 40 700 pentes douces pente moyenne = 0.8°

pente max = 11.6° alt 6.6 to 53.4 m

granite

Kervijen (Bretagne)

44 40 1050 pentes moyennes pente moyenne = 3.1°

pente max = 18.4° alt 1.7 à 242 m

schistes briovériens

Curmi et al. (1998) Coët Dan (Bretagne)

12 30 713 pentes moyennes alt 65 à 136 m

schistes briovériens

Rhode et Seibert (1999)

Nasten (Suède)

6.6 50 et 200 660 pentes douces pente moyenne = 0.03°

alt 18 à 55 m

Granite

Kassjoan (Suède)

164 50 et 200 700 pentes douces pente moyenne = 0.06°

alt 227 à 532 m

granite dolérite gneiss

Korsiberget (Suède)


alt 445 à 635 m

andésite métamorphique

Hemberget (Suède)


alt 441 à 547 m

granite fracturé

Mérot et al. (2003) France 6.3 50 730 altitude moyenne = 95 m granite Pays-Bas 10.6 10 761 altitude moyenne = 55 m argiles tertiaires Pologne 0.88 10 601 altitude moyenne = 116 m argile sable moraine Espagne 35.5 20 434 altitude moyenne = 80 m granite Suisse 16 25 1100 altitude moyenne = 80 m moraine karst Royaume-Uni 0.84 20 800 altitude moyenne = 90 m moraine

Mérot et al. (1995) tentent de prédire l’extension des sols inondés en utilisant l’indice

topographique dans deux petits bassins versants de Bretagne localisés en zone métamorphique. Lors

de cette étude, les cartes d’indice topographique ont été comparées à des cartes pédologiques au

1/25 000. Cette étude permet de mettre en évidence un lien entre les valeurs d’indices topographiques

et les régimes hydriques des sols déterminés à partir d’observations sur le terrain. La fixation d’une

valeur seuil sur l’indice topographique permet de diviser le bassin versant en 2 zones : une zone

saturée avec des fortes valeurs d’indices topographiques et une zone non-saturée. La valeur de ce seuil

dépend à la fois de la résolution du MNT (cf partie 4) et de la zone d’étude. Cette méthode de

localisation des zones humides donne de bons résultats, néanmoins, il arrive que les forts contenus en

eau ne correspondent pas toujours aux fortes valeurs d’indices topographiques (Crave et Gascuel-

Odoux, 1997). La topographie locale et amont ne suffit pas, dans certains cas, à expliquer les zones

présentant un fort contenu en eau.

Rhode et Seibert (1999) ont montré que l’indice topographique permettait d’estimer la position

et l’extension des zones saturées qui ne sont pas connectées au réseau hydrographique telles que les

dépressions dans des paysages de moraines en Suède. Dans un petit bassin versant Breton, Curmi et al.

(1998) ont établi une relation entre des classes d’hydromorphie de sol et l’indice topographique.

Chaque classe d’hydromorphie du sol correspond à un intervalle de valeurs de l’indice topographique.


48

Dans cette étude, ils ont montré logiquement que l’hydromorphie d’origine topographique était mieux

estimée que celle d’origine lithologique, l’indice topographique prenant en compte les caractéristiques

géomorphologiques du bassin et non pas les couches géologiques.

1.3. Les autres indices topographiques développés.

D’autres indices ont été développés pour améliorer la prédiction de la localisation des zones

humides (Tableau 9).

Tableau 9 : Récapitulatif des différents indices de saturation développés. Nom de l’indice Formule Paramètres

Indice topographique it = ln (a / tanβ ) a = surface spécifique β = pente locale

Indice topo-sol its = ln (a / T tanβ ) a = surface spécifique

β = pente locale T = transmissivité

Indice topo pente aval itp = ln (a / tanβ ) a = surface spécifique

β = pente aval

Indice climato-topographique ict = ln (a * Pe / tanβ ) a = surface spécifique

Pe = précipitation effective annuelle moyenneβ = pente locale

Gascuel-Odoux et al. (1998) proposent un premier indice modifié où la pente locale ( β ) est

remplacée par la pente aval qui correspond à la pente moyenne entre le point et la rivière en suivant le

chemin de l’eau à la surface du sol. La prise en compte de la pente aval à la place de la pente locale se

justifie car elle permet d’introduire une référence à la rivière et de ce fait d’éliminer les zones humides

non connectées au réseau hydrographique.

Les conditions climatiques, notamment la quantité d’eau reçue par un bassin versant, sont

susceptibles de modifier l’extension des zones humides dans celui-ci. Un nouvel indice topographique

prenant en compte les conditions climatiques a alors été proposé par Mérot et al. (2003). Dans cet

indice la surface contributive, a, est multipliée par la hauteur moyenne annuelle des précipitations

efficaces, Pe (la part des précipitations qui n’est pas évapotranspirée). L’indice climato-topographique

ict = ln(a * Pe / tan β) (27)

permet de comparer des bassins versants recevant des précipitations différentes. Cet indice a été

validé en comparant 6 zones d’étude présentant des caractéristiques climatiques (précipitations

moyennes annuelles allant de 67 à 592 mm), géologiques et géomorphologiques différentes.

49

2. Sources d’informations cartographiques, concernant les zones humides, disponibles sur le bassin de la Seine

A l’échelle du bassin versant de la Seine, on ne dispose que de très peu de données concernant

les zones humides. Seules deux sources de données ont pu être exploitées : les sols hydromorphes des

cartes pédologiques et les informations présentes sur les cartes topographiques de l’IGN.

2.1. Les cartes pédologiques

Les sols hydromorphes extraits des cartes pédologiques se révèlent être une bonne voie

d’identification des zones humides. Bien que cette source d’information ne concerne pas directement

les zones humides, elle permet de déterminer l’emplacement des sols inondés suffisamment

fréquemment pour devenir hydromorphes. La présence de sols hydromorphes est utilisée, dans de

nombreuses études, pour valider la localisation des zones humides déterminées à partir d’indices

topographiques (Tableau 8).

Sur le bassin de la Seine, nous ne disposons que de deux cartes pédologiques au 1/50 000 de

l’INRA (Institut National de la Recherche Agronomique) au niveau des villes de Tonnerre et de Saint

Dizier (Figure 17). Nous avons numérisé et géoréférencé les dépôts fluviaux et les sols hydromorphes

de ces deux cartes. Ces sols humides couvrent 9.6 % de la surface de la carte de Tonnerre et 15.3% de

la carte de Saint Dizier. A elles deux, ces cartes ne couvrent que 5 % du bassin de la Seine. La carte

pédologique au 1/1 000 000 couvrant l’ensemble de la France n’a pas été utilisée car elle n’offre pas

un niveau de détails suffisant pour notre étude. Les types de sols des 2 cartes pédologiques utilisées

sont définis selon la classification française adoptée par la Commisssion de pédologie et de

cartographie des sols (CPCS, 1967).

2.2. Les cartes IGN

Sur les cartes topographiques de l’IGN au 1/25 000, les zones humides sont représentées par de

petits symboles. Nous avons entouré ces symboles pour créer une couche numérique géoréférencée

des zones humides sur le bassin de la Seine (Figure 17). Ces cartes topographiques sont disponibles

sur l’ensemble du bassin de la Seine mais l’information concernant la présence des zones humides est

plus ou moins bien renseignée en fonction des cartes et de la date de leur mise à jour. De plus, cette

information concerne essentiellement les zones humides de type « marais » et de ce fait d’autres types

de zones humides telles que les zones humides alluviales ne sont que très peu représentées. Sur la

Figure 17, on constate en effet, que la Marne alluviale ne présentent quasiment pas de zones humides

de l’IGN.


50

Figure 17 : Localisation des zones humides extraites des cartes IGN et des sols hydromorphes des cartes pédologiques dans la bassin de la Seine.

Les zones humides des cartes IGN couvrent seulement 0.4 % de la surface du bassin de la Seine.

Lorsque l’on compare les 2 cartes pédologiques et les cartes de l’IGN, on constate que seulement

0.6 % des sols hydromorphes des cartes pédologiques sont notés comme zones humides sur les cartes

de l’IGN. L’information des cartes IGN est donc loin d’être exhaustive. L’absence de symboles

« zones humides » ne permet pas d’affirmer qu’il n’y a réellement pas de zones humides à cet endroit.

Les larges plaines alluviales sont particulièrement mal représentées sur les cartes IGN. On remarque à

quel point l’information est parcellaire dans une zone comme la Bassée (large plaine alluviale de la

Seine) classée en ZNIEFF et en ZICO et présente dans l’inventaire de Natura 2000 (Figure 18).

51

Figure 18 : Zones humides extraites de cartes IGN dans la Bassée et contours des corridors alluviaux de la classification géomorphologique.

3. Calcul des indices de saturation sur le bassin de la Seine Les indices de saturation présentés précédemment (cf partie 1.3) ont été calculés sur le bassin de

la Seine à partir d’un MNT de résolution 100 mètres fournit par Geosys (7 673 159 mailles). Les

calculs ont été réalisés à l’aide du logiciel Arcview 3.2. Pour le calcul de l’indice topo-sol nous avons

utilisé la carte hydrogéologique du Bassin de Paris (Albinet, 1967) au 1/100 000. Sur cette carte sont

représentées les principales lithologies affleurant dans le bassin parisien, l’information disponible ne

concerne donc pas les formations superficielles (sols ou dépôts alluvionnaires). Ne disposant pas de

données précises concernant la transmissivité et de la profondeur des formations nous avons utilisé les

3 classes de perméabilité (faible, moyenne et forte) fournies dans la notice de la carte pour déterminer

les valeurs de transmissivité. Nous avons utilisé dans un premier temps un facteur 100 entre chaque

classe de perméabilité puis un facteur 2. L’utilisation d’un facteur 100 entre chaque classe de

perméabilité permet de se rapprocher, au plus près, des ordres de grandeurs de transmissivité

déterminées dans le bassin de la Seine (Weng, 2000). Nous avons ensuite utilisé un facteur plus faible

pour évaluer la sensibilité de l’indice à la transmissivité. Les données de précipitation et d’évaporation,

utilisées pour déterminer la précipitation efficace annuelle moyenne nécessaire au calcul de l’indice

climato-topographique, sont celles fournies par Météo France et moyennées sur une période de dix ans

(1990 à 2000).


52

La Figure 19 présente le résultat du calcul de l’indice topographique sur la Seine. Les fortes

valeurs d’indices topographiques reproduisent assez correctement la localisation des grandes zones

humides identifiées (la zone de la Bassée, le marais de Saint Gond, le corridor de la Marne…) ainsi

que les zones humides situées en tête de bassin. Sur cette figure, on constate que les cônes de

sédimentation de la Marne (sur la carte de Saint Dizier), de l’Aube et de la Seine situés au niveau des

argiles de Gault ont tendance à présenter des valeurs d’indices topographiques assez fortes. Ces cônes

de sédimentation ne correspondent pourtant pas à des zones humides identifiées. Ces zones sont

caractérisées par un relief très plat et un sol très infiltrant. L’indice topographique ne prenant en

compte que le relief et non pas la perméabilité fait donc ressortir ces zones pourtant peu humides. Une

validation plus approfondie de cet indice sera effectuée dans la partie 5.

Figure 19 : Carte des indices topographiques dans le bassin de la Seine.

53

Visuellement, les 4 indices présentent des cartes relativement similaires. On peut néanmoins

souligner quelques différences de ces indices avec l’indice topographique :

• L’indice topo-sol fait ressortir les zones à faible perméabilité. La carte d’Albinet n’étant pas

suffisamment détaillée notamment au niveau des corridors alluviaux et ne prenant pas en compte

les formations superficielles, il s’établit une zonation en fonction de la géologie qui a tendance à

masquer les grandes zones humides au profit des zones peu perméables. Les cônes de

sédimentation au niveau des argiles de Gault présentent des valeurs d’indices encore plus fortes.

En effet, la carte d’Albinet ne fait pas apparaître les cônes de sédimentation constitués de matériel

très infiltrant et c’est la formation argileuse qui est prise en compte pour le calcul de l’indice topo-

sol. Ces erreurs sont d’autant plus importantes que le facteur utilisé entre chaque classe de

perméabilité est fort. Il faudrait pour réaliser correctement ce calcul disposer d’une carte des

formations superficielles sur l’ensemble du bassin de la Seine.

• L’indice pente aval créé pour éliminer les zones de plateaux (sous l’hypothèse qu’elles ne sont

pas humides) a tendance à réduire les zones humides de tête de bassin,

• L’indice climato-topographique présente peu de différences avec l’indice topographique. Il a

tendance à très légèrement diminuer les valeurs de l’indice au centre du bassin (les précipitations

étant plus faibles) et à les augmenter très faiblement dans la partie est (dans le Morvan où les

précipitations sont plus importantes). Les zones humides dans la partie est du bassin versant ne

sont pourtant pas très nombreuses, le Morvan étant très accidenté et cristallin. Cet indice ne prend

pas en compte la lithologie, les zones humides ressortent donc davantage à cause des précipitations

plus importantes.

Les principales caractéristiques des 4 indices de saturation sont résumées dans le Tableau 10.

On remarque que l’indice topographique simple présente les plus faibles valeurs aussi bien pour la

moyenne, le minimum que le maximum. Cette constatation s’explique simplement :

• pour l’indice climato-topographique : on multiplie par les précipitations annuelles efficaces

moyennes ce qui provoque une augmentation générale de l’indice assez importante.

• pour l’indice pente aval : on diminue globalement les pentes en les calculant entre un point et

la rivière au lieu de prendre la pente locale au niveau de ce point.

• pour l’indice topo-sol la division par la perméabilité qui est une valeur faible provoque une

augmentation de l’indice.

Tableau 10 : Caractéristiques des différents indices topographiques sur le bassin de la Seine.

Indices de saturation Moyenne de l’indice Indice minimum Indice maximum Déviation standard

Indice topo-sol 17.22 10.57 35.11 2.47 Indice topographique 9.89 3.19 27.36 2.43

Indice pente aval 11.10 3.82 30.05 2.31 Indice climato-topographique 16.27 10.07 33.87 2.40


54

Dans la suite de ce travail, nous nous concentrerons sur l’indice topographique simple qui paraît

donner des informations plus réalistes au vu des premières analyses effectuées. Cependant un indice

faisant intervenir la perméabilité des terrains superficiels et les précipitations efficaces donneraient

probablement de meilleurs résultats. La limitation principale lorsque l’on travaille sur un grand bassin

comme celui de la Seine vient alors de la disponibilité des données.

4. Influence de la résolution spatiale du MNT sur l’indice topographique : cas du bassin versant de l’Ourcq

Pour pouvoir déterminer l’influence de la résolution spatiale d’un MNT sur l’indice

topographique, il était nécessaire de disposer de MNT de différentes résolutions sur une même zone

géographique. Ne disposant pas de ces MNT, ceux-ci ont été créés dans le cadre d’un stage effectué

par Amrouch (2004), à partir de cartes topographiques de l’IGN au 1/25 000. La numérisation des

courbes topographiques étant un travail relativement long, nous nous sommes limités à un bassin

versant de taille moyenne connu pour abriter de nombreuses zones humides (identifiées précédemment

grâce à l’indice topographique à 100 m de résolution) et représentatif de l’occupation du sol des têtes

de bassin dans le bassin de la Seine : le bassin versant de l’Ourcq.

4.1. Présentation de la zone d’étude

Le bassin versant de l’Ourcq, situé dans le sous-bassin de la Marne (Figure 20), présente une

superficie de 1093 km² et repose sur des calcaires et des sables de l’Eocène. L’occupation du sol y est

principalement dominée par des terres arables à 71 % et par la forêt à 26 % (Figure 20). Les altitudes

du bassin versant de l’Ourcq s’étendent de 50 m au niveau de l’exutoire à 230 m sur la partie est du

bassin.

Figure 20 : (à gauche) Localisation du bassin versant de l’Ourcq dans le bassin de la Seine ; (à droite) Carte de l’occupation du sol (extraite de la base de données Corine landcover).

55

4.2. Elaboration des MNT

La première étape de ce travail a consisté à numériser les courbes de niveau des cartes

topographiques géoréférencées de l’IGN au 1/25 000. Ces courbes ont alors été converties en points

situés à égale distance les uns des autres afin de disposer d’une information la plus homogène possible.

Les points ainsi obtenus ont ensuite été interpolés par une « spline » grâce au logiciel Arcview 3.2.

Lors de cette interpolation, une fonction mathématique est ajustée à l’ensemble des points les plus

proches. Cette méthode d’interpolation a été retenue car elle permet de ne pas créer de fond plat dans

les vallées et sur les plateaux et de minimiser la courbure totale de la surface. Nous avons ainsi

appliqué cette méthode d’interpolation sur le bassin versant de l’Ourcq pour des résolutions de 300,

200, 100 , 75, 50 et 25 m. La résolution de 25 m est la résolution minimale à laquelle on peut

descendre pour extraire un MNT, cette résolution étant la résolution native des cartes topographiques

utilisées (1/25 000).

La phase d’interpolation induit la création d’artéfacts altimétriques tels que des dépressions qui

provoquent localement un piégeage de l’eau et empêchent la continuité des écoulements ou des zones

plates qui provoquent une dispersion des eaux et faussent ainsi le calcul de l’accumulation de l’eau.

Ces deux artéfacts de calcul ont été éliminés grâce à un programme réalisé par S. Théry et N. Bacq.

Le Tableau 11 récapitule les valeurs des altitudes minimum, maximum et moyenne ainsi que les

pentes maximum, minimum et moyenne des différents MNT interpolés à des résolutions différentes.

Tableau 11 : Résumé des caractéristiques des différents MNT créés sur la zone d’étude.

Résolution (en m)

Altitude maximum

(en m)

Altitude minimum

(en m)

Altitude moyenne

(en m)

Pente maximum

(°)

Pente minimum

(°)

Pente moyenne

(°) 300 230 47.5 139.9 7.4 0 1.8 200 231.2 50 139.6 9.6 0 2.1 100 230.5 17.8 139.5 37.2 0 2.7 75 230.4 21 139.6 36.6 0 2.9 50 262.3 6 139.6 65 0 3 25 309.4 0.6 139.6 77.9 0 3.2

On constate que quelle que soit la résolution du MNT, l’altitude moyenne reste constante. Par

contre, pour les MNT à haute résolution (75, 50 et 25 m) l’altitude minimum est très inférieure à la

valeur minimum de 50 m lue sur les cartes topographiques. Ce problème identifié pour les altitudes

minimums est également vrai pour les altitudes maximums qui dépassent la valeur de 230 m donnée

par les cartes topographiques. Ces constations nous ont amené à réaliser un test supplémentaire afin de

déterminer l’importance et la localisation des zones dont l’altitude est inférieure à 50 m et supérieure à

230 m. En fait ces zones ne concernent que quelques pixels situés au niveau de l’exutoire et sur un des


56

bords du bassin, donc dans des zones limitrophes où on ne dispose pas de suffisamment

d’informations. Ces valeurs ne sont donc pas indicatrices d’une mauvaise qualité de nos MNT.

La pente minimum est nulle à toutes les résolutions, ce qui indique que tous les MNT capturent

des zones plates. Au contraire, la pente maximum et la pente moyenne diminuent quand la résolution

du MNT diminue (le pas d’espace du MNT augmente). En effet, plus la taille des mailles est

importante et plus les altitudes comprises dans la zone sont hétérogènes. Les points hauts ont alors

tendance à être moins haut et les points bas moins bas. Les altitudes étant moins contrastées, les pentes

résultantes sont donc moins fortes.

4.3. Les indices topographiques

Nous avons appliqué le calcul de l’indice topographique à chacun des MNT créés lors de l’étape

précédente. Les indices topographiques obtenus à partir des MNT à résolution 300 m, 100 m et 25 m

sont présentés Figure 21. Les principales caractéristiques des indices topographiques calculés à partir

des différentes résolutions de MNT sont résumées dans le Tableau 12.

Figure 21 : Carte des indices topographiques obtenus avec un MNT de résolution 300 m (en haut à

gauche), avec un MNT de résolution 100 m (en haut à droite) et avec un MNT de résolution 25 m (en bas).

57

Tableau 12 : Valeurs minimum, maximum et moyenne de l’indice topographique pour les différentes résolutions de MNT.

Résolution des MNT Valeur minimum de l’indice Valeur maximum de l’indice

Valeur moyenne de l’indice

300 m 7.8 21.9 10.5 200 m 7.1 24.4 10 100 m 4.9 28.6 9.3 75 m 5.1 28.5 9.1 50 m 3.2 26.8 8.9 25 m 1.7 29 8.5

On constate que les valeurs minimum et moyenne de l’indice topographique décroissent avec

l’augmentation de la résolution du MNT et que la valeur maximum quant à elle a tendance à

augmenter. L’augmentation de la résolution du MNT provoque à la fois un décalage des valeurs des

indices topographiques vers des valeurs plus faibles et un changement de forme de la courbe

(Figure 22). Ces différences sont liées à l’effet de la résolution qui joue à la fois sur les pentes du

MNT (β) et sur l’aire de drainage amont (a). En effet, nous avons vu précédemment que lorsque la

résolution augmente, les pentes maximum et moyenne sont plus fortes. Ces pentes plus importantes

induisent des indices topographiques plus faibles, ce qui provoque en partie le décalage de la courbe.

La résolution a également un effet sur l’aire de drainage amont. En effet, la fréquence des petites

surfaces de drainage amont augmente lorsque la résolution du MNT augmente ce qui provoque à la

fois un décalage vers des valeurs d’indices topographiques plus faibles et un changement de forme de

la courbe. Les résultats obtenus, lors de cette étude, sont parfaitement cohérents avec ceux relevés

dans la littérature (Bruneau et al., 1995 ; Zhang et Montgomery, 1994).

Figure 22 : Courbes de fréquence cumulée obtenues pour les indices topographiques calculés à partir de MNT de résolutions différentes.


58

L’idéal serait de disposer sur l’ensemble du bassin de la Seine d’un MNT à 25 m. Cependant,

les résultats cartographiques obtenus à 100 m et 25 m ne présentent pas de différences majeures quand

à la position et à la superficie des zones potentiellement humides (Figure 21). On peut donc

considérer que l’emploi d’un MNT à 100 m est assez représentatif. On notera néanmoins, au vu des

résultats obtenus lors de cette étude, que les seuils permettant de distinguer les zones potentiellement

humides du reste du bassin versant ne seront valables que pour une résolution précise de MNT étant

donné la variabilité des indices topographiques en fonction de la résolution du MNT.

5. Comparaison de l’indice topographique avec les autres sources cartographiques

5.1. Comparaison avec les cartes pédologiques

La première analyse effectuée est une comparaison visuelle entre les sols « inondés » indiqués

sur les cartes pédologiques (de Tonnerre et de Saint Dizier) et les indices topographiques.

L’expression « sols inondés » est utilisée ici pour regrouper tous les types de sols pouvant être inondés

régulièrement ou occasionnellement d’après les légendes des cartes pédologiques. Les fortes valeurs

de l’indice topographique semblent bien coïncider avec l’occurrence des sols inondés sur les deux

cartes pédologiques. Les moyennes de l’indice topographique dans chacune des classes des sols

inondés pour les deux cartes pédologiques permettent de distinguer 3 groupes de sols (Tableau 13). Le

premier groupe correspond aux « sols hydromorphes », le second aux « sols alluviaux » et le troisième

aux « sols colluviaux ». Les moyennes de l’indice topographique sont statistiquement différentes selon

les tests de rangs de Wilcoxon (avec un niveau de signification de 0.01). Ces différences de moyennes

sont contrôlées par la localisation des types de sols. Les sols colluviaux sont situés en bas de pente et

présentent de plus fortes pentes que les sols alluviaux localisés dans les plaines d’inondation.

Tableau 13 : Récapitulatif des différents types de sols inondés pour les cartes pédologiques de Tonnerre (CT) et de Saint Dizier (CSD). Les sols sont classés en ordre décroissant d’intensité

d’humidité. Dans la colonne groupes de sols, SH correspond aux « sols hydromorphes », SA aux « sols alluviaux », SC aux « sols colluviaux » et SO aux « autres sols ».

Moyenne de l’indice

topographique

Ecart type de l’indice topographique

Nombre de pixels Pourcentage reconnu pour une valeur seuil de Groupes

de sols Types of sols

CT CSD CT CSD CT CSD 11.5 CT 11.2 CSD SH Sol hydromorphe 13.62 13.03 3.25 2.96 3058 3004 82.5 80.9

Sol alluvial hydromorphe 12.16 12.47 3.11 3.08 479 6862 60.0 57.6 Sol alluvial hydromorphe calcaire 11.61 12.36 2.65 3.28 345 17791 46.7 69.9

Sol alluvial humique calcaire 12.16 3.25 1150 59.3 Sol alluvial 12.71 3.52 2911 70.4

Sol alluvial calcaire 12.64 12.25 3.96 4.03 4961 161 62.0 60.9

SA

Sol alluvial et sol alluvial calcaire 12.84 3.78 5838 66.2 Sol colluvial hydromorphe 10.73 11.14 2.10 2.36 1130 382 21.9 41.9 SC Sol colluvial 10.97 10.54 2.46 2.32 753 10502 32.3 29.9

SO Autres types de sol 9.00 9.39 1.89 1.98 194620 213636

59

Nous avons ensuite déterminé une valeur seuil de l’indice topographique sur les deux cartes

pédologiques selon une méthode proposée par (Mérot, Ezzahar, Walter et Aurousseau, 1995). Nous

avons augmenté progressivement la valeur de l’indice seuil jusqu’à ce que la surface couverte par les

valeurs de l’indice topographique supérieures au seuil soit égale à l’aire couverte par les sols inondés.

Etant donné la large échelle des cartes pédologiques, nous n’avons pas pris en compte les petits cours

d’eau de manière à ne pas surestimer la valeur seuil de l’indice. Nous avons déterminé une valeur seuil

de 11.5 pour la carte de Tonnerre et de 11.2 pour la carte de Saint Dizier. Le Tableau 13 présente le

pourcentage de chaque sol reconnu comme zone humide en fonction des deux valeurs seuil

précédemment déterminées pour l’indice topographique. Les sols hydromorphes sont les sols les

mieux reconnus (82.5 à 80.9 %). Les sols alluviaux sont également relativement bien reconnus (46.7 à

70.4 %), par contre les sols colluviaux le sont beaucoup moins bien (21.9 à 41.9 %).

En utilisant la valeur seuil déterminée à partir de la carte de Tonnerre (11.5), nous estimons que

15.6 % du bassin de la Seine est couvert par des zones humides. Cette surface est plus grande que

l’estimation globale de 6 % proposé par Lefeuvre et al. (2000) mais se situe dans la fourchette de 1 à

30 % déterminé par Mérot et al. (2003) en Bretagne. Il est important de garder à l’esprit que les

indices topographiques informent sur l’extension des zones humides potentielles. L’indice ne prend

pas en compte le fait que certaines zones humides aient été asséchées ou détériorées suite au

développement des activités humaines.

L’estimation précédente de fraction de surface du bassin de la Seine couverte par les zones

humides est aussi dépendante des types de sols considérés pour caler la valeur seuil de l’indice

topographique. La moyenne de l’indice topographique est significativement plus faible pour les sols

colluviaux que pour les autres sols inondés. Ceci suggère que les sols colluviaux ont un potentiel de

saturation moins important que les autres sols inondés. Si nous ne prenons pas en compte les sols

colluviaux pour le calcul de la valeur seuil, celle-ci augmente à 12.5 pour la carte de Tonnerre et à

12.3 pour la carte de Saint Dizier. En considérant une valeur seuil de 12.5, les zones humides couvrent

alors 10.9 % du bassin de la Seine. Cette nouvelle estimation est d’avantage en accord avec les

connaissances qualitatives de l’extension des zones humides dans le bassin de la Seine et suggère que

les sols colluviaux ne sont pas assez inondés pour être considérés comme des zones humides effectives.

5.2. Comparaison avec les cartes IGN

Nous avons également réalisé une comparaison visuelle entre les zones humides extraites des

cartes IGN et les cartes d’indices topographiques. Cette comparaison a été effectuée sur l’ensemble du

bassin de la Seine. A titre d’exemple, deux sites représentatifs ont été choisis pour montrer les résultats

de cette comparaison : les marais de Saint Gond et la Superbe (Figure 23), ces deux sites étant

répertoriés dans les SCI (sites d’intérêt communautaire) du programme européen Natura 2000. A


60

l’image de ce qui était attendu, les zones humides de l’IGN correspondent aux fortes valeurs d’indices

topographiques. La moyenne des indices topographiques dans ces zones humides de l’IGN est de

13.49 (avec un écart type de 3.46). La moyenne élevée est liée au fait que seules les zones humides les

plus évidentes ont été répertoriées sur les cartes (telles que les marais). Les indices topographiques

donnent une délimitation plus complète des zones humides notamment au niveau des larges corridors

alluviaux. Dans la partie sud de la Figure 23 (droite), on constate par exemple que la plaine alluviale

de la Seine n’est pas identifiée comme une zone humide sur les cartes de l’IGN alors qu’elle présente

de fortes valeurs d’indices topographiques.

Figure 23 : Comparaison entre les indices topographiques et les zones humides délimitées à partir des cartes IGN (à gauche) au niveau des marais de Saint Gond et (à droite) sur la Superbe.

6. Comparaison de la classification géomorphologique et des données de validation

Le Tableau 14 montre le pourcentage de zones humides extraites des cartes IGN présentes à

l’intérieur des différents sous-systèmes de la classification géomorphologique sur l’ensemble du

bassin de la Seine à l’exception du bassin de l’Yonne. On constate qu’au total 90.9 % des zones

humides de l’IGN sont incluses dans les corridors alluviaux. Les sous-systèmes emboîté et superposé

en contiennent plus que les sous-systèmes stable et incisé.

La même analyse a été réalisée pour les sols inondés des cartes pédologiques de Saint Dizier et

de Tonnerre (Tableau 14). Seulement 52.5 % des sols inondés sont inclus dans les corridors alluviaux

de la classification géomorphologique pour la carte de Saint Dizier alors que 81 % des sols inondés

sont inclus dans les corridors de la carte de Tonnerre. Cette faible reconnaissance pour la carte de

Saint Dizier est peut être liée au fait que cette carte se situe au niveau des cônes de sédimentation de la

Marne et de l’Aube qui présentent une morphologie très particulière. Les sous-systèmes de la

classification restent néanmoins discriminants. La plupart des sols inondés sont situés à l’intérieur des

sous-systèmes emboîté et superposé.

61

Tableau 14 : Pourcentage des zones humides extraites des cartes IGN (sur l’ensemble du bassin de la Seine) et des sols inondés des deux cartes pédologiques présents à l’intérieur des sous-systèmes du

second niveau de la classification géomorphologique. Sous-systèmes Zones humides IGN Sols inondés de la carte de Saint Dizier Sols inondés de la carte de Tonnerre Emboîté 29.9 26.1 5.1 Incisé 4.6 4.2 2.2 Stable 0.5 1.2 0.6 Superposé 56.1 21.0 73.1 Total 90.9 52.5 81.0

Au vu de ces analyses, on constate que les zones humides sont largement prédominantes dans

les sous-systèmes emboîté et superposé. Ce résultat est en accord avec ce qui était attendu puisque ces

sous-systèmes présentent des caractéristiques importantes pour le développement des zones humides :

une large plaine alluviale, des pentes longitudinales et transversales faibles et de nombreuses annexes

hydrauliques.

7. Comparaison de l’indice topographique et de la classification géomorphologique

Nous avons tout d’abord réalisé une comparaison visuelle entre les cartes d’indices

topographiques et le premier niveau de la classification géomorphologique. A l’image de ce que l’on

peut observer dans la plaine alluviale de la Marne (Figure 24), les fortes valeurs de l’indice

topographique sont principalement localisées dans les corridors alluviaux. La moyenne de l’indice

topographique dans ces corridors est de 12.69. Lorsque l’on s’intéresse au second niveau de la

classification, on remarque que les moyennes sont significativement différentes d’un sous-système à

l’autre (Tableau 15). Les sous-systèmes emboîté et superposé présentent des moyennes

significativement plus fortes que celles des deux autres sous-systèmes. Cette analyse confirme que ces

types sont davantage susceptibles d’accueillir des zones humides que les types incisé et stable.

Figure 24 : Comparaison des indices topographiques et du premier niveau de la classification géomorphologique dans la plaine alluviale de la Marne.


62

Tableau 15 : Nombre de pixels, moyenne et écart type de l’indice topographique dans chacun des sous-systèmes du second niveau de la classification géomorphologique dans l’ensemble de la Seine.

Les moyennes de l’indice topographique sont statistiquement différentes dans chacun des sous-systèmes selon le test de Student (avec un niveau de signification de 0.01).

Sous-systèmes Nombres de pixels Moyenne Ecart type Emboîté 198866 13.74 3.61 Incisé 106720 10.93 3.28 Stable 57308 10.90 3.96 Superposé 301662 12.96 3.70 Réservoirs 1142 12.27 4.03 Total 527465 12.96 3.70

Dans le bassin versant de la Marne, nous avons réalisé une analyse détaillée de la distribution

de l’indice topographique dans chacun des 4 sous-systèmes de la classification géomorphologique

(Figure 25). Les quatre courbes de distribution sont bimodales. Le premier pic se retrouve sur les 4

courbes et est situé aux alentours de la valeur 6.5. Le second pic est proche de 11 pour les sous-

systèmes emboîté et superposé et de 14 pour les sous-systèmes incisé et stable.

Figure 25 : Courbes de fréquence de l’indice topographique dans les quatre sous-systèmes du second niveau de la classification géomorphologique.

Les valeurs de l’indice topographique de la rivière sont toujours fortes car l’aire contributive

correspondante est très grande. Dans la classification géomorphologique, les sous-systèmes emboîté et

superposé se développent dans de larges plaines d’inondation. Dans les corridors de ces 2 sous-

systèmes, un pixel correspond à la rivière avec une très forte valeur d’indice topographique et les

autres pixels à la plaine d’inondation avec des valeurs relativement fortes mais néanmoins plus faibles

que celles de la rivière. Trois cas de figure peuvent alors être observés : (1) des très fortes valeurs

d’indices topographiques correspondant à la rivière (vaguelettes localisées à la fin des courbes), (2)

des fortes valeurs de l’indice topographique correspondant à la plaine d’inondation (deuxième pic vers

11) et (3) des faibles valeurs de l’indice topographique correspondant par exemple à des montilles

63

situés dans le corridor (premier pic vers 6.5). Sur la Figure 24, on remarque une zone circulaire dans

le corridor fluvial, mise en évidence par de faibles valeurs d’indice topographique, pouvant

correspondre à un montille.

Les sous-systèmes stable et incisé sont caractérisés par des vallées étroites dont la largeur est

comparable à celle de la taille d’un pixel de notre MNT (100 m). Le corridor alluvial n’est pas

forcément exactement à la même place dans la classification géomorphologique et dans le MNT à

100 m que nous avons utilisé pour calculer l’indice topographique. De ce fait, deux cas sont possibles :

(1) les vallées dans les deux approches coïncident et le corridor alluvial de la classification

géomorphologique contient le pixel de l’indice topographique correspondant à la rivière et présentant

de fortes valeurs (deuxième pic vers 14), (2) les vallées ne sont pas superposées et le corridor de la

classification contient une faible valeur de l’indice topographique (premier pic vers 6.5).

8. Conclusion L’indice topographique qui présente l’avantage d’être facile à calculer sur de grandes surfaces

est un bon indicateur des zones humides et cela même lorsqu’il est calculé à partir d’un MNT à la

résolution de 100 m dans un large bassin sédimentaire. Cette analyse confirme donc que la

géomorphologie reste le principal facteur de la distribution des zones humides même dans un bassin

en contexte sédimentaire présentant de nombreux aquifères influençant largement l’hydrologie.

L’utilisation de l’indice topographique, nous a permis de confirmer que les classes de la typologie

géomorphologique les plus susceptibles d’accueillir des zones humides sont les sous-systèmes emboîté

et superposé ainsi que de préciser à l’intérieur des corridors les zones ayant potentiellement un plus

fort contenu en eau. Mais l’indice topographique n’est pas seulement limité aux corridors alluviaux et

peut également permettre d’identifier d’autres types de zones humides dans le bassin versant (situées

par exemple au niveau des têtes de bassins auxquelles nous ne nous sommes pas intéressés en

particulier dans cette étude).

Nous avons ensuite calé une valeur seuil de l’indice topographique à partir des sols inondés des

cartes pédologiques. L’utilisation de ce seuil permet de donner une idée un peu plus précise de la

surface du bassin versant de la Seine couvert par les zones humides. D’après nos estimations, le

pourcentage du bassin de la Seine couvert par les zones humides serait compris entre 10.9 et 15.6 %.

Dans une récente étude menée par l’AESN (Agence de l’eau Seine Normandie), une

cartographie des zones à dominante humide a été réalisée sur l’ensemble du bassin de la Seine-

Normandie. La méthode d’identification de ces milieux à composante humide est principalement

basée sur la photo-interprétation d’orthophotographies (à 5 m de résolution) et d’images satellitales.


64

Le Tableau 16 présente la typologie adoptée pour la cartographie de ces zones à dominante humide

comprenant 8 grands types et 16 sous-types.

Tableau 16 : Typologie adoptée pour la cartographie des zones à composante humide de l’AESN.

Types Sous-types 1.1 Eaux courantes 1.2 Annexes hydrauliques 1. Eaux de surface (stagnantes et courantes) 1.3 Plans d’eau 2.1 Boisements semi-naturels ou faiblement artificialisés ou à forte naturalité 2. Formations forestières humides et/ou marécageuses -

(taux de couverture > à 50%) 2.2 Boisements artificiels (peupliers, résineux, autres)

3. Prairies humides (pâturée ou fauchée) 4.1 Tourbières et bas-marais 4.2 Landes humides 4.3 Roselières 4.4 Mégaphorbiaies (zones à hautes herbes hygrophiles)

4. Marais intérieurs, tourbières et landes

4.5 sous-type non cartographiable ou non identifiable ou non différencié 5.1 Pannes dunaires (dépressions humides intradunaires) 5.2 Slikke, vasières (domaine de la boue et de la vase) 5.3 Schorre, prés salés

5. Marais littoraux et estuaires

5.4 sous-type non cartographiable ou non identifiable6. Terres arables

7.1 Zone urbaine : entités artificialisées (surfaces bâties et aménagements associés, zones industrielles)

7. Zones urbaines et autres territoires artificialisés 7.2 Autres : zones artificialisées non connectées à 7.1 (ex : déchetterie, zone de stockage de gravières, parking, etc.)

8. Mosaïques d’entités humides de moins de 1 ha

La photo-interprétation de l’ensemble du territoire n’étant pas envisageable à la fois pour des

questions de coût et de moyens techniques, celle-ci n’a été réalisée que dans les zones préalablement

identifiées comme zones à composante humide. L’identification de ces zones a nécessité l’utilisation

d’autres sources de données :

• la base de données Carthage qui permet de mettre en évidence les Zones Humides liées au réseau

hydrographique ou aux plans d’eau libre (même de petite taille) avec un assez bon niveau

d’exhaustivité.

• les couches « Milieux à Composante Humide » réalisées dans le cadre d’une étude du Museum

National d’Histoire Naturelle et de l’IFEN (en février 2002) qui reprennent, à l’échelle du

territoire français, des zones connues pour leur caractère humide.

65

• un indice topographique ajusté en fonction de la pente moyenne de la Petite Région Agricole :

CTIajusté = αPRA * CTI (28)

Où : - αPRA : un facteur proportionnel à la pente moyenne de la Petite Région Agricole où se trouve

le pixel

- CTI est l’indice topographique que nous avons calculé lors de cette étude.

Après détermination d’un seuil par comparaison avec les informations des cartes IGN, 15 % du

bassin versant est considéré comme zones potentiellement humides.

• D’autres inventaires existants ont également été mis à profit pour augmenter l’exhaustivité du

masque final : Inventaire des Forêts Alluviales, Zones Humides du Littoral Normand, Inventaire

des Peupleraies de l’IFN, Base de données pour la caractérisation des Corridors Fluviaux.

Au total, plus de 20 % de la zone d’étude à été retenue comme potentiellement humide ; des

travaux de terrain ont validé la fiabilité générale du masque. Après photo-interprétation, 5500 km² du

bassin versant Seine Normandie est considéré comme humide ce qui représente un peu moins de 6 %

du bassin versant. Nos estimations (10.9 à 15.6 %) sont légèrement supérieures à celle de l’AESN.

Cette différence est largement imputable au fait que l’indice topographique renseigne sur les zones

potentiellement humides en ne tenant pas compte de la disparition de certaines de ces zones du fait des

activités humaines (assèchement).

L’indice topographique a donc une place assez importante dans cette cartographie des zones à

dominante humide et a permis de délimiter assez rapidement les zones où la photo-interprétation

devait être réalisée.

67

Chapitre III. La zone humide alluviale de Droupt Saint Basle, méthodes d’étude et d’analyses

1. Le site d’étude

1.1. Choix du site d’étude

Plusieurs études concernant la dénitrification dans le bassin de la Seine se sont intéressées à des

cours d’eau en tête de bassin (Michelin, 2001 ; Moneron, 1999). A la différence de ces études, nous

voulions comprendre le fonctionnement d’une zone humide localisée dans une large plaine alluviale.

La zone d’étude choisie devait être représentative des zones humides de larges plaines alluviales avec

un profil géologique typique de ce que l’on peut rencontrer dans le bassin de la Seine moyenne. Notre

site d’étude devait donc présenter une limite franche entre les côteaux crayeux et les alluvions ainsi

qu’une épaisseur d’alluvions augmentant des côteaux crayeux vers la rivière.

Un site répondant à ces critères avait déjà été instrumenté à l’occasion du DEA de Vanessa

Teles (1995) lors d’une étude sur la dénitrification à l’interface craie-alluvions. Ce site a donc été

retenu pour la réalisation de notre étude. Il présentait entre autre les avantages d’être facile d’accès,

assez éloigné de sources de pollution éventuelle (route, agglomération, industrie…) et de point de

pompage susceptible de modifier les écoulements souterrains. Depuis plusieurs forages ont été réalisés

pour faciliter l’irrigation mais ils restent très peu exploités. Ces nouveaux forages sont néanmoins

susceptibles de modifier légèrement les écoulements durant le printemps et l’été.

1.2. Présentation du site d’étude

Notre site d’étude se trouve dans le département de l’Aube (10) à la sortie sud de la commune

de Droupt Saint Basle. Il se situe dans la plaine alluviale de la Seine, sur le ruisseau de Beauregard, en

amont de la confluence entre l’Aube et la Seine (Figure 26). Le ruisseau de Beauregard est un bras de

la Seine d’origine anthropique dont le débit est contrôlé par le barrage réservoir du lac de la forêt

d’Orient. L’instrumentation mise en place lors de l’étude précédente consistait en 4 forages placés le

long d’un chemin bordé de champs cultivés, de jachère, de parcelles boisées et d’anciennes gravières

artisanales, de petites dimensions, actuellement reconverties en étendues de pêche. Le chemin est

perpendiculaire à la rivière et relie la route allant de Rilly-Sainte-Syre au ruisseau de Beauregard.

Chapitre III : La zone humide alluviale de Droupt Saint Basle, méthodes d’étude et d’analyses

68

Figure 26 : Localisation du site expérimental de Droupt Saint Basle dans le bassin de la Seine. Les couleurs renseignent sur les différents sous-bassins de la Seine.

L’emplacement des forages sur le chemin a été déterminé en fonction de l’occupation du sol et

de la géologie (Figure 27). Ils sont à une distance d’environ 150 mètres les uns des autres. Le premier

forage F1 se trouve au croisement de la route et du chemin, à la limite craie-alluvions anciennes. Il

s’étend uniquement dans la craie ne présentant aucune trace d’alluvions. Le second forage F2, situé

après un champ cultivé et avant une zone regroupant d’anciennes petites gravières, présente une faible

épaisseur d’alluvions surmontant la craie. Le troisième forage F3 se trouve juste après les gravières et

est séparé du quatrième forage F4, situé à une vingtaine de mètres du ruisseau de Beauregard, par une

jachère. L’épaisseur des alluvions augmente du forage F2 (1,5 m d’épaisseur) au forage F4 où ceux-ci

atteignent une épaisseur de 5 m.

69

Figure 27 : Représentation schématique de la géologie et de l’occupation du sol au niveau du site d’étude. Les rectangles de couleur correspondent aux profondeurs de prélèvements et de mesures

investiguées au cours de l’étude. Elles sont mesurées depuis le haut des piézomètres (Partie 3.2.2 ).

Si l’on considère que l’eau souterraine venant des plateaux crayeux se dirige vers la rivière, le

positionnement des forages devrait permettre une analyse des flux d’azote le long d’une ligne

d’écoulement, perpendiculairement au Beauregard, en fonction de l’épaisseur des alluvions et des

différents types d’occupation du sol. La présence d’un forage avant et après les anciennes gravières

situées dans une zone boisée devrait permettre de déterminer la part de la diminution des

concentrations en nitrates due à la rétention par la végétation. Les piézomètres localisés avant (F3) et

après la jachère (F4), devraient renseigner sur l’influence de l’épaisseur des alluvions sur la

dénitrification.

1.3. Alimentation du ruisseau de Beauregard

L’alimentation du ruisseau de Beauregard par le réseau hydrographique est assez complexe

(Figure 28). En amont de la ville de Troyes, la Seine se divise en deux branches (Figure 29) : une des

deux branches est constituée par la Seine qui passe à Troyes et l’autre par la Vieille Seine qui se jette

dans le canal de Baires. Cette division a lieu juste après l’arrivée du canal de restitution du barrage

réservoir du Lac d’Orient. Les deux branches ont donc leur débit contrôlé par le barrage-réservoir. Le


70

Canal de Baires, dans lequel la Vieille Seine vient se jeter, est également alimenté par le canal de

restitution au niveau d’une vanne de séparation. La prise d’eau du Melda, ruisseau alimentant le

ruisseau de Beauregard, se fait au niveau du vannage de Champierre à Lavau sur le canal de Baires

(Figure 30). Le Melda qui est un des bras de la Seine rive droite est alimenté par différentes sources

au cours de son trajet dans la plaine alluviale. Son origine ne peut donc pas être totalement

anthropique même si son trajet a profondément été rectifié par l’homme sur certaines portions. Le

Melda se sépare ensuite au niveau vanne de Chauchigny, pour donner la petite Seine qui retournera un

peu plus loin dans le Melda, après la naissance du Beauregard (Figure 31).

Figure 28 : Réseau hydrographique dans la zone de Droupt Saint Basle. Chaque couleur correspond, ici, à un cours d’eau différent.

71

Figure 29 : (à gauche) Schéma d’arrivée du canal de restitution et de séparation de la Seine à l’amont

de Troyes (point numéro 2 sur la Figure 28) ; (à droite) Photo du déversoir d’alimentation de l’ancienne Seine.

Figure 30 : (à gauche) Schéma du vannage de Champierre à Lavau (point numéro 3 sur la Figure 28) ; (à droite) Photo du vannage de Champierre (le Melda est à gauche).

Figure 31 : (à gauche) Schéma de la naissance du Beauregard (point numéro 5 sur la Figure 28) ; (à droite) Photo de la naissance du Beauregard.


72

La gestion du barrage réservoir du Lac d’Orient influence donc considérablement le débit du

Beauregard. La complexité des apports et le manque d’information sur les pertes aux différentes prises

d’eau, déversoirs et vannes ne permettent pas le calcul du débit du ruisseau de Beauregard. Nous

avons réalisé au cours de cette étude une mesure de débit du Beauregard ainsi qu’un suivi de six mois

de la cote de l’eau dans le ruisseau. Durant les six mois de mesure, la cote de l’eau en rivière n’a

quasiment pas bougé (cf chapitre 4), la variation maximum observée est de 7 cm.

Le débit du Beauregard a été jaugé, à la date du 25/03/2005, au moyen d’un micromoulinet à

hélice OTT de type C2 ’10.150’. A la date du 25/03/2005, le débit est de 1.2 m3/s. Les calculs réalisés

pour obtenir ce débit sont présentés en Annexe 1.

2. Méthodes d’étude

2.1. La démarche

Le suivi du site a débuté en avril 2004 et s’est achevé en août 2005. Des mesures et des

prélèvements ont été réalisés chaque semaine durant cette période jusqu’en mai 2005 puis

mensuellement pendant la période estivale de 2005. Notre démarche a évolué au cours du temps en

fonction des résultats obtenus. Au début de cette étude nous nous sommes concentrés sur les 4

piézomètres en réalisant des mesures et des prélèvements à différentes profondeurs dans chacun

d’entre d’eux. Les résultats obtenus lors de ce suivi de 6 mois semblaient montrer un lien important

avec la rivière. Nous avons donc débuté les mesures et prélèvements en rivière à partir du mois

d’octobre 2004. Il nous est ensuite apparu nécessaire, pour bien comprendre le fonctionnement de

notre site d’étude, de ne pas seulement s’intéresser aux gradients perpendiculaires à la rivière mais

aussi aux déplacements latéraux parallèlement à la direction de la rivière. Nous avons alors mis en

place 10 tubes en acier permettant le prélèvement d’eau le long de la rivière et en position

intermédiaire entre la rivière et les 4 forages d’origine.

2.2. L’instrumentation du site

Les 4 forages d’origine sont profonds de 20 mètres. Ayant été mis en place dans l’objectif

d’observer d’éventuels gradients verticaux, les tubes en PVC, de 56,5 mm de diamètre intérieur,

présentent une alternance d’un mètre de tube plein et d’un mètre de tube crépiné (Figure 34). Lors du

remplissage du forage, cette structure a été renforcée par la mise en place de bouchons d’argile au

niveau des sections pleines du tube (Teles, 1995). Ce type de piézomètre permet de réaliser des

prélèvements à des profondeurs différentes en individualisant une tranche de la nappe d’eau au moyen

73

d’un packer (Partie 3.2). Les tubes en PVC dépassent d’environ 60 cm du sol et sont protégés en

surface par un tubage en acier (Figure 32).

Figure 32 : Photo d’un piézomètre (exemple du piézomètre F1).

Figure 33 : Photo d’un tube en acier galvanisé (exemple du tube T7).

Figure 34 : Structure des piézomètres (d'après Teles, 1995).

Figure 35 : Structure et positionnement des tubes en acier.

Ce dispositif a été complété lors de notre étude par l’installation d’une échelle limnimétrique

positionnée dans la rivière à proximité de la rive et par la mise en place de tubes en acier galvanisé à

proximité de la rivière. Ces tubes présentent un diamètre intérieur d’environ 2 cm et une longueur de

3 m. La mise en place de ces tubes présente l’avantage de nécessiter peu de matériel. On positionne

une pointe perdue au bout du tube en acier. Un collet à griffe est solidarisé au tube et au moyen d’un

bélier coulissant le long du tube on l’enfonce jusqu’à une profondeur d’environ 2.50 m, laissant ainsi

dépasser hors du sol 50 cm de tube (Figure 35 et Figure 33). On fait ensuite levier avec une chaîne


74

pour soulever légèrement le tube et créer un espace d’infiltration de l’eau entre le tube et la pointe

perdue. Ce dispositif ne permet de réaliser des prélèvements que lorsque la profondeur de la nappe est

inférieure à 2.50 m, ce qui a été le cas depuis la mise en place des tubes, durant la période estivale de

2005.

La Figure 36 présente le positionnement des tubes et piézomètres sur le site d’étude. Ceux-ci se

trouvant dans une large plaine alluviale, définir les limites du bassin versant d’alimentation en eau

souterraine n’a pas beaucoup de sens étant donné que toute la partie amont du bassin versant contribue

à son alimentation. En revanche, un bassin d’alimentation en eau de surface peut être déterminé à

partir de la topographie (Figure 36). Les 4 piézomètres d’origine, l’échelle limnimétrique ainsi que les

tubes ont été nivelés aux coordonnées NGF (Figure 37), en juin 2005, à partir d’un point de

coordonnées connues, situé à la sortie du village de Droupt Saint Basle. Pour réaliser le nivellement

nous avons utilisé un tachéomètre laser Nikon DTM. Le site d’étude présente de très faibles variations

d’altitude, au maximum 2.5 m d’écart sur les altitudes entre le piézomètre proche des côteaux crayeux

(F1) et les tubes proches de la rivière. Le nivellement a dû être réalisé avec beaucoup de précision

pour pouvoir apprécier les gradients hydrauliques de la nappe dans cette zone.

Figure 36 : Carte topographique de la zone d’étude.

75

Figure 37 : Courbes topographiques extraites des cartes IGN, positionnement et altitude des tubes et

piézomètres sur le site d’étude.

3. Méthodes de mesures et de prélèvements Les mesures et les prélèvements sont toujours effectués selon le même protocole, de manière à

ce que les résultats obtenus soient comparables entre eux.

3.1. Mesure du niveau piézomètrique

La première mesure réalisée sur les piézomètres et les tubes est celle du niveau piézométrique,

avant l’introduction des sondes dans les forages ou bien les prélèvements, de manière à ne pas fausser

la mesure. Elle est réalisée au moyen d’une sonde piézomètrique électrique manuelle.

Des capteurs de pression autonome de type MTD Diver (SDEC France) ont été installés dans les

4 forages d’origine à quelques mètres sous la surface de l’eau. Ces sondes ont été programmées pour

mesurer et enregistrer la pression absolue toutes les heures. Ces capteurs sont compensés en

température, celle-ci est enregistrée également toutes les heures. Une sonde de type MTD Diver

barometer a également été mise en place dans le forage F1 pour mesurer la pression atmosphérique. La

pression relative est ensuite calculée en soustrayant la pression atmosphérique à la pression absolue.

Pour effectuer les calculs nous avons utilisé le logiciel LDM (Logger Data Manager). Ce logiciel

convertit directement les pressions en hauteurs de colonne d’eau, puis cale les mesures à partir d’une

mesure effectuée sur le terrain à une date et une heure connue.


76

3.2. Mesure des paramètres physico-chimiques

Quatre paramètres physico-chimiques ont été suivis lors de cette étude : l’oxygène dissous, le

potentiel redox, le pH et la conductivité. L’oxygène dissous a toujours été mesuré en premier, ce

paramètre pouvant se révéler sensible à une réoxygénation du milieu provoquée par l’introduction des

autres sondes. Les valeurs des trois autres paramètres n’étant pas susceptibles d’être modifiées, aucun

ordre particulier n’a été établi pour leur mesure.

3.2.1. Matériel

La teneur en oxygène dissous est mesurée à l’aide d’un oxymètre (WTW Multi 340i) muni

d’une électrode (WTW CellOx 325) à sonde de température intégrée. La calibration de l’appareil est

effectuée sur le terrain par rapport à la température de l’air avant de commencer les mesures (Système

OxyCal WTW). Cette mesure se stabilise assez rapidement en une à deux minutes.

Le potentiel redox est mesuré au moyen d’une électrode combinée (SensoLyt PtA) relié au pH-

mètre (WTW pH 197i). L’électrode ne s’étalonnant pas on se contente de vérifier que la valeur du

Redox est bien de 470 mV à 25°C sur une solution de valeur du potentiel redox connue avant de

débuter les mesures sur le terrain. Cette mesure étant très longue à se stabiliser, nous avons pris le parti

de fixer un temps de mesure de stabilisation de 15 minutes pour toutes nos mesures, de manière à

rendre les résultats comparables entre eux. Plusieurs tests ont été réalisés sur l’évolution de la valeur

du redox, après 15 minutes de stabilisation, cette valeur n’évolue presque plus.

Le pH est mesuré à l’aide d’un pH-mètre (WTW pH 197i) muni d’une électrode combinée

(SensoLyt SEA). L’électrode de référence est une électrode Ag/AgCl logée dans un électrolyte solide

polymère résistant à la pression. Le pH-mètre est étalonné avant de commencer les mesures sur le

terrain au moyen de deux étalons (pH 4 et pH 7). La mesure est quasi immédiate.

La conductivité est mesurée à l’aide d’un conductimètre (WTW LF 197) et d’une sonde

conductimétrique (WTW Tetracon 325). Le conductimètre ne nécessite pas d’étalonnage, on se

contente de vérifier de temps en temps, au laboratoire, grâce à une solution de conductivité connue,

que la valeur de la conductivité est bien de 1413 µS/cm à 25°C. La mesure est quasi immédiate

Chacune des sondes est munie d’une sonde de température intégrée permettant une correction

automatique des valeurs mesurées, ces paramètres étant tous plus ou moins sensibles à la température.

On ne dispose pas de sonde de température spécifique, on considérera donc comme valeur de

température la moyenne des températures mesurées par ces 4 sondes.

77

3.2.2. Mode opératoire

Pour les piézomètres, on réalise les mesures de l’oxygène dissous, du potentiel redox, du pH et

de la conductivité in situ juste après avoir procédé à la mesure du niveau piézomètrique. On a choisi

de pratiquer les mesures en introduisant les sondes dans les piézomètres avant de faire les

prélèvements, car la concentration en oxygène dissous qui est un paramètre important dans notre étude,

est susceptible d’être fortement augmentée par le brassage de l’eau lors des prélèvements. Toutes les

mesures sont réalisées à différentes profondeurs avant de passer aux prélèvements d’eau (Figure 27).

Le piézomètre F1 étant entièrement dans la craie, nous avons investigué une seule profondeur à 5 m.

Pour le piézomètre F2, les mesures ont été effectuées à 3 et 5 m de profondeur. La profondeur de 3 m

correspondant aux alluvions et celle de 5 m à la craie. Le piézomètre F3 présentant une structure

comparable à celle de F2, les mesures ont également été effectuées dans les alluvions à 2.5 m de

profondeur et dans la craie à 5 m de profondeur. Le piézomètre F4 possédant une épaisseur d’alluvions

plus conséquente, 2 profondeurs dans les alluvions ont été investiguées (à 3 et à 5 m), des mesures ont

également été réalisées dans la craie à 7 m de profondeur. Les profondeurs indiquées sont mesurées

depuis le haut des piézomètres soient environ 50 cm au dessus du sol. Le Tableau 17 donne la

correspondance entre les profondeurs de prélèvements mesurées depuis le haut des piézomètres et la

cote NGF à laquelle les prélèvements sont réalisés.

Tableau 17 : Profondeurs des prélèvements dans les piézomètres et cotes NGF correspondantes.

Piézomètres Cotes NGF à la base des piézomètres

Hauteur des piézomètres

Profondeur de prélèvement à partir du haut des piézomètres

Cotes NGF des prélèvements

F1 86.55 m 0.59 m 5 m 82.14 m 3 m 82.46 m F2 84.94 m 0.52 m 5 m 80.46 m

2.5 m 82.68 m F3 84.59 m 0.59 m 5 m 80.18 m 3 m 82.69 m 5 m 80.69 m F4 85.09 m 0.60 m 7 m 78.69 m

Pour les tubes, les mesures devraient être faites in situ en introduisant les sondes de mesure dans

les tubes comme pour les piézomètres, mais ceux-ci se révèlent trop étroits pour permettre le passage

des sondes. Nous avons donc du procéder différemment du protocole suivi pour les piézomètres en

réalisant les mesures de l’oxygène dissous, du pH et de la conductivité dans l’eau prélevée. Il n’a pas

été possible de réaliser les mesures de potentiel redox car la présence d’acier influence les résultats.

Les valeurs de concentration en oxygène dissous sont probablement plus faibles que celles mesurées,

l’eau ayant été brassée et réoxygénée lors du prélèvement. Cependant, des tests réalisés sur les

piézomètres n’ont pas fait ressortir de différences très importantes quant aux valeurs de teneurs en

oxygène dissous mesurées in situ et dans l’eau prélevée.


78

Pour la rivière, les mesures de pH, de conductivité et d’oxygène dissous sont réalisées sur l’eau

prélevée. Le potentiel redox n’a pas été mesuré, cette mesure n’ayant pas de sens pour les eaux de

surface.

3.3. Modes de prélèvements et conditionnement des échantillons

3.3.1. Prélèvement dans les piézomètres

Les prélèvements sont effectués aux mêmes profondeurs que les mesures physico-chimiques

dans les piézomètres. Les prélèvements d’eau sont réalisés à l’aide d’un packer qui est un appareil de

prélèvement permettant d’isoler une tranche d’eau au moyen de manchons en caoutchouc gonflables.

On introduit le packer dans le tube en PVC et on le descend à l’aide d’une corde à la profondeur

voulue, en ayant soin de se positionner dans une zone ou le tube en PVC est crépiné de manière à

laisser passer l’eau. A l’aide d’un compresseur on gonfle les manchons qui viennent se coller à la paroi

du tube en PVC, on pompe alors l’eau présente entre les deux manchons au moyen d’une pompe à

vide. L’utilisation d’une pompe à vide ne permet pas de prélever en dessous de 10 mètres car cette

profondeur correspond à un bar de dépression (soit 1 atmosphère). Pour ne pas récupérer l’eau

stagnante dans le puits, on sollicite la nappe en pompant l’équivalent de 8 litres d’eau avant

d’effectuer notre prélèvement, en vu des analyses en laboratoire.

3.3.2. Prélèvement dans les tubes

Le mode de prélèvement de l’eau dans les tubes diffère de celui des piézomètres car les tubes ne

sont pas crépinés et trop étroits pour que l’on puisse utiliser le packer. La pompe à vide est alors

directement reliée à un tube en plastique que l’on introduit dans les tubes. Etant donné la conception

des tubes il n’est pas possible de solliciter la nappe autant que pour les piézomètres, on prélève alors

seulement un ou deux litres avant de procéder au prélèvement. Un premier prélèvement est utilisé pour

faire les mesures physico-chimiques et un second à obtenir l’eau pour les analyses en laboratoire.

3.3.3. Prélèvement en rivière

Pour prélever l’eau de la rivière, on lance un seau du milieu du pont. L’eau prélevée n’est donc

pas l’eau stagnant le long des berges. Un premier prélèvement est utilisé pour faire les mesures de pH,

de conductivité et d’oxygène dissous. On renouvelle l’opération pour obtenir l’eau destinée à être

analysée.

79

3.3.4. Conditionnement des échantillons

L’eau prélevée est utilisée pour la mesure de plusieurs paramètres : cations, anions et alcalinité.

Le conditionnement et le mode de conservation diffèrent pour ces différentes analyses (Tableau 18).

Le dosage de l’alcalinité est effectué sur de l’eau brute tandis que celui des cations et des anions

est réalisé, en laboratoire par chromatographie ionique, sur l’eau filtrée. La filtration sous vide de nos

échantillons a été réalisée directement sur le terrain. Elle permet une meilleure conservation des anions

en éliminant les bactéries susceptibles d’entraîner des modifications de concentrations en nitrates. Elle

permet également une meilleure conservation des cations pour lesquels l’acidification, permettant

d’éviter les problèmes de précipitation et d’absorption, ne peut se faire qu’après filtration. Les cations

ont été acidifiés avec quelques gouttes d’HNO3- concentré.

Pour réaliser la filtration, on crée à l’aide d’une pompe à vide une dépression sous le filtre au

travers duquel l’échantillon est aspiré. Dans notre étude, nous avons utilisé des filtres d’acétate de

cellulose avec un diamètre de pores de 0.20 µm, adaptés au dosage des anions et des cations.

Les échantillons destinés aux différentes analyses sont ensuite stockés dans des flacons en

polypropylène, en évitant de faire des bulles d’air. Ces flacons sont conservés durant la journée dans

une glacière puis au réfrigérateur une fois de retour au laboratoire. En vue d’analyses complémentaires,

un flacon a été conditionné comme l’eau destinée à l’analyse des anions et stocké au congélateur. Des

mesures de concentrations en Carbone Organique Dissous (COD) et des analyses isotopiques en 15N

ont été réalisées sur ces doublons.

Tableau 18 : Mode de conditionnement et de stockage des prélèvements d’eau en fonction du type d’analyses effectuées.

Flacons Volume Filtration Acidification Conservation au laboratoire

Analyses effectuées

1 125 ml Non non réfrigérateur alcalinité 2 125 ml Oui oui réfrigérateur cations 3 60 ml Oui non réfrigérateur anions 4 60 ml Oui non congélateur COD

15N


80

4. Méthodes analytiques en laboratoire

4.1. L’alcalinité

L’alcalinité a été mesurée dans un but indirect de vérification des résultats. C’est en effet un des

éléments qui nous permet de calculer la balance ionique. L’alcalinité correspond à la capacité d’une

eau à accepter des protons H+. Plus une eau est alcaline, plus elle est capable de maintenir son pH

constant lors de l’ajout d’acide. L’alcalinité de l’eau est principalement liée à la présence

d’hydrogénocarbonate (HCO3-) et de carbonate (CO3

2-) mais également d’hydroxyde d’alcalins et

d’alcalino-terreux.

Réactions de neutralisation de l’alcalinité :

(1) Neutralisation des hydroxydes : OHHOH 2⇔+ +−

(2) Neutralisation du CO32- : −+− ⇔+ 3

23 HCOHCO point équivalent à pH 8.3

(3) Neutralisation du HCO3- : 323 COHHHCO ⇔+ +− point équivalent à 4.2 < pH < 5.4

Le point d’équivalence correspond à la neutralisation complète de la base par l’acide et est

marqué par une forte variation de pH pour un faible volume d’acide ajouté. Le point d’équivalence de

la neutralisation des HCO3- n’est pas défini avec précision. Il dépend de la concentration en carbone

minéral total (H2CO3, HCO3- et CO3

2-). Lorsque les concentrations en HCO3- et CO3

2- augmentent dans

la prise d’essai (qui est le volume d’eau prélevé pour réaliser l’analyse), le point d’équivalence est

déplacé vers des pH plus acides.

Deux grandeurs peuvent être mesurées :

• Le titre alcalimétrique (TA) qui correspond à la quantité d’acide à ajouter pour arriver à la

première équivalence (celle des carbonates) :

[ ] [ ]−− += 232

1 COOHTA (29)

où les concentrations sont exprimées en meq/l.

• Le titre alcalimétrique complet (TAC) ou alcalinité totale qui correspond à la quantité d’acide à

ajouter pour arriver à la deuxième équivalence (celle des hydrogénocarbonates) :

[ ] [ ] [ ]−−− ++= 323 HCOCOOHTAC (30)

où les concentrations sont exprimées en meq/l.

81

Les eaux prélevées et analysées ont toujours un pH inférieur à 8.3, de ce fait le TA est nul et

seule l’alcalinité totale peut être mesurée. Le dosage de l’alcalinité totale est réalisé sur l’eau brute

(non filtrée) par ajout progressif de H2SO4 à 1.589 N au moyen d’un titrateur digital. La prise d’essai

est de 50 ml. On note le pH à chaque ajout d’acide. La représentation du pH en fonction du volume de

H2SO4 ajouté permet de visualiser la forte baisse du pH correspondant à la neutralisation des HCO3-

vers un pH égal 4.5 (Figure 38). Le volume équivalent correspondant peut être lu directement sur la

courbe. Pour une meilleure précision, nous avons utilisé la méthode de Gran (1952) pour le calculer.

Le volume équivalent correspond à l’intersection de la fonction de Gran (F) avec l’abscisse dans le

graphique représentant la fonction de Gran en fonction du volume de H2SO4 ajouté (Figure 38).

pHtotalVolumeF −×= 10 (31)

Pour le cas présenté ici, le volume équivalent est de 0.093 ml.

On détermine ensuite la concentration en HCO3- en utilisant la formule suivante :

essaidprise

équivalentpoSOHHCO V

VCC

'

int42

3

×=− (32)

Figure 38 : (à gauche) Evolution du pH en fonction du volume de H2SO4 ajouté ; (à droite) fonction de Gran en fonction du volume de H2SO4 ajouté. Ces résultats sont ceux du piézomètre F2 à 3 m de

profondeur à la date du 15/02/2005.

Dans le cas présenté ici en exemple, la concentration en HCO3- est de 80 mg/l. Le dosage de

l’alcalinité nécessite un pH-mètre très précisément étalonné. Au cours de notre suivi, nous avons été

amenés à utiliser à un pH-mètre moins précis. Les valeurs obtenues lors de ces mesures sont de moins

bonne qualité et sont susceptibles d’entraîner une erreur lors du calcul de la balance ionique.


82

4.2. Le dosage des anions et des cations

Notre objectif étant l’étude de la dénitrification, nous aurions pu, à priori, nous contenter de

doser uniquement les différentes formes de l’azote (nitrites, nitrates et ammonium) sur les eaux

prélevées. Nous avons opté pour la chromatographie ionique d’une part pour la rapidité de la

technique et sa possibilité d’automatisation et d’autre part parce qu’elle permet d’obtenir les

concentrations de l’ensemble des éléments majeurs et offre donc ainsi une possibilité de contrôle des

mesures par le calcul de la balance ionique. Afin de valider les résultats obtenus en chromatographie

ionique pour les nitrates, qui est l’espèce chimique la plus importante en ce qui nous concerne, nous

avons procédé sur certains échantillons à une autre technique de dosage par réduction des ions nitrates

en ions nitrites sur colonne de cadmium.

4.2.1. La chromatographie ionique

Pour le dosage des anions et des cations, nous avons utilisé un chromatographe ionique de type

DX 100 commercialisé par Dionex Corporation couplé à un passeur AS 3500. Il n’est pas possible

d’analyser en même temps les cations et les anions sur cet appareil, d’une part parce que nous les

avons conditionnés différemment mais surtout parce qu’il existe une colonne spécifique pour les

anions et une pour les cations.

4.2.1.1. Principe de la chromatographie ionique

La chromatographie ionique est une technique analytique permettant de séparer les différents

ions présents dans une solution, dépourvue de matière en suspension, par élution (Rouessac, 1992).

Cette technique est fondée sur les différences d’affinités des ions pour deux phases : une phase

stationnaire (résine échangeuse d’ions) et une phase mobile (phase liquide). Ces différences d’affinités

vont entraîner des différences entre les vitesses de migration des ions permettant de les séparer. Les

ions migrent d’autant plus lentement qu’ils ont une forte affinité pour la phase stationnaire. Cette

affinité est liée entre autre à la charge et à la taille des ions. On peut donc classer les anions et les

cations par ordre d’affinité décroissante pour la phase stationnaire. Plus l’affinité pour la phase

stationnaire est faible et plus l’ion sortira rapidement. On obtient donc le classement suivant par ordre

de vitesse de sortie croissante :

Anions : Cl- > NO3- > PO4

3- > SO42-

Cations : Na+ > K+ > Mg2+ > Ca2+

Les résines servant à la séparation des anions et des cations sont, de ce fait, différentes. Elles

sont chargées positivement pour la séparation des anions et négativement pour celle des cations.

83

Lorsque l’on dose les anions, par exemple, les cations n’interagissent pas avec la résine et sortent les

premiers formant un pic négatif au début du chromatogramme. Au final, la séparation est la

combinaison de l’effet d’entraînement par la phase mobile et de l’effet de ralentissement par la phase

stationnaire.

Une fois les différents ions présents dans la solution séparés, ceux-ci sont détectés et quantifiés

par conductimétrie. L’utilisation de la conductivité comme mesure permettant de déterminer la

concentration des ions part du principe que la conductivité d’une solution est directement

proportionnelle à sa concentration lorsqu’elle ne contient que des ions de même nature.

Pour que le détecteur ne « voie » que les ions appartenant à l’échantillon, il faut éliminer les

ions constitutifs de l’éluant après la séparation des ions de l’échantillon. Cette étape est réalisée par un

suppresseur qui neutralise les ions constitutifs de l’éluant ayant une forte conductivité et brouillant de

ce fait le signal.

4.2.1.2. Appareillage et fonctionnement de l’appareil

L’échantillon d’eau à analyser est injecté en tête de colonne au moyen d’une vanne d’injection

reliée à un passeur automatique (Figure 39). La pré-colonne joue le rôle de filtre et permet d’allonger

la durée de vie de la colonne. La migration des espèces est assurée par l’éluant (acide pour le dosage

des cations et basique pour le dosage des anions) injecté par la pompe à un débit qui varie en fonction

des caractéristiques de la colonne. Lors du passage de l’échantillon dans la colonne contenant une

résine échangeuse d’ions, les ions sont séparés selon leur affinité pour la phase stationnaire. En sortie

de colonne, un suppresseur permet d’éliminer les ions constitutifs de l’éluant. Les éléments séparés par

la colonne sont ensuite détectés par un conductimètre et les pics de conductivité sont intégrés par

l’ordinateur. Au préalable, des échantillons de concentrations connues sont injectés dans l’appareil de

manière à déterminer le temps de rétention et la courbe de calibration des différents éléments.

Figure 39 : Schéma de fonctionnement du Dionex DX 100.


84

4.2.1.3. Configuration de l’appareil

Pour l’analyse des anions

L’analyse des anions a été réalisée avec une pompe et un détecteur conductimétrique Dionex

DX-100 équipé d’un passeur d’échantillons Dionex AS 3500. La colonne échangeuse d’anions est une

IonPAC AS14 (4*250 mm) munie d’un suppresseur d’ions CSRS Ultra II (4 mm) à sa sortie. L’éluant

est constitué d’un mélange de 3.5 mM/l de Na2CO3 et de 1 mM/l de NaHCO3. Le débit de l’éluant

dans l’appareil a été fixé à 1.2 ml/min. La gamme étalon s’étend de 2 à 50 mg/l pour chacun des

anions. La calibration par passage de la gamme étalon est effectuée tous les 30 échantillons. La

dilution des échantillons dépassant la gamme étalon est réalisée en modifiant le volume injecté

d’échantillon. Quand il n’y a pas de dilution on injecte 24 µl, pour une dilution par deux on injecte

12 µl et enfin pour une dilution par 4 on injecte 6 µl d’échantillon.

Pour l’analyse des cations

L’analyse des cations a été réalisée avec le même système de pompe et de détecteur que pour les

anions mais avec une colonne ionpac CS12A (4*250 mm). L’éluant est une solution à 20 mM/l de

MSA (acide méthanesulfonique : CH3SO3H) et est introduit dans l’appareil avec un débit de 1 mL/min.

Les cations ont été mesurés après les anions en améliorant la technique d’analyse. Deux gammes

étalon différentes sont utilisées avec des précisions de mesure différentes pour éviter de faire trop de

dilutions et gagner en précision au niveau des petites concentrations. La première gamme étalon

s’étend de 0.5 à 14 mg/l et la seconde de 5 à 60 mg/l. Dans le cas où des dilutions s’avèrent quand

même nécessaires elles sont réalisées de la même manière que pour les anions, en modifiant le volume

de l’échantillon injecté dans l’appareil.

4.2.1.4. Estimation des erreurs de mesure

Nous avons vérifié la variabilité des mesures en passant, après avoir étalonné l’appareil, certains

des étalons en tant qu’échantillons. Ce test a été réalisé sur des étalons de début de gamme, de milieu

de gamme et de fin de gamme en passant chacun d’entre eux 8 fois. Le Tableau 19 présente les

résultats des test des anions avec une gamme étalon allant de 2 à 50 mg/l, le Tableau 20 ceux des

cations avec une gamme étalon allant de 0.5 à 14 mg /l.

85

Tableau 19 : Résultats du passage d’étalons en tant qu’échantillons pour les anions avec une gamme étalon allant de 2 à 50 mg/l.

Elément analysé

Conc étalons Val1 Val2 Val3 Val4 Val5 Val6 Val7 Val8 Ecart

maxi Moyenne Ecart type

5 5.04 5.10 5.06 5.08 5.13 5.08 5.10 5.05 0.13 5.08 0.03 20 19.70 19.87 19.92 19.88 19.88 20.91 19.77 19.79 0.91 19.96 0.39 Cl- 50 51.22 51.17 51.95 51.66 51.41 51.43 51.21 51.14 1.95 51.40 0.28 5 4.99 5.13 5.07 4.98 5.08 5.10 5.23 4.98 0.23 5.07 0.09 20 19.74 20.06 19.70 20.05 19.79 20.13 19.67 19.69 0.33 19.85 0.19 NO2

- 50 51.11 50.75 51.78 51.41 51.30 51.22 51.05 50.89 1.78 51.19 0.32 5 4.89 4.93 4.88 5.07 5.05 5.02 5.13 4.76 0.24 4.97 0.12 20 19.69 19.91 19.96 19.89 19.95 19.74 19.86 19.89 0.31 19.86 0.10 NO3

- 50 51.03 50.84 51.58 51.30 51.06 51.02 50.70 50.84 1.58 51.05 0.28 5 4.37 4.66 4.19 4.61 4.66 4.63 4.46 4.49 0.81 4.51 0.17 20 19.85 19.71 19.58 19.88 20.18 19.78 19.74 1954 0.46 19.78 0.20 PO4

3- 50 50.76 51.48 51.79 51.07 51.09 51.27 50.53 51.18 1.79 51.15 0.39 5 4.83 4.93 4.86 4.94 4.87 4.97 4.90 4.81 0.19 4.89 0.06 20 19.80 19.93 19.88 19.89 20.00 19.67 20.22 19.41 0.59 19.85 0.24 SO4

2- 50 51.36 51.44 51.87 51.54 51.38 51.43 51.07 51.07 1.87 51.40 0.26

Tableau 20 : Résultats du passage d’étalons en tant qu’échantillons pour les cations avec une gamme étalon allant de 0.5 à 14 mg/l.

Eléments analysé

Conc étalons Val1 Val2 Val3 Val4 Val5 Val6 Val7 Val8 Ecart

maxi Moyenne Ecart type

1 1.16 1.15 1.18 1.19 1.18 1.18 1.18 1.17 0.19 1.17 0.01 10 9.83 9.84 9.77 9.75 9.90 9.89 9.94 9.89 0.25 9.85 0.07 Na 14 13.54 13.70 13.67 13.59 13.78 13.62 13.80 14.01 0.46 13.71 0.15 1 1.02 1.02 0.99 1.02 1.03 1.07 1.06 1.06 0.07 1.03 0.03 10 9.67 9.71 9.72 9.72 10.15 9.73 9.73 10.08 0.33 9.81 0.19 NH4 14 13.82 13.78 13.93 13.58 14.12 13.59 13.99 14.51 0.51 13.92 0.30 1 0.85 0.90 0.91 0.91 0.90 0.93 0.93 0.92 0.15 0.91 0.03 10 9.74 9.65 9.58 9.61 9.78 9.75 9.75 9.80 0.42 9.71 0.08 K 14 13.56 13.64 13.79 13.58 13.86 13.55 13.76 13.97 0.45 13.72 0.16 1 0.87 0.84 0.87 0.86 0.89 0.90 0.89 0.90 0.16 0.88 0.02 10 9.68 9.63 9.63 9.60 9.73 9.69 9.83 9.74 0.40 9.69 0.07 Mg 14 13.56 13.83 13.81 13.81 13.88 13.76 13.80 13.92 0.44 13.80 0.14 1 0.97 0.96 0.94 0.87 1.00 1.00 0.94 1.02 0.13 0.96 0.05 10 10.05 10.04 10.06 9.82 10.07 10.00 10.21 10.09 0.21 10.04 0.11 Ca 14 13.83 13.90 13.99 14.07 13.93 13.82 14.00 14.24 0.24 13.97 0.14

Les résultats de ces tests sont dépendants de la courbe d’étalonnage ainsi que de la manière dont

les étalons ont été préparés, les valeurs obtenues sont donc susceptibles de changer légèrement d’une

manipulation à une autre. Néanmoins, ils nous permettent d’appréhender l’ordre de grandeur des

erreurs de mesure lors de nos analyses. Globalement, les résultats sont très corrects : l’erreur maximale

est inférieure à 1 mg/l (sauf pour les étalons à 50 mg/l) et l’écart type est assez faible. Les petites

concentrations sont plus précisément déterminées que les fortes concentrations.


86

4.2.2. Calcul de la balance ionique

Les solutions aqueuses sont électriquement équilibrées et donc la somme des charges positives

est égale à la somme des charges négatives. Le calcul de la balance ionique revient à vérifier que la

somme des concentrations en anions est égale à la somme des concentrations en cations (33) lorsque

ces concentrations sont exprimées en milliéquivalent par litre (34).

[ ] [ ]∑ ∑= lmeqcationsClmeqanionsC // (33)

echdenombremolairemasse

lmgClmeqC

arg

]/[]/[ = (34)

Dans notre cas, cette équation peut s’écrire :

[Cl-] + [NO3-] + [SO4

2-] + Alcalinité = [Na+] + [K+] + [Mg2+] +[Ca2+] (35)

avec : [ion] = concentration de l’ion exprimée en meq/l

alcalinité = concentration en HCO3- exprimée en meq/l

L’erreur de la balance ionique est calculée selon la relation suivante proposée par Freeze et

Cherry (1979) :

[ ] [ ][ ] [ ] 100

////

×+

−=∑ ∑∑ ∑

lmeqanionsClmeqcationsClmeqanionsClmeqcationsC

E (36)

Cette erreur sert de critère principal pour l’évaluation de la qualité des résultats. Si l’erreur est

inférieure à 5 % les analyses sont considérées comme de très bonne qualité (Freeze et Cherry, 1979).

De manière plus générale, il est admis qu’une erreur inférieure à 10 % est tout à fait acceptable pour

les eaux faiblement chargées. Si l’erreur excède 10 %, il se peut qu’un élément majeur pour cette

solution n’ait pas été dosé. L’élément manquant peut parfois être le COD car il peut s’agir d’un

composé ionique organique. Si aucun élément manquant n’est détecté, l’erreur est due au manque de

précision d’un ou plusieurs des éléments dosés. Il faut alors recommencer l’analyse pour que les

résultats soient exploitables.

Les résultats du calcul de la balance ionique sur nos prélèvements sont présentés en Annexe 2.

Lorsque l’erreur sur la balance ionique est supérieure à 10 % les analyses n’ont pas été retenues (ce

qui concerne en tout 20 analyses effectuées sur 453). La moyenne de l’erreur sur la balance ionique est

de 4,5 % donc inférieure au seuil proposé par Freeze et Cherry (1979).

87

4.2.3. Dosage par colonne de cadmium

Nous avons procédé, pour certains échantillons, au dosage des nitrates en utilisant une colonne

de cadmium selon la norme AFNOR NFT 90-012 de décembre 1987. Cette méthode a été mise au

point suite aux travaux de Nydahl (1976), Jackson (1980) et Olsen (1980) fixant les conditions

optimales d’utilisation de la colonne de cadmium traitée au cuivre pour le dosage des nitrates.

Principe de la méthode

On fait passer l’échantillon d’eau à travers une colonne de cadmium traitée au cuivre. Lors de

leur passage au sein de la colonne, les nitrates sont réduits en nitrites. On ajoute alors un réactif de

diazotation de manière à transformer les nitrites en sel de diazonium. Ce sel a la particularité de former

un complexe coloré rose lorsqu’on le met en présence du réactif de couplage N-naphthyl-1-

éthylènediamine dichlorophosphate. Le passage des échantillons dans un spectrophotomètre nous

donne l’absorbance qui est fonction de la concentration en nitrites de l’échantillon.

On commence par réaliser la manipulation sur des solutions de concentrations connues. Cette

étape permet de construire une courbe d’étalonnage : Absorbance = f (Concentration en NO2-). On

passe ensuite nos échantillons dont on détermine par calcul la concentration en nitrites en fonction de

l’absorbance et de la courbe d’échantillonnage. Les résultats obtenus correspondent à la somme des

concentrations des nitrates et des nitrites d’origine.

Il faut donc ensuite procéder au dosage des nitrites présents dans l’échantillon et soustraire la

concentration en nitrites aux résultats obtenus précédemment pour connaître la concentration en

nitrates. Le dosage des nitrites est effectué suivant le même protocole que celui des nitrates à la

différence près que l’échantillon n’est pas passé sur la colonne de cadmium (les nitrates ne sont donc

pas réduits en nitrites).

L’incertitude de la méthode est de 0.01 mgN-NO3-/l (soit 0.04 mgNO3

-/l). La gamme étalon

s’étend de 0 à 6 mgN-NO3-/l (soit de 0 à 26.6 mgNO3

-/l). Lorsque les concentrations en nitrates des

échantillons sortent de la gamme étalon, il y a saturation. Des dilutions doivent alors être effectuées.

Deux méthodes de dilution ont été testées : la première consiste à diviser le volume de l’échantillon

introduit en tête de colonne et la seconde à réaliser la dilution avant le passage sur la colonne en

injectant toujours le même volume d’échantillon.

Rendement de la colonne

Lors du passage de l’échantillon sur la colonne, la totalité des nitrates n’est pas transformée en

nitrites. Le rendement de la colonne est fonction de la manière dont la colonne a été régénérée, de la

date a laquelle elle l’a été ainsi que du nombre d’analyses qui ont été effectuées depuis sa régénération.


88

On détermine le rendement en comparant « l’absorbance obtenue » et « l’absorbance théorique »

(équation 5). « L’absorbance obtenue » est mesurée sur un échantillon ayant une concentration en

nitrates de 2 mgN-NO3-/l, après passage sur la colonne. « L’absorbance théorique » est mesurée sur un

échantillon contenant des nitrites à la même concentration (2 mgN-NO2-/l).

100)(/)(100)(/)( 23 ×=×= − NOabsNOabsthéoriqueabsobtenueabsr (37)

Nous avons régénéré la colonne avant de procéder aux analyses et le rendement obtenu est de

96.3 %.

Estimation des erreurs de mesure

Suivant la même démarche que pour l’analyse par chromatographie ionique, nous avons voulu

connaître la variabilité des mesures. Des étalons de début, milieu et fin de gamme ont été passés

comme des échantillons à 8 reprises. Les résultats obtenus sont présentés dans le Tableau 21.

Tableau 21 : Concentrations obtenues lors du passage des étalons en échantillons. Concentration des étalons (mg N /l) Val1 Val2 Val3 Val4 Val5 Val6 Val7 Val8 Moyenne Ecart type

0.6 0.37 0.38 0.27 0.32 0.26 0.28 0.53 0.27 0.33 0.09 3 2.77 2.88 2.88 2.84 2.83 2.99 2.81 2.80 2.85 0.07 6 6.05 5.74 6.14 6.25 6.11 6.15 6.16 6.02 6.08 0.15

On constate que l’écart type sur nos mesures est assez faible par contre, les moyennes sont

nettement inférieures à la concentration réelle pour les deux étalons de plus faible concentration. Ces

résultats sont très fortement dépendants de la courbe d’étalonnage établie en début de manipulation

ainsi que de la manière dont les étalons ont été préparés, ils ne sont donc valables que dans le cadre de

cette analyse. Au vu de ces résultats, on constate que les faibles concentrations vont avoir tendance a

être sous estimées.

4.2.4. Comparaison des deux méthodes de dosage des nitrates

Les erreurs de mesure de détermination des nitrates par chromatographie ionique (Dionex) et

par réduction des nitrates en nitrites sur colonne de cadmium sont assez similaires.

89

Figure 40 : Comparaison des concentrations en NO3- obtenues par dosage sur colonne de cadmium et

par chromatographie ionique (à droite) les dilutions sont effectuées en tête de colonne ; (à gauche) les dilutions sont effectuées préalablement au passage sur la colonne. La première bissectrice est figurée

sur chacun des 2 graphiques.

La Figure 40 présente la comparaison entre les concentrations en NO3- obtenues par

chromatographie ionique et par dosage sur colonne de cadmium selon les deux méthodes de dilution

testées. Lorsque les dilutions sont effectuées à la main avant passage sur la colonne de cadmium, les

concentrations obtenues par le Dionex et par colonne de cadmium sont relativement bien réparties

autours de la première bissectrice, ce qui indique que la droite de corrélation est proche de la première

bissectrice. La méthode de dilution consistant à faire varier le volume de l’échantillon en tête de

colonne ne donnent pas des concentrations aussi comparables à celles obtenues par chromatographie

ionique. Il semble donc qu’il faille faire très attention à la manière dont les dilutions sont réalisées. En

conclusion, les résultats obtenus par chromatographie ionique semblent de bonne qualité et donnent

des valeurs cohérentes par rapport au dosage sur colonne de cadmium pour le dosage des nitrates.

4.3. Le Carbone Organique Dissous (COD)

Le carbone est présent sous 3 formes dans les eaux de surface et les eaux souterraines :

• le carbone inorganique dissous (CID) regroupant l’ensemble des formes inorganiques du carbone

présentes en solution (CO2, H2CO3, HCO3-, CO3

2-)

• le carbone organique dissous (COD) correspondant au carbone lié aux molécules organiques dont

la taille est inférieure à 0.22 µm (limite utilisée par les chimistes éliminant la plupart des colloïdes)

ou 0.45 µm (limites utilisées par les hydrologues correspondant à la limite entre l’eau claire et

l’eau turbide).

• le carbone organique particulaire (COP) qui correspond au carbone lié aux molécules ayant une

taille supérieur à 0.22 ou 0.45 µm.


90

A partir de ces 3 formes de carbone sont définies deux grandeurs :

• Le carbone organique total (COT) regroupant l’ensemble du carbone organique présent dans les

eaux COT = COD + COP

• Le carbone total (CT) qui regroupe l’ensemble du carbone inorganique et organique contenu dans

les eaux :

sur une eau filtrée : CT = COD + CID

sur une eau brute : CT = COD + COP + CID

Nous avons effectué les mesures de COD en décembre 2004 au Laboratoire de biogéochimie et

écologie des milieux continentaux. Le carbone organique dissous a été mesuré avec un analyseur Total

Organic Carbon de Shimadzu, modèle TOC-5000A couplé à un passeur Shimadzu modèle ASI-5000A.

L’appareil a été configuré en méthode NPOC (Non Purgeable Organic Carbon) qui permet de doser

directement l’ensemble des composés organiques.

Dans un premier temps, l’échantillon est acidifié avec 80 µL d’HCl 2N. L’acidification permet

la transformation du carbone inorganique contenu dans l’échantillon en dioxyde de carbone. Un flux

d’air est alors injecté dans le tube échantillon, durant 2 minutes, évacuant le CO2 formé par

l’acidification. Un volume de 26 µL de l’échantillon ne contenant plus de carbone inorganique est

ensuite injecté dans un four où il subit une combustion à 680°C. Lors de cette combustion, le carbone

organique est transformé en CO2 puis convoyé vers un analyseur infra-rouge, permettant sa détection.

Nous avons utilisé, lors de cette analyse, une gamme étalon allant de 0 à 20 ppm, préparée à partir

d’une solution d’hydrogénophtalate de potassium. Chaque échantillon est mesuré 3 fois, si au terme de

ces 3 mesures la déviation standard est supérieure à 2 % il est mesuré une quatrième fois. La

concentration en COD retenue correspond à la moyenne des valeurs obtenues.

4.4. Dosage des pesticides

Les prélèvements réalisés pour le dosage des pesticides ont été effectués à la date du 24/03/2005

sur les 4 forages à la profondeur de 5 m et dans la rivière. Les échantillons d’eau sont stockés dans des

bidons en aluminium et conservés au froid dans une glacière durant 24 heures, puis de retour au

laboratoire, au réfrigérateur jusqu’au traitement des échantillons.

Avant d’être analysé par chromatographie en phase gazeuse les échantillons subissent une

extraction qui se déroule en 3 étapes par ajout de solvant (Figure 41) : la première et la seconde avec

du dichlorométhane (DCM) et la troisième avec un mélange d’hexane et de dichlorométhane

(HEX/DCM). L’extraction consiste à mélanger un volume d’échantillon avec 10 % du volume de

l’échantillon en solvant à l’aide d’un agitateur rotatif durant 45 minutes. Après une décantation de 5 à

10 minutes permettant la séparation des deux phases, le solvant contenant les pesticides est récupéré et

91

l’eau subit une nouvelle extraction. Le solvant est ensuite mis en présence de sulfate de sodium

anhydre afin d’enlever toute trace d’eau, puis évaporé en deux étapes jusqu’à l’obtention d’un extrait

de 0.5 ml.

Figure 41 : Schéma d’extraction des pesticides par ajout de solvant.

L’extrait obtenu est analysé en chromatographie à phase gazeuse (Figure 42) avec un

chromatographe de type Carlo Erba Instruments GC 8000 series. L’extrait est introduit en tête de

colonne dans une petite chambre (l’injecteur) à l’aide d’une microseringue au travers d’une pastille en

caoutchouc auto-obturante (le septum). L’injecteur est porté à une température de 200°C permettant la

vaporisation de l’échantillon. Il est traversé par un gaz vecteur (dans notre cas de l’Hélium) qui va

permettre le transport des différents composés de l’échantillon à travers la colonne jusqu’au détecteur.

L’injecteur étant monté en « splitless » la totalité de l’échantillon est transféré sur la colonne. Cette

configuration est adaptée aux mesures de faibles concentrations. La colonne est placée dans un four de

manière à maintenir une température suffisante pour garder les solutés en phase gazeuse au cours de

l’analyse. Un programme de montée en température du four permet une meilleure séparation et

détection des composés. La colonne est longue de 60 mètres avec un diamètre interne de 0.32 mm et

recouverte d’un film de 0.25 µm contenant la phase stationnaire (phase SPB-5). Lors de leur passage

dans la colonne capillaire, les composés vont être séparés en fonction de leur affinité pour la phase

stationnaire. Plus le composé aura d’affinité avec la phase stationnaire et plus il mettra de temps à

sortir de la colonne. En sortie de colonne, les différents composés sont analysés par un détecteur

thermoïonique qui est un détecteur spécifique permettant la mesure des composés azotés, phosphorés

et carbonés. Les concentrations sont déterminées par comparaison avec une gamme étalon réalisée

avec des échantillons de concentrations connues. L’appareil étant équipé d’un passeur automatique,

chaque échantillon est analysé deux fois en replicat ce qui permet une vérification des analyses.


92

Figure 42 : Schéma simplifié d’un chromatographe à phase gazeuse (www.123bio.net).

4.5. Les mesures isotopiques : le 15N

Les analyses isotopiques en 15N de quelques échantillons ont été réalisées par Mathieu Sebilo au

Laboratoire de Biogéochimie et écologie des milieux continentaux. Ces analyses peuvent permettre la

mise en évidence d’un enrichissement isotopique lié à la dénitrification (cf chapitre 1).

Toutes les analyses et mesures effectuées au cours de ce suivi ont été réalisées afin de

comprendre, le mieux possible, le fonctionnement hydrologique et géochimique de notre site d’étude.

Les mesures ponctuelles en 15N, en pesticides et en COD, effectuées pour quelques prélèvements, ont

été réalisées pour vérifier les hypothèses formulées lors de l’analyse de nos résultats.

93

Chapitre IV. Fonctionnement de la zone humide de Droupt Saint Basle

Les zones humides sont définies par trois principaux critères (cf chapitre 1) : la présence d’eau

en surface ou à proximité de la surface, le développement de sols hydromorphes et celui d’une

végétation adaptée à la présence de l’eau. A ce titre, notre zone d’étude peut être considérée comme

une zone humide. La mise en place de différents ouvrages hydrauliques tels que les déversoirs et les

vannages et surtout du lac réservoir de la forêt d’Orient ne permet plus l’ennoiement du site de

manière aussi fréquente. Avant la mise en place du barrage réservoir, l’inondation intervenait tous les

deux ou trois ans, actuellement il est beaucoup plus rare que les terrains soient ennoyés (environ tous

les 6 ans) et la durée de l’ennoiement est beaucoup plus courte. Néanmoins cette zone, située dans la

plaine alluviale de la Seine, présente une nappe très peu profonde à moins d’un mètre sous la surface

du sol en période hivernale (en F2, F3 et F4), alors même que l’année de suivi était une année sèche, et

dont le battement, au cours de notre suivi, n’a pas excédé 80 cm. Certains endroits, en particulier le

long de la rivière, montrent la présence de sols très noirs riches en matières organiques et d’aspect

tourbeux pouvant être assimilés à des sols hydromorphes. La végétation présente dans notre zone

d’étude n’a plus grand chose de naturelle, beaucoup de terrains ont été convertis en terres agricoles ou

plantés en peupliers. Les peupliers ont été choisis pour leur croissance rapide, ce qui permet de

récupérer rapidement du bois mais surtout car il s’agit d’une espèce dont les besoins en eau sont élevés

et donc très bien adaptée aux zones humides. On retrouve également le long des berges la présence de

joncs. Cette zone très anthropisée aussi bien au niveau hydraulique qu’en ce qui concerne la végétation

présente donc néanmoins les caractéristiques d’une zone humide alluviale.

Le fonctionnement géochimique d’une zone humide est très largement influencé par

l’hydrologie (Cirmo et McDonnell, 1997). En effet, l’eau est le principal vecteur des nitrates, et sa

circulation peut être à l’origine de modifications des paramètres physico-chimiques importants pour le

développement des processus biogéochimiques. Il est donc nécessaire de comprendre le

fonctionnement hydrologique avant de s’intéresser au fonctionnement géochimique d’une zone

humide.

Chapitre IV : Fonctionnement de la zone humide de Droupt Saint Basle

94

1. Etude du fonctionnement hydrologique

1.1. Les ions chlorures

L’ion chlorure (Cl-) est un élément dit « conservatif » parce qu’il n’intervient pas dans les

cycles biogéochimiques et qu’une fois en solution, peu de réactions permettent de l’extraire. En

présence de la plupart des cations courants, l’ion chlorure se maintient en solution et n’atteint le seuil

de précipitation que pour des concentrations supérieures à 300 g/l. A l’état naturel, les chlorures

présents dans l’eau souterraine proviennent des précipitations dont l’apport est minime et de la

dissolution des évaporites. Les apports anthropiques en Cl- sont principalement liés au salage des

routes en hiver. Dans une moindre mesure, les déchets industriels et ménagers ou les engrais chlorés

peuvent également contribuer à l’augmentation de la concentration en chlorure. L’ion chlorure peut

donc être considéré comme un traceur naturel des eaux souterraines.

Dans notre zone d’étude, les apports anthropiques sont principalement liés à l’utilisation

d’engrais chlorés (de type chlorure de potassium) appliqués dans le champ situé entre les piézomètres

F1 et F2. Il n’y a normalement pas d’apport de chlorure entre F3 et F4, la parcelle les séparant étant en

jachère, aucun engrais n’y est utilisé.

Figure 43 : Evolution des concentrations en ions chlorures dans les 4 piézomètres et dans la rivière au cours de la période de suivi.

La concentration en chlorure est relativement stable, au cours de l’année, dans les 4

piézomètres et dans la rivière (Figure 43). Il ne semble pas qu’il y ait de différences majeures en

95

fonction de la profondeur d’échantillonnage pour les piézomètres F2 et F3. Par contre, les 3

profondeurs d’échantillonnage du piézomètre F4 montrent des concentrations différentes avec des

valeurs plus faibles en surface qu’en profondeur. La concentration en chlorure semble augmenter du

piézomètre F1 au piézomètre F3, ce qui probablement lié à l’utilisation d’engrais chlorés dans le

champ situé entre F1 et F2. La rivière, quant à elle, présente des valeurs plus faibles que dans les

piézomètres. Les concentrations en F4 sont intermédiaires entre celles observées en F3 et celles

observées dans la rivière, ce qui est indicatif d’un mélange en F4 des eaux issues du côteau avec celles

de la rivière.

L’étude des concentrations en chlorures selon un gradient allant des côteaux crayeux à la rivière

peut être complétée par une étude en plan des concentrations en Cl- dans les piézomètres et les tubes

mis en place (Figure 44). Les tubes et piézomètres situés à proximité de la rivière présentent des

concentrations en ions chlorures plus faibles. Plus on s’éloigne de la rivière et plus les concentrations

en chlorure augmentent. Les zones proches de la rivière semblent donc être alimentées par la rivière

qui dilue les apports en provenance des côteaux.

Figure 44 : Concentrations en chlorure (en mg/l) dans les tubes et les piézomètres à la date du 04/07/2005.


96

1.2. La température

La température de l’eau souterraine est influencée, de manière naturelle, par différents

paramètres : le climat, l’altitude du bassin d’alimentation, la durée du transit dans le sous-sol et la

profondeur de circulation de l’eau. Des phénomènes anthropiques peuvent également influer sur la

température de l’eau, la présence d’une ville est susceptible d’augmenter d’un ou deux degrés la

température des eaux souterraines. De grandes variations de température, au cours du temps, peuvent

être liées à des influences superficielles ou à un mélange de différentes eaux dont les apports varient

au cours du temps. La température peut donc également être considérée comme un traceur des eaux

souterraines. La même analyse que celle précédemment réalisée sur les chlorures peut être conduite

sur la température.

Figure 45 : Evolution de la température de l’eau dans les 4 piézomètres et dans la rivière au cours de la période de mesure.

Sur la Figure 45 présentant l’évolution de la température de l’eau durant la période de suivi, on

observe un signal saisonnier très marqué pour la rivière. Les piézomètres F1, F2 et F3 ne présentent

quasiment pas de variations de température, à la profondeur de 5 mètres, au cours de la période de

mesure. A 3 mètres de profondeur, le signal est légèrement plus marqué en F2 et F3 car les mesures

étant effectuées plus près de la surface, l’eau est d’avantage soumise aux variations de la température

extérieure. En F4, le signal saisonnier est très marqué. Les variations de température sont d’autant plus

fortes que l’on est proche de la surface mais restent importantes même à 7 mètres de profondeur. Le

signal est beaucoup plus fort en F4 qu’en F2 et F3 à la même profondeur. La température en F4

97

semble, comme les concentrations en Cl-, résulter d’un mélange des eaux provenant des côteaux

crayeux et des eaux de la rivière.

Figure 46 : Température de l’eau (en °C) dans les tubes et les piézomètres à 3 mètres de profondeur à la date du 04/07/2005.

Sur la Figure 46, on observe que les températures des piézomètres proches de la rivière sont

plus élevées à la date du 04/07/2005 que ceux qui en sont éloignés. Ceci suggère encore une fois qu’il

existe des apports d’eau provenant de la rivière vers le piézomètre F4 et les tubes proches de la rivière.

1.3. L’atrazine

L’atrazine est un herbicide de la famille des triazines, des produits organiques de synthèse,

parmi lesquels on trouve également la simazine ou le therbuthilazine. L’atrazine a été très couramment

utilisée en agriculture pendant 40 ans de 1960, date de son introduction, jusqu’à son interdiction

décidée en 2001. Cet herbicide présentait l’avantage d’être facile à utiliser, peu cher et efficace, la

molécule conservant son efficacité dans le sol entre 2 et 6 mois. Bien que son interdiction ait été votée

en 2001, la molécule a encore pu être distribuée jusqu’en 2002 et utilisée par les agriculteurs jusqu’en

2003. Cette décision d’interdiction a été prise suite à l’importance de la contamination des eaux (de

surface et souterraines) et à sa toxicité pour le milieu aquatique et pour l’homme. La molécule


98

d’atrazine n’est pas stable. Une fois dans le sol, elle se dégrade, pour donner une nouvelle molécule, le

déséthylatrazine ou DEA. On retrouve encore actuellement des traces de simazine, d’atrazine ainsi que

de DEA dans les eaux de surface et les eaux souterraines.

Des analyses de concentrations en atrazine ont été réalisées sur des prélèvements d’eaux

effectués sur les 4 piézomètres ainsi que dans la rivière à la date du 24/03/2005 (Tableau 22).

Tableau 22 : Concentration en atrazine (en ng/l) dans les 4 piézomètres et dans la rivière à la date du 24/03/2005.

Molécule dosée F1 F2 F3 F4 Rivière Atrazine 0 4.23 13.5 11.11 5.46

Les concentrations en atrazine augmentent du piézomètre F1 au piézomètre F3. En F4, elle

présente une valeur intermédiaire entre celle observée en F3 et celle mesurée en rivière (plus faible).

Cette analyse va également dans le sens de ce qui a été observé lors de l’analyse de la température et

des chlorures, faisant apparaître en F4 un mélange d’eau provenant de la rivière et des côteaux crayeux.

1.4. La piézométrie

L’étude des concentrations en chlorure, de la température et des concentrations en atrazine nous

ont permis d’émettre l’hypothèse d’une alimentation de la nappe alluviale par la rivière. Cette

hypothèse peut être vérifiée par l’étude des flux d’eau souterrains grâce à la réalisation de cartes

piézométriques. Des mesures de la profondeur de la nappe dans les tubes et piézomètres ainsi que de la

cote de la rivière ont été effectuées à différentes dates (au printemps et en été 2005). Les cartes

piézométriques ont été réalisées, à la main, par interpolation linéaire entre les différents points de

mesure de la profondeur de la nappe. Les résultats obtenus concernant la forme des lignes

piézométriques et les lignes d’écoulement sont tous très similaires. La Figure 47 correspond à la carte

piézométrique réalisée à la date du 15/06/2005.

La hauteur de l’eau dans la rivière se situe environ 1 mètre au-dessus de celle de la nappe

alluviale. La rivière de Beauregard est en effet soutenue par le barrage réservoir du lac d’Orient durant

toute l’année (cf chapitre 3). Cette gestion du cours d’eau explique le maintien de la cote

piézométrique à un niveau élevé durant la période estivale. Les écoulements dans notre zone d’étude

sont relativement complexes. La carte piézométrique met en évidence une zone parallèle à la rivière,

vers laquelle les écoulements provenant des côteaux crayeux et de la rivière convergent, jouant ainsi le

rôle de drain. Les piézomètres et les tubes, situés entre la rivière et la zone drainante parallèle à la

rivière, sont alimentés par des eaux provenant de la rivière en période estivale. Ce type de

fonctionnement en plaine alluviale avait été mis en évidence par Weng (2000) dans un site à proximité

de notre site d’étude.

99

Figure 47 : Carte piézométrique établie à la date du 15/06/2005 à partir des cotes NGF en m.

Les tubes ont été mis en place trop tardivement pour effectuer des cartes piézométriques en

hiver. Néanmoins, l’analyse des traceurs qui nous a permis de mettre en évidence l’alimentation du

piézomètre F4 par un mélange des eaux provenant des côteaux crayeux et de la rivière montre les

mêmes influences en hiver. La carte piézométrique que nous aurions obtenue en période hivernale

ressemblerait probablement à celle obtenue en été. La différence entre la cote piézométrique en F4 et

la cote en rivière est maximale en été (environ 1 mètre), mais elle reste marquée en hiver (supérieure à

50 cm) (Figure 48). Il existe donc une alimentation des piézomètres par la rivière même en période

hivernale durant la période de suivi.


100

Figure 48 : Evolution de la cote piézométrique en NGF dans les 4 piézomètres ainsi que de la rivière durant la période de suivi.

D’après les cartes piézométriques établies, les gradients hydrauliques dans notre zone d’étude

varient de 6 à 7 cm pour 100 m durant le printemps et l’été 2005. Ces gradients sont équivalents pour

les eaux provenant des côteaux crayeux et pour celles provenant de la rivière. Ces faibles gradients

sont, en grande partie, liés à la topographie même de notre site localisé dans une large plaine alluviale

extrêmement plate. Les vitesses d’écoulement (u) dans notre zone d’étude peuvent être appréhendées à

partir de ces gradients hydrauliques (i) et de la conductivité hydraulique (K) grâce à la formule :

iKu ×= (38)

avec : u et K en m/s

Lors d’une étude réalisée à quelques kilomètres de notre zone d’étude, en aval, au niveau de la

confluence entre l’Aube et la Seine, les conductivités hydrauliques ont été déterminées par slug test

pour la craie (6.98*10-4 à 8.73*10-4 m/s), les alluvions grossières (2.5*10-3 m/s) et les argiles

limoneuses (8*10-7 à 10*10-7 m/s) (Weng, 2000). Dans notre zone d’étude, ce sont des alluvions

grossières qui surmontent la craie du piézomètre F2 au piézomètre F4 et dont l’épaisseur augmente des

côteaux crayeux vers la rivière. Les vitesses d’écoulement dans cette zone peuvent être alors estimées

à 0.13 m/jour en prenant une conductivité hydraulique de 2.5 * 10-3 m/s.

101

1.5. Etude pédologique et géophysique

Les prospections géophysiques par mesure de la résistivité électrique (Dahlin, 2001) peuvent

s’effectuer depuis la surface du sol, à ce titre elle ne sont pas destructives à l’inverse des excavations

qui modifient le milieu étudié. Elles présentent l’avantage d’être rapides, répétables dans le temps et

offrent une densité d’échantillonnage importante. La résistivité électrique des sols dépend de plusieurs

facteurs (Guéguen et Palciauskas, 1992). Un premier groupe de facteurs correspond aux variables

constitutives du sol telles que la texture du sol avec principalement sa teneur en argile, le type et la

profondeur d’apparition du substrat géologique ou encore la porosité. La résistivité d’un sol diminue

globalement quand la taille des constituants des sols diminue ; elle est faible dans des sols très argileux.

Un deuxième grand groupe de facteurs rassemble des variables non constitutives du sol susceptibles de

varier dans le temps parmi lesquelles on peut citer la teneur en eau, la concentration en ions de l’eau

présente dans le sol ou encore la température. Une augmentation d’humidité, de température ou de la

concentration de la solution du sol provoque une diminution de la résistivité.

Nous avons choisi d’utiliser une méthode par panneau électrique (ERT : Electrical Resistivity

Tomography) en utilisant l’appareil Syscal Pro. Comme toutes les mesures de résistivité électrique,

cette méthode est fondée sur la loi d’Ohm. Le principe consiste à injecter un courant électrique

d’intensité I entre deux électrodes A et B lequel va modifier le champ de potentiel électrique dans le

sol. On mesure la différence de potentiel Dv générée entre deux autres électrodes M et N. Cette

différence de potentiel permet de calculer la résistivité apparente du sol à partir de la relation :

IDvKa =ρ (39)

avec K = facteur géométrique dépendant de l’espacement entre les électrodes (en mètre)

Dv = différence de potentiel (en volt)

I = intensité du courant (en ampère)

ρa = résistivité apparente (en Ohm mètre)

Le dispositif de mesure est choisi en fonction de l’objet géologique ainsi que des objectifs de

l’étude. Lors de cette étude, nous avons utilisé un dispositif pôle-dipôle (un pôle d’injection et un

dipôle de mesure). Une des électrodes d’injection du courant est placée à proximité du dispositif de

mesure (A) tandis que l’autre est suffisamment lointaine (B) pour être assimilable à une électrode à

l’infini, ce qui simplifie la géométrie du problème (Figure 49). Ce dispositif permet d’obtenir une très

bonne résolution spatiale mais se révèle assez sensible aux courants parasites (Dahlin et Zhou, 2004).

Cette sensibilité a peu d’importance sur notre site d’étude celui-ci se trouvant assez éloigné de lignes

électriques.


102

Figure 49 : Dispositif de mesure pôle dipôle.

Notre dispositif de mesure est constitué de 96 électrodes de mesure séparées d’un mètre les unes

des autres. En faisant varier la distance entre les deux électrodes de mesure, on investigue la résistivité

du sol à différentes profondeurs (Figure 50). Plus les électrodes sont éloignées et plus le volume de

sol investigué est important. La résistivité apparente mesurée ne correspond pas à la résistivité vraie

des éléments du sous-sol ni même à la moyenne des résistivités vraies.

Figure 50 : Schéma de réalisation d’un panneau électrique. En décalant les électrodes sans modifier la distance qui les sépare (en rouge et en vert) la profondeur d’investigation ne change pas (principe du profil électrique). En modifiant l’écartement des électrodes et en restant toujours centré sur un point

(en vert et en bleu), on prospecte à différentes profondeurs sur une verticale (principe du sondage électrique). Le panneau électrique correspond à la combinaison de ces deux méthodes.

Lors de l’exploitation des résultats, les données sont tout d’abord filtrées de manière à

supprimer les hétérogénéités puis inversées à l’aide d’un logiciel. Nous avons utilisé le logiciel

Res2Dinv (Loke et Barker, 1996) lequel nous a permis d’ajuster la solution modélisée grâce à une

méthode inverse. Ce logiciel propose un modèle de résistivité de la structure du sol à partir des

données de résistivité apparente. Plusieurs modèles sont possibles ; lors du choix du modèle il faut

faire attention à ce que la différence entre la réponse mesurée et la réponse modélisée soit faible.

Nous avons effectué un profil ERT entre les piézomètres F3 et F4 (Figure 51). Ce profil a été

complété par 4 trous réalisés à la tarière à main permettant de connaître la composition du sol dans sa

partie superficielle. Dans les zones où le sol est très riche en petits graviers il n’a pas été possible de

descendre en dessous de 10 à 20 cm de profondeur (profils 1 et 4).

103

Figure 51 : Profils pédologiques et coupe de résistivité électrique obtenue par méthode ERT entre les piézomètres F3 et F4.

La couche superficielle conductrice sur le profil ERT correspond à des éléments limono-

argileux fins présentant des traces d’hydromorphie marquée comme observé sur les profils 2 et 3. En

dessous, on retrouve une structure plus résistante, probablement composée d’alluvions fluviatiles.

Cette couche n’est pas homogène et présente trois taches plus résistantes que le reste. A proximité de

F3, cette zone très résistante correspond probablement à des fragments calcaires comme observé sur le

profil 1. Les deux autres zones plus résistantes pourraient correspondre à des galets fluviatiles

grossiers et anciens. Ces deux zones pourraient jouer le rôle de drain dans la plaine alluviale. On

retrouve au-dessous une zone plus conductrice correspondant à la craie fissurée puis une zone

légèrement plus résistante, la craie non altérée.

Trois autres trous ont été effectués à la tarière à main sur le reste du profil entre F1 et F3, un au

niveau des gravières (entre F3 et F2), un second au niveau de F2 et un troisième entre F1 et F2. Ces

trous sont restés très superficiels (environ 10 cm) et présentent tous les mêmes types d’éléments

caillouteux composés de graviers plus ou moins anguleux, de fragments calcaires et de silex.

1.6. Conclusion

L’utilisation de traceurs naturels tels que les chlorures, la température ou les pesticides nous ont

permis de mettre en évidence un mélange, dans les zones proches de la rivière, des eaux provenant de


104

la rivière et des eaux provenant des côteaux crayeux. Cette analyse a été confirmée par la réalisation

de cartes piézométriques montrant une zone parallèle à la rivière jouant le rôle de drain. Les analyses

pédologique et géophysique ont confirmé la présence de deux zones de résistivité plus importantes

entre F3 et F4 à la position de ce drain probablement composées de galets fluviatiles et d’alluvions

grossières. Il serait intéressant de poursuivre l’étude géophysique entreprise en réalisant un profil ERT

au niveau de la rivière afin de clarifier les structures sous-jacentes à la rivière. Après cette première

mise en évidence de ces zones plus résistantes pouvant correspondre à des chenaux, l’utilisation d’une

méthode électromagnétique réalisée à l’aide d’un appareil de type EM 31 pourrait aussi permettre de

mieux caractériser la forme de ces objets.

Weng (2000) a constaté lors d’une étude sur la Seine moyenne, à proximité de notre site d’étude,

un comportement hydrologique similaire à celui mis en évidence sur notre site d’étude. D’importantes

pertes d’eau en provenance des rivières ont ainsi été mises en évidence en été. Cette étude souligne

l’importance du soutien des débits des rivières par les barrages réservoirs assurant l’irrigation

souterraine de la zone humide alluviale.

2. Etude du fonctionnement géochimique

2.1. Les conditions de la dénitrification

Pour qu’il y ait dénitrification, 3 facteurs doivent être réunis : la présence de nitrates, un faible

taux d’oxygène dissous et la présence de carbone organique facilement utilisable (Chapitre 1).

2.1.1. Les nitrates

L’étude du fonctionnement hydrologique montre que la zone humide étudiée est alimentée par

un mélange des eaux provenant de la rivière et des côteaux crayeux. Le Tableau 23 présente les

concentrations moyennes en nitrates mesurées au cours de l’année dans la rivière et dans le piézomètre

F1. Le piézomètre F1 étant localisé à la limite craie alluvions, il renseigne sur les concentrations en

nitrates avant l’entrée dans la plaine alluviale.

Tableau 23 : Concentrations moyennes en nitrates (en mg/l) dans le piézomètre F1 et dans la rivière, sur l’année, durant la période estivale (mai à novembre) et hivernale (décembre à avril).

sur l’année en été en hiver lieu de prélèvement C moy E type N mes C moy E type N mes C moy E type N mes F1 à 5m 36.7 2.4 43 37.3 2.2 24 36.0 2.6 19 Rivière 22.1 6.3 33 16.4 6.5 12 25.4 3.2 21

C moy : Concentration moyenne en nitrates E type : Ecart type N mes : Nombre de mesures

105

Quelle que soit la période de l’année, les eaux alimentant la zone humide montrent la présence

de nitrates. Les concentrations en nitrates en F1 sont très stables au cours de l’année, il n’y a pas de

différences entre l’été et l’hiver. La rivière, quant à elle, présente des concentrations plus faibles en

moyenne que celles observées en F1 et variant suivant la saison (plus faibles en été et plus fortes en

hiver). La zone humide étudiée est donc alimentée avec un eau riche en nitrates.

2.1.2. Oxygène dissous

La dénitrification ne peut avoir lieu que pour des concentrations en oxygène dissous inférieures

à 2 mg/l (chapitre 1). Les fortes concentrations observées en F1, F2 et F3, quelle que soit la

profondeur de mesure, ne permettent pas au processus de dénitrification de se développer dans la

nappe (Figure 52). Seuls les tubes proches de la rivière et le piézomètre F4, en particulier à 3 mètres

de profondeur, présentent des concentrations en O2 inférieures à 2 mg/l durant la période estivale. Sur

la Figure 53, on constate que l’éloignement à la rivière est correlé avec la remontée des taux

d’oxygène dissous.

Figure 52 : Evolution de la concentration en oxygène dissous dans les 4 piézomètres aux différentes profondeurs ainsi que dans la rivière durant la période de suivi.


106

Figure 53 : Carte des concentrations en oxygène dissous (en mg/l) dans les tubes, le piézomètre F4 et

la rivière à la date du 16/08/2005.

La zone qui entraîne la baisse des teneurs en oxygène dissous doit donc être localisée entre la

rivière (où les teneurs en oxygène dissous sont élevées) et les lieux de prélèvements proches de la

rivière présentant de faibles teneurs en oxygène dissous. L’hypothèse invoquée pour expliquer ce

phénomène est que l’eau de la rivière en s’infiltrant dans les sédiments, pour aller alimenter les tubes

et piézomètres proches de la rivière, perd son contenu en oxygène dissous en traversant des sédiments

anoxiques. Les faibles teneurs en oxygène dissous instaurées par la rivière peuvent alors

éventuellement permettre au processus de dénitrification de se développer dans les sédiments de la

rivière où la zone riveraine proche de la rivière.

2.1.3. Carbone organique dissous (COD)

Le processus de dénitrification ne peut avoir lieu qu’en présence de matière organique, celle-ci

jouant le rôle de réducteur (donneur d’électrons) (cf chapitre 1). Seules quelques analyses de COD ont

été effectuées sur les prélèvements en été et en automne 2004 (Figure 54). Les taux de COD pour les

piézomètres F1, F2 et F3 sont assez faibles et ne semblent pas montrer de variation saisonnière. En F4

à 3 m de profondeur, le COD paraît être consommé en été, montrant des teneurs plus élevées au début

de l’été et en début de période hivernale. Le signal observé à 3 m de profondeur en F4 est également

visible à 5 m de profondeur mais de manière plus atténuée. Le COD présent en F4 en plus grande

quantité peut avoir plusieurs origines. Le COD peut, en effet, avoir été produit sur place (F4 se

trouvant en zone boisée) ou bien avoir été apporté en F4 par une eau chargée en COD. Le piézomètre

107

F3 est également situé en zone boisée et ne montre pas de teneurs plus fortes en COD. Par contre, la

rivière, pour laquelle seulement deux analyses ont été effectuées, présente des taux de COD plus

élevés. Le COD nécessaire à la dénitrification et fortement consommé en F4 durant l’été provient donc

probablement de la rivière.

Figure 54 : Evolution de la teneur en COD dans les 4 piézomètres et dans la rivière.

2.1.4. Température

Des températures élevées activent les cinétiques, comme c’est le cas pour tous les processus

biologiques, et limitent la diffusion de l’oxygène dissous dans l’eau, en abaissant la valeur de

saturation en O2 (cf chapitre 1). Le piézomètre F4 ainsi que les tubes proches de la rivière présentent

de plus fortes températures que les tubes éloignés de la rivière et les piézomètres F2 et F3 (Figure 45

et Figure 46). Ces températures élevées liées à l’alimentation des zones proches de la rivière par la

rivière peuvent favoriser la dénitrification.

2.2. Mise en évidence de la dénitrification

2.2.1. La baisse des concentrations en nitrates

Les piézomètres F1, F2 et F3 présentent des concentrations en nitrates très stables au cours de

l’année sans différence significative entre l’été et l’hiver (Tableau 24). En F2 et F3, il n’y a pas de

différences des concentrations moyennes en fonction de la profondeur. On constate que les

concentrations augmentent de F1 vers F3. L’établissement de cartes piézométriques nous a permis de


108

mettre en évidence que les piézomètres F1, F2 et F3 ne sont pas localisés le long d’une ligne

d’écoulement. Ils ne sont donc pas alimentés par les mêmes eaux qui se chargeraient progressivement

en nitrates. Les lignes d’écoulement semblent indiquer que l’eau arrivant en F3 provient des côteaux

crayeux mais a déjà parcouru un chemin assez long dans la plaine alluviale. Pour l’eau alimentant F2,

l’origine est la même mais avec un parcours moins long dans la plaine alluviale. Si l’on considère que

l’eau alimentant F1 est représentative dans cette zone de la concentration en nitrates provenant des

côteaux crayeux, on peut émettre l’hypothèse que l’eau se charge progressivement en nitrates lors de

son parcours dans la plaine alluviale qui dans cette zone est largement convertie en terres agricoles.

Plus le parcours dans la plaine alluviale est long et plus les eaux se chargent en nitrates.

Tableau 24 : Concentrations en nitrates, durant la période de suivi de la rivière, dans les 4 piézomètres et dans la rivière au cours de l’année, durant la période estivale (11/10 au 07/12 puis 11/05 au 16/08)

et durant la période hivernale (14/12 au 26/04).

sur l’année en été en hiver lieu de prélèvement

profondeur de prélèvement C moy E type N mes C moy E type N mes C moy E type N mes

F1 à 5 m 36.7 2.5 26 37.9 1.6 10 36.0 2.7 16 à 3 m 40.3 2.8 24 41.2 3.4 10 39.6 2.1 14 F2 à 5 m 40.7 3.0 27 41.7 3.5 11 40.1 2.4 16 à 3 m 57.7 4.2 26 57.0 2.9 12 58.3 5.0 14 F3 à 5 m 57.9 3.9 27 57.7 4.2 12 58.0 3.8 15 à 3 m 23.4 11.9 28 12.6 8.2 13 32.7 3.6 15 à 5 m 42.8 18.9 27 27.0 18.1 12 55.5 4.2 15

F4

à 7 m 45.5 13.3 27 35.0 13.2 12 53.9 4.7 15 Rivière 22.7 5.9 28 18.2 5.5 12 26.1 3.4 16 C moy : Concentration moyenne en nitrates E type : Ecart type N mes : Nombre de mesures

En rivière, les concentrations moyennes calculées sont beaucoup plus faibles que dans les 3

premiers piézomètres et présentent des différences importantes entre l’été et l’hiver. En effet, en été

les concentrations moyennes sont nettement plus faibles que celles observées en hiver. Cette baisse

des concentrations en été dans la rivière peut être liée au développement des macrophytes, à la

dénitrification où à l’assimilation par les végétaux terrestres présents dans le bassin contributif.

Dans le piézomètre F4, les teneurs en nitrates présentent de grandes différences entre l’été et

l’hiver ainsi qu’en fonction de la profondeur d’échantillonnage. En hiver, à 3 m de profondeur, les

concentrations sont intermédiaires entre celles observées en F3 et celles de la rivière tandis qu’à 5 et à

7 m de profondeur les concentrations sont très proches de celles du piézomètre F3. On retrouve, en

période hivernale, ce que l’on avait précédemment mis en évidence à partir des différents traceurs

(chlorures, température et atrazine) et des cartes piézométriques concernant le mélange intervenant en

F4 entre les eaux provenant des côteaux crayeux et celles provenant de la rivière. Ce mélange semble

affecter plus particulièrement les eaux prélevées à faible profondeur. En été, les concentrations

moyennes en nitrates à 3 m de profondeur sont plus faibles que celles mesurées en rivière. Cette baisse

109

des teneurs en nitrates ne peut donc pas être seulement liée au phénomène d’alimentation du

piézomètre F4 par la rivière moins chargée en nitrates. L’intervention d’un autre processus permettant

d’éliminer les nitrates, la dénitrification, est nécessaire pour provoquer la baisse des concentrations en

nitrates en dessous du niveau de celles de la rivière. A 5 et 7 m de profondeur les concentrations sont

en moyenne plus élevées que celles mesurées en rivière et à 3 m de profondeur en F4 mais néanmoins

nettement plus faibles que celles observées en F3. La dénitrification mise, ici, en évidence peut être

soit d’origine benthique soit localisée dans la zone humide proche de la rivière. Les concentrations en

nitrates plus faibles à 3 m qu’à 7 m de profondeur en F4 prouve qu’au moins à 3 m de profondeur il

existe une dénitrification locale.

Figure 55 : Evolution des concentrations en nitrates dans les piézomètres F3 et F4 à 3m de profondeur, dans la rivière ainsi que dans les tubes au cours de la période de suivi.

Ce qui a été mis en évidence au niveau des concentrations moyennes de nitrates se retrouve sur

l’évolution des concentrations au cours de la période de suivi (Figure 55). Les concentrations en F3 à

3 m de profondeur sont très stables au cours de l’année et très supérieures à celles mesurées en rivière

et en F4 à 3 m de profondeur. Les teneurs en nitrates en F4 sont intermédiaires à celles mesurées en

rivière et à celles de F3 en période hivernale et inférieures à celles de la rivière en période estivale. On

remarque que les tubes proches de la rivière présentent tous des concentrations inférieures à celles de

la rivière durant l’été 2005 tandis que ceux qui en sont éloignés montrent des concentrations proches

de celles mesurées en F3.

La Figure 56 présente les concentrations de nitrates, mesurées à la date du 16/08/2005, dans les

tubes et piézomètres installés sur la zone d’étude. Les concentrations en nitrates du piézomètre F4 et

des tubes proches de la rivière sont toutes inférieures à celles de la rivière (12.35 mgNO3-/l), avec un


110

minimum de 0 atteint en sous-bois sur un sol dont l’aspect très foncé révèle un fort contenu en

matières organiques.

Figure 56 : Carte des concentrations en nitrates (en mg NO3-/l) dans les tubes à la date du 16/08/2005.

Les concentrations en nitrates montrent donc bien une baisse significative en été dans les zones

proches de la rivière avec des valeurs inférieures à celles mesurées en rivière qui ne peuvent être

expliquées que par l’intervention d’un processus d’élimination des nitrates tel que la dénitrification.

2.2.2. Le potentiel redox

Le processus de dénitrification est accompagné d’une baisse du potentiel redox (cf chapitre 1).

Les piézomètres F1, F2 et F3 ne montrent pas de variations nettes du potentiel redox au cours de la

période de suivi (Figure 57). Par contre, les potentiels redox mesurés en F4 aux différentes

profondeurs présentent un signal saisonnier très marqué avec une forte baisse en été jusqu’à des

valeurs négatives. On remarque deux remontées du potentiel redox en période estivale, la première en

août 2004 et la seconde en juillet 2005. La première ne semble pas influer sur les concentrations en

nitrates tandis que la seconde est corrélée avec une remontée des taux de NO3- mesurés (Figure 55).

Cette remontée semble signer l’arrêt du processus de dénitrification en juillet 2005 pour le piézomètre

F4. Nous ne disposons pas des potentiels redox dans les tubes, l’acier modifiant les valeurs mesurées.

Cependant, les concentrations en NO3- dans les tubes restent faibles à cette date. Il semble donc que F4

111

soit affecté par un phénomène très localisé. Quoiqu’il en soit, la dénitrification est présente en F4

durant la période estivale et celle-ci est signée par une baisse du potentiel redox.

Figure 57 : Evolution du potentiel redox dans les 4 piézomètres aux différentes profondeurs au cours

de la période de suivi.

2.2.3. L’analyse des compositions isotopiques

Des analyses isotopiques ont été effectuées en rivière, pour F3 à 2.5 m de profondeur et pour F4

aux 3 profondeurs échantillonnées (3 m, 5 m et 7 m). Ces analyses ont été réalisées pour deux dates :

une date en automne (09/11/2004) durant la période où les concentrations en nitrates sont plus faibles

en F4 que dans la rivière et une date en hiver (15/02/2005) où la concentration en F4 peut être

expliquée par un simple mélange des eaux de la rivière et de celles en provenance des côteaux crayeux

(Tableau 25).

Tableau 25 : Composition isotopique en 15N en rivière, F3 et F4 à deux dates (en hiver et en automne). 09/11/2004 15/02/2005

Concentration (mgNO3

-/l) δ15N (‰) Concentration

(mgNO3-/l)

δ15N (‰)

Rivière 21.48 4.90 26.02 4.20 F3 à 2.5 m 58.99 2.30 60.02 2.60 F4 à 3 m 5.88 8.90 36.25 5.40 F4 à 5 m 10.70 6.80 56.36 4.70 F4 à 7 m 13.79 6.60 56.52 4.50

Les compositions isotopiques en F4 en particulier à 3 m de profondeur sont systématiquement

plus élevées que celles mesurées en F3 et dans la rivière.


112

Les variations de la composition isotopique en 15N des nitrates peuvent être dues :

• à la dénitrification qui provoque une augmentation de la composition isotopique et qui est

accompagnée d’une baisse de la concentration en nitrates

• à la nitrification qui engendre également une augmentation de la composition isotopique mais qui

est accompagnée d’une augmentation de la concentration en nitrates

• à un mélange avec des eaux chargées en 15N( eaux usées, effluents d’élevage )

• à une dilution par la pluie qui provoque une baisse des compositions isotopiques (15N)

A notre connaissance, il n’y a pas de rejets d’eaux usées au niveau de notre site d’étude. Les

augmentations de la composition isotopique en 15N localisées au niveau du piézomètre F4 ne peuvent

donc pas être liées à un mélange avec des eaux chargées en 15N. La dilution par la pluie et la

nitrification peuvent également être écartées puisque les compositions isotopiques augmentent et les

concentrations en nitrates baissent. Les valeurs en F4 étant plus importantes qu’en rivière et en F3, il

ne peut s’agir d’un mélange et seule la dénitrification peut expliquer l’augmentation des compositions

isotopiques mesurées.

2.3. Conclusions

Lors du suivi géochimique de notre site d’étude, nous avons constaté une forte baisse des

nitrates dans le piézomètre et les tubes proches de la rivière en période estivale. Ces faibles

concentrations en nitrates observées dans la zone riveraine ne peuvent pas être expliquées par un

simple mélange des eaux de la rivière et de celles en provenance des côteaux crayeux, les

concentrations étant plus faibles dans les tubes et le piézomètre proches de la rivière que dans la

rivière. Ces faibles teneurs en nitrates sont accompagnées de faibles taux d’oxygène dissous et d’une

baisse des taux de COD qui semble consommé durant cette période. Les conditions nécessaires à la

dénitrification sont donc parfaitement remplies dans la zone riveraine (présence de nitrates, faibles

teneurs en oxygène dissous et présence de carbone organique). De plus, les fortes températures de

l’eau mesurées dans les piézomètres proches de la rivière sont susceptibles de favoriser le processus de

dénitrification.

La dénitrification provoque une baisse des potentiels redox et une augmentation de la

composition isotopique en 15N des nitrates. Ces deux conséquences de la dénitrification (baisse des

potentiels redox et augmentation de la composition isotopique des nitrates) ont été observées en F4

durant la période estivale. La dénitrification est donc bien la cause de la baisse des nitrates observée

dans le piézomètre et les tubes proches de la rivière.

Il est possible de calculer un facteur d’enrichissement isotopique ailleurs que dans un réacteur

fermé ce qui est notre cas sur cette zone d’étude (Sebilo et al., 2006). Il serait donc intéressant de

113

poursuivre l’étude des compositions isotopiques débutées au cours de ce suivi, afin de pouvoir

quantifier la dénitrification ayant eu lieu durant la période de suivi sur notre zone d’étude.

3. Schéma de fonctionnement et discussion Dans notre site d’étude, la dénitrification est localisée aux abords de la rivière. Le

fonctionnement hydrologique et géochimique est piloté par celle-ci. En effet, la rivière étant soutenue

par le barrage réservoir du Lac d’Orient situé en amont, elle alimente la nappe alluviale tout au long de

l’année, conférant ainsi à la zone riveraine un fonctionnement de zone hyporhéique. La rivière

alimente les piézomètres et tubes proches d’elle avec une eau dont la concentration en oxygène

dissous est faible, dont la température est élevée et chargée en COD. Ces conditions instaurées par la

rivière sont à la base du développement du processus de dénitrification. Cette zone riveraine a un

fonctionnement hydrologique très anthropisé et ne peut pas être considérée comme une zone humide

naturelle. Cependant, elle a la capacité de dénitrifier les eaux qui la traversent. Ce ne sont pas les eaux

provenant des côteaux crayeux qui sont ici filtrées par la zone riveraine mais les eaux de la rivière. Ce

fonctionnement n’est probablement pas un cas isolé dans le bassin de la Seine. En effet, la présence

des 3 grands barrages réservoirs soutenant le débit de nombreux cours d’eau est un élément qu’il est

nécessaire de prendre en compte dans cette étude. On pourrait alors différencier deux types de

comportement : celui des zones riveraines de têtes de bassin avec un fonctionnement « typique » où

les eaux provenant du bassin versant peuvent être dénitrifiées lors de leur passage dans la zone

riveraine et un fonctionnement équivalent à celui étudié lors de ce suivi en aval des barrages réservoirs

de la Seine où ce sont les eaux de la rivière qui sont dénitrifiées lors de leur passage dans la zone

riveraine.

115

Chapitre V. Rétention d’azote dans le bassin de la Seine

Notre objectif est de caractériser la rétention d’azote dans les zones humides riveraines à

l’échelle la plus fine possible dans un grand bassin versant d’échelle régionale, le bassin de la Seine.

Pour répondre à cet objectif, nous avons choisi de réaliser des bilans de nitrates dans des bassins

versants de différentes tailles emboîtés les uns dans les autres. Ces bilans devraient nous permettre,

dans un premier temps, d’obtenir une représentation spatiale de la rétention d’azote sur l’ensemble du

bassin de la Seine puis dans un second temps d’appréhender les facteurs contrôlant la rétention d’azote

à l’échelle de sous-bassins versants. Cette étape d’identification des facteurs de contrôle constitue une

première approche de typologie fonctionnelle sur le bassin de la Seine.

Nous allons voir dans un premier temps la manière dont nous avons procédé pour réaliser les

bilans en zones humides riveraines dans la partie 1 ce qui nous a permis d’identifier les différentes

données source nécessaires à ce calcul. Les données sources disponibles sur le bassin de la Seine sont

présentées dans la partie 2. Nous avons ensuite procédé à la comparaison de ces données afin de

déterminer les données les plus fiables (partie 3) à partir desquelles ont été réalisés différents calculs

de taux de rétention (partie 4). Les résultats obtenus sont enfin présentés dans la partie 5, où nous nous

sommes intéressés à la variabilité spatiale et saisonnière de la rétention des nitrates ainsi qu’aux

facteurs de contrôle de cette rétention.

1. Bilans de nitrates dans les zones humides riveraines

1.1. Principe général

Afin de caractériser la rétention d’azote par les zones humides riveraines, nous avons choisi de

réaliser des bilans dont le principe consiste à étudier les variations du stock de nitrates dans ces

milieux au cours du temps :

333

NONONO OIT

S−=

ΔΔ

(40)

Avec : ΔSNO3 = variations du stock de nitrates dans la zone humide

ΔT = incrément de temps

INO3 = flux de NO3- entrant dans la zone humide riveraine pendant ΔT

ONO3 = flux de NO3- sortant de la zone humide riveraine pendant ΔT

Chapitre V : Rétention d’azote dans le bassin de la Seine

116

Nous allons voir quels sont les flux de nitrates entrants et sortants de la zone humide (Figure 58)

ainsi que les hypothèses simplificatrices posées sur ces différents flux lors de la réalisation des bilans.

Les flux de nitrates entrants dans la zone humide sont :

- les apports diffus provenant principalement des zones cultivées mais également des autres

types d’occupation du sol du bassin versant (forêt, prairie…) et arrivant dans la zone

humide par écoulement superficiel (ruissellement et hypodermique) et écoulement

souterrain (aquifères)

- les apports ponctuels, liés aux rejets domestiques et industriels, susceptibles de transiter par

la zone humide avant de rejoindre la rivière.

- les dépôts atmosphériques ainsi que la fixation atmosphérique par les bactéries et les

légumineuses, dans la zone humide,

- les éventuels apports par la rivière, comme mis en évidence sur le bassin de la Seine par

différentes études (Greiner, 1997 ; Weng, 2000) et lors de notre étude hydrologique de la

zone riveraine située dans la plaine alluviale de la Seine (cf chapitre 5)

- la décomposition de la litière provenant de la végétation de la zone humide riveraine, qui

relargue de l’azote organique ensuite transformé en nitrates par ammonification et

nitrification dans le sol

- les relargages éventuels de nitrates lors de la remontée de la nappe dans des terrains

possédant un fort contenu en azote comme la tourbe (Michelin, 2001)

- l’application d’engrais sur des sols cultivés localisés dans la zone humide riveraine

- la nitrification qui correspond à la transformation de l’ammonium en nitrates par des

bactéries nitrifiantes

Les flux de nitrates sortants de la zone humide comportent :

- les écoulements de la zone humide vers la rivière, ou vers d’autres drains comme à Droupt

Saint Basle (cf chapitre 4)

- la dénitrification transformant les nitrates en produits azotés gazeux

- l’assimilation des nitrates par les végétaux

- la réduction dissimilative qui transforme temporairement les nitrates en ammonium

117

Le bilan complet des nitrates dans la zone humide est relativement complexe étant donné le

nombre de flux entrants et sortants de la zone humide. De plus, la zone humide peut être court-

circuitée par la présence de drains (notamment en zone de culture) conduisant directement l’eau en

provenance du bassin versant vers la rivière.

Figure 58 : Schéma des flux de nitrates au niveau des zones humides riveraines.

1.2. Simplifications du problème

Lors de la réalisation des calculs de bilans de nitrates, nous avons été confrontés à un certain

nombre de problèmes et à des lacunes d’information qui nous ont conduit à faire des hypothèses

simplificatrices ainsi qu’à négliger certains flux. Le Tableau 26 présente une synthèse de la prise en

compte des différents flux dans les calculs de bilans.

Tout d’abord, il est nécessaire pour réaliser les calculs de bilan dans la zone humide, de

connaître le flux de nitrates sortant de la zone humide, or nous ne disposons pas de telles informations.

Les données auxquelles nous avons accès sont les concentrations et les débits mesurés en rivière. Ces

mesures étant intégratives de l’ensemble des processus ayant lieu en amont du point de mesure, nous

avons du réaliser des bilans pour les zones humides de l’ensemble du bassin versant contributif à la

station de mesure.


118

Parmi les flux entrants dans la zone humide, certains d’entre eux tels que les écoulements en

provenance de la rivière ou le relargage des nitrates lors de la remontée de la nappe dans des terrains à

fort contenu azoté restent des cas particuliers même s'ils peuvent avoir une grande influence à l’échelle

locale dans le bassin de la Seine. Les écoulements en provenance de la rivière sont probablement assez

fréquents en aval des 3 grands barrages réservoirs soutenant le débit des cours d’eau et favorisant ces

écoulements. Cependant, la prise en compte de ces apports nécessite des données et des cartes dont

nous ne disposons pas actuellement. De plus ces écoulements en provenance de la rivière qui peuvent

être induits par la présence de barrage retournent à la rivière à une échelle relativement petite avec un

flux net nul. Ces apports n’ont donc pas été pris en compte dans le cadre de cette étude.

Les dépôts atmosphériques sont fonction de la surface de la zone considérée. Les zones humides

alluviales ne représentant pas une surface très importante, nous avons donc négligé ces apports.

Lors de cette étude, nous avons considéré que la réduction dissimilative et la nitrification étaient

des phénomènes transitoires qui se compensaient au cours de l’année, ces deux phénomènes ont donc

été laissés de côté.

En ce qui concerne la restitution et la rétention des nitrates par la végétation, bien que les flux se

compensent au pas de temps annuel, ils peuvent avoir une grande importance au niveau saisonnier. La

rétention des nitrates par la végétation a lieu durant la période estivale, tout comme la dénitrification

tandis que la restitution des nitrates par la végétation se produit en période automnale (cf chapitre 1).

La prise en compte de ces flux liés à la végétation dépendra donc du pas de temps considéré pour

réaliser les bilans de nitrates.

Les apports ponctuels liés aux rejets domestiques et industriels n’ont pas été directement pris en

compte dans les bilans. Cependant, pour éviter des sous-estimations des flux de nitrates entrant dans la

zone humide riveraine les bassins recevant des apports ponctuels trop importants ont été éliminés (cf

partie 4).

119

Tableau 26 : Résumé des différents flux intervenant dans les bilans de nitrates.

Sorties / entrées Types de flux Prise en compte dans le bilan

Explications

Apports diffus par écoulements superficiels et souterrains en provenance du bassin versant

oui

Apports ponctuels (rejets domestiques et industriels)

oui

Dépôts atmosphériques et fixation bactérienne

non Flux faibles

Apports par la rivière non Absence d’informations suffisantes Apports par la végétation oui Relargage par des stocks locaux non Absence d’information pédologique

suffisamment bien résolue à l’échelle des zones humides

Application d’engrais dans la zone humide

oui Comme dans l’ensemble du bassin versant

Flux entrants

Nitrification non phénomène temporaire Ecoulement vers la rivière oui Dénitrification oui Assimilation par la végétation oui

Flux sortants

Réduction dissimilative non phénomène temporaire

Lors de cette étude, nous avons donc considéré que la concentration en nitrates dans la rivière

résultait du mélange de deux sources : l’écoulement superficiel et l’écoulement de base modulé par

l’effet des zones riveraines (dénitrification et influence de la végétation) (Figure 59).

Figure 59 : Schéma du principe des bilans de nitrates.


120

Trois pas de temps ont été considérés pour le calcul des bilans de nitrates : le pas de temps estival, le

pas de temps annuel et le pas de temps interannuel.

(1) le pas de temps annuel et (2) le pas de temps interannuel : A ces pas de temps (et tout

particulièrement au pas de temps interannuel), on peut considérer que l’écosystème riverain est à

l’équilibre et donc de ce fait que le stockage d’azote sous forme de nitrates dans la zone humide

riveraine peut être négligé. En effet, dans ce cas, on peut faire l’hypothèse que l’assimilation et la

restitution par la végétation se compensent, cette hypothèse reste vraie à partir du moment où il

n’y a pas d’exportation de la matière organique (par récolte). La rétention de nitrates par la zone

humide riveraine correspond alors à la dénitrification et le bilan peut être noté :

DENRIVBV FFF =− (41)

avec : FBV = flux en provenance du bassin versant par écoulement souterrain et superficiel

FRIV = flux de la zone humide vers la rivière

FDEN = flux lié à la dénitrification

(3) le pas de temps estival : à ce pas de temps, le stockage de nitrates dans la zone humide ne peut pas

être négligé. Cependant, on peut faire comme hypothèse que la restitution par la végétation est

faible et en tout cas inférieure à l’assimilation par la végétation. La somme des flux liés à la

végétation (assimilation et restitution) est donc un flux sortant. Dans ce cas, les bilans permettent

de caractériser la rétention totale (assimilation et dénitrification) et peuvent être notés :

RESASSDENRIVBV FFFFF −+=− (42)

avec : FASS = flux d’assimilation par la végétation

FRES = flux de restitution par la végétation

1.3. Estimation d’un taux de rétention

Nous avons vu précédemment que pour des raisons pratiques, les flux en sortie de la zone

humide riveraine ne peuvent pas être directement évalués et que ce sont les concentrations et les débits

mesurés en rivière qui permettent d’accéder à cette information. De ce fait, les calculs de bilans sont

donc réalisés pour l’ensemble des zones humides présentes dans le bassin versant contributif à la

station de mesure.

121

Pour chacun des pas de temps considérés, le rapport entre le flux en rivière (FRIV) et celui

provenant du bassin versant amont avant transit par les zones humides (FBV) permet donc d’estimer un

taux de rétention de nitrates (Tx) dans la zone humide riveraine du bassin versant considéré :

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛××

−=⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−=

BVBV

RIVRIV

BV

RIV

CQCQ

FF

R 11 (43)

Ce taux de rétention estimé est égale à 1 lorsque la rétention est totale, à 0 quand elle est absente

et peut être négatif lorsque la zone humide exporte des nitrates.

Pour réaliser ces bilans, il va donc falloir estimer le plus finement possible :

- la concentration en rivière (CRIV)

- la concentration en provenance du bassin versant (CBV) qui dépend de la concentration

sous-racinaire (CS), du débit sous-racinaire (QS), de la concentration souterraine (CB) et du

débit souterrain (QB) :

CBV = ( CS * QS + CB * QB ) / ( QS + QB) (44)

Nous verrons dans la suite de ce chapitre, les données brutes disponibles dans le bassin de la

Seine ainsi que les différents traitements qui leur ont été appliqués pour estimer les taux de rétention

en zone humide riveraine aux différents pas de temps choisis.


122

2. Données disponibles sur le bassin de la Seine Nous avons vu précédemment que pour réaliser les calculs des taux de rétention en zone humide

riparienne, nous devions disposer, en entrée, des concentrations souterraine (Cb) et sous-racinaire (Cs)

ainsi que des débits souterrain (Qb) et sous-racinaire (Qs) et, en sortie, des débits de la rivière

(Qriv = Qb + Qs) et des concentrations en rivière (Criv). Dans ce paragraphe, nous allons voir les

différentes données brutes disponibles sur le bassin de la Seine correspondant aux paramètres

nécessaires à la réalisation des calculs de taux de rétention. Ces données peuvent être divisées en deux

parties, d’un côté les données mesurées ou cartographiques et de l’autre les sorties d’un modèle

permettant de simuler l’hydrodynamique et la contamination nitrique du bassin de la Seine, le modèle

STICS MODCOU NEWSAM (Tableau 27).

Tableau 27 : Résumé des différentes données sources utilisées en entrée des bilans.

Données estimées Données simulées Criv Données RNB Qb Banque HYDRO MODCOU Qs Banque HYDRO MODCOU Cb Données RNDE MODCOU / STICS Cs Corine Landcover MODCOU / STICS

2.1. Données mesurées ou cartographiques

En France, la qualité de l’eau en rivière est mesurée, depuis 1971, au niveau des stations du

réseau RNB (Réseau National de Bassin). Plusieurs types de mesures sont réalisées au sein de ces

stations : analyses physico-chimique de l’eau (température, pH, concentrations en nitrates, nitrites,

ammonium, phosphates…), analyses des micro polluants métalliques et organiques (HAP, produits

phytosanitaires…), analyses de la qualité microbiologique (bactéries) et biologique (invertébrés

benthiques). Ces différentes analyses sont effectuées sous le contrôle des Agences de l’eau et des

DIREN (Direction régionale de l’environnement). Le bassin de la Seine compte plus de 1600 stations

RNB réparties de façon homogène sur l’ensemble du réseau hydrographique mais avec un

échantillonnage discontinu.

Les hauteurs d’eau en rivière sont mesurées par différents organismes (DIREN, Agence de l’eau,

EDF, Cemagref…) et regroupées au sein de la Banque HYDRO (Banque nationale de données pour

l’hydrométrie et l’hydrologie). Les hauteurs d’eau mesurées sont ensuite converties en débits grâce à

des courbes de tarage. La banque HYDRO regroupe actuellement 3500 stations de mesure dont 230

sur le bassin de la Seine, avec des mesures journalières.

123

La carte hydrogéologique du bassin de Paris établie en 1967 par Albinet représente les

principales formation aquifères affleurant dans le bassin parisien. Les concentrations souterraines en

nitrates sont mesurées lors de campagnes de mesure et regroupées dans la base de données RNDE

(Réseau National des Données sur l’Eau). Trois campagnes de mesure ont été effectuées à ce jour : la

première en 1992-1993, la seconde en 1997-1998 et la troisième 2000-2001. Le nombre de mesures

effectuées sur chacun des points échantillonnés durant les campagnes est très variable. De ce fait la

concentration moyenne fournie par la base de donnée RNDE peut correspondre dans certains cas à un

seul point de mesure.

La base de données géographiques CORINE Land Cover décrivant les grands types

d’occupation du territoire a été réalisée dans le cadre du projet européen CORINE (Coordination de

l’information sur l’environnement). Les différents types d’occupation du sol ont été déterminés par

photo-interprétation d’images satellitales LANDSAT et SPOT acquises entre 1987 et 1994 complétées

par des photographies aériennes et des cartes. L’échelle choisie lors de ce travail est de 1/100 000 et la

surface de la plus petite unité cartographiée de 25 hectares. La nomenclature de cette base est

hiérarchisée en 3 niveaux avec 5 types au niveau 1, 15 au niveau 2 et 44 au niveau 3 (Tableau 28). Au

total, sur le territoire métropolitain français, on dénombre 450 000 objets surfaciques. L’extrait

disponible sur le bassin de la Seine quant à lui en compte 68 614. Une deuxième version de la base de

données CORINE Landcover a été réalisée à partir d’images satellitales de l’année 2000.

Les caractéristiques de ces différentes données sont regroupées dans Tableau 29 et leur

disponibilité pour la période 1990 à 2000 est résumée Figure 60.


124

Tableau 28 : Les différents types des 3 niveaux hiérarchiques de la base de données CORINE Land Cover.

Niveau 1 Niveau 2 Niveau 3 1.1.1. Tissu urbain continu 1.1. Zones urbanisées 1.1.2. Tissu urbain discontinu 1.2.1. Zones industrielles et commerciales 1.2.2. Réseaux routier et ferroviaire et espaces associés 1.2.3. Zones portuaires

1.2. Zones industrielles ou commerciales et réseaux de communication

1.2.4. Aéroports 1.3.1. Extraction de matériaux 1.3.2. Décharges

1.3. Mines, décharges et chantiers

1.3.3. Chantiers 1.4.1. Espaces verts urbains

1. Territoires artificialisés

1.4. Espaces verts artificialisés, non agricoles 1.4.2. Équipements sportifs et de

loisirs 2.1.1. Terres arables hors périmètres d'irrigation 2.1.2. Périmètres irrigués en permanence

2.1. Terres arables

2.1.3. Rizières 2.2.1. Vignobles 2.2.2. Vergers et petits fruits

2.2. Cultures permanentes

2.2.3. Oliveraies 2.3. Prairies 2.3.1. Prairies

2.4.1. Cultures annuelles associées aux cultures permanentes 2.4.2. Systèmes culturaux et parcellaires complexes 2.4.3. Agriculture principalement, avec présence de végétation naturelle importante

2. Territoires agricoles

2.4. Zones agricoles hétérogènes

2.4.4. Territoires agro-forestiers 3.1.1. Forêts de feuillus 3.1.2. Forêts de conifères

3.1. Forêts

3.1.3. Forêts mélangées 3.2.1. Pelouses et pâturages naturels 3.2.2. Landes et broussailles 3.2.3. Végétation sclérophylle

3.2. Milieux à végétation arbustive et/ou herbacée

3.2.4. Forêt et végétation arbustive en mutation 3.3.1. Plages, dunes et sable 3.3.2. Roches nues 3.3.3. Végétation clairsemée 3.3.4. Zones incendiées

3. Forêts et milieux semi-naturels

3.3. Espaces ouverts, sans ou avec peu de végétation

3.3.5. Glaciers et neiges éternelles 4.1.1. Marais intérieurs 4.1. Zones humides intérieures 4.1.2. Tourbières 4.2.1. Marais maritimes 4.2.2. Marais salants

4. Zones humides

4.2. Zones humides maritimes

4.2.3. Zones intertidales 5.1.1. Cours et voies d'eau 5.1. Eaux continentales 5.1.2. Plans d'eau 5.2.1. Lagunes littorales 5.2.2. Estuaires

5. Surfaces en eau

5.2. Eaux maritimes

5.2.3. Mers et océans

125

Tableau 29 : Caractéristiques des différentes données sources mesurées ou cartographiques.

Données sources Types d’information Distribution spatiale Distribution temporelle

Stations RNB Mesure de la qualité de l’eau de rivière Ponctuelle 0 à 24 mesures par an Stations HYDRO Mesure du débit en rivière Ponctuelle Pas de temps journalier Données RNDE Mesure de la qualité des eaux souterraines Ponctuelle Campagne ponctuelle

Corine Landcover Types de végétation Spatialisée Date de collecte des données : 1987-1994

Carte hydrogéologique du Bassin de Paris Formations aquifères affleurantes Spatialisée Date de création : 1967

Figure 60 : Disponibilité des données sources cartographiques et mesurées sur la période 1990 à 2000.

2.2. Sorties du modèle STICS-MODCOU-NEWSAM

Une des vertus des modèles numériques spatialisés est de fournir une couverture spatialisée et

temporelle exhaustive, contrairement aux données mesurées. Les données simulées sont calibrées pour

reproduire localement les observations et constituent donc une forme d’interpolation de ces dernières.

C’est dans ce but que nous avons exploité les données de débits et de concentrations en nitrates

simulées grâce au couplage entre 3 modèles distribués : un modèle agronomique (STICS), un modèle

hydrologique (MODCOU) et un modèle hydrogéologique (NEWSAM) simulant respectivement les

flux de nitrates à la base sous-racinaire, les écoulements superficiels et souterrains et le transport des

nitrates dans un système aquifère. Le modèle STICS a été développé à l’INRA et les programmes

MODCOU et NEWSAM au Centre d’Informatique Géologique de l’Ecole des Mines de Paris. Nous

allons voir par la suite le fonctionnement de ces trois modèles afin de mieux comprendre les

différentes sorties utilisées pour le calcul des bilans de nitrates, résumées dans le Tableau 30.

Tableau 30 : Résumé des différentes données sources utilisées en entrée des bilans.

Données sources Types d’information Distribution spatiale Distribution temporelle QR : débit ruisselé Spatialisée Pas de temps journalier QI : débit infiltré Spatialisée Pas de temps journalier QN : débit d’échange entre la nappe et le domaine de surface

Spatialisée Pas de temps décadaire

CS : concentration sous-racinaire

Spatialisée Pas de temps décadaire

Sorties MODCOU/STICS

CN : concentration souterraine Spatialisée Pas de temps décadaire


126

2.2.1. Le modèle agronomique STICS

Le modèle STICS est un modèle de fonctionnement de culture à pas de temps journalier qui

simule l'impact du climat, du sol et de la conduite des cultures à la fois sur la production végétale et

sur l'environnement (Brisson et al., 2003 ; 1998). Les bilans d'eau, de carbone et d'azote sont calculés

de façon dynamique au sein du système sol-plante.

Le sol est décrit comme une succession de couches horizontales dont la limite inférieure est

l'interface sol / sous-sol : c'est la limite au-delà de laquelle sont définis les termes de drainage et de

lessivage des nitrates vers les nappes. Les transferts d'eau au sein du sol sont calculés par un modèle

capacitif monodimensionnel et multicouche. Le transport du nitrate est simulé par convection-

dispersion. Les transformations biologiques des différents pools de matières organiques (résidus de

culture, amendements organiques, biomasse microbienne et humus) sont simulées et déterminent la

dynamique du carbone et de l'azote dans le sol.

La culture est appréhendée de façon globale : son développement est piloté par les conditions

climatiques du couvert (température et photopériode). Sa croissance est pilotée par la surface foliaire

qui conditionne l'interception du rayonnement et la conversion du rayonnement en biomasse végétale.

Celle-ci est ensuite répartie vers les organes de récolte en fin de cycle, ce qui détermine le rendement

de la culture. Le bilan d'azote est simulé en parallèle à celui du carbone auquel il est lié.

Les interactions entre le sol et la culture sont assurées par le système racinaire qui assure

l'absorption d'eau et d'azote en fonction des besoins de la plante et de leur disponibilité dans le sol ; les

stress en eau et en azote qui peuvent survenir agissent sur le développement de la culture et surtout sur

sa croissance foliaire et en biomasse. Le modèle a principalement été évalué et validé sur les cultures

de maïs et de blé (Brisson et al., 2002 ; Houlès et al., 2004). Son application à d'autres cultures et

différentes conditions de sol a été jugée satisfaisante (Beaudoin et al., 2004 ; Nicoullaud et al., 2004).

La spatialisation de STICS nécessite la définition d’unités de simulation homogène à la fois du

point de vue climatique, pédologique et culturale (Figure 61). Le bassin de la Seine a donc été

segmenté en unités spatiales définies par croisement des données climatiques (8 km de résolution) et

de 12 zones agricoles (Figure 62), où les 3 successions de cultures dominantes et tous les sols présents

sont considérés.

127

Figure 61 : Représentation des unités spatiales de STICS obtenues par croisement des données météorologiques, pédologiques et agricoles.

Figure 62 : Segmentation du bassin de la Seine en 12 zones homogènes sur lesquelles sont réalisées les simulations STICS.

2.2.2. Le modèle hydrogéologique MODCOU

Le modèle MODCOU (Ledoux, 1980 ; Ledoux et al., 1989) a pour objectif la simulation

conjointe des écoulements de surface et des écoulements souterrains en aquifère multicouche. Ce

modèle utilise cinq fonctions interconnectées pour schématiser le cycle de l’eau :

• une fonction d’entrée qui prend en compte les données de forçage météorologiques ;

• une fonction de production (programme MODSUR), qui assure la répartition des précipitations

entre infiltration (QI), ruissellement (QR), évapotranspiration et stockage dans le sol au pas de

temps journalier ; ses paramètres varient en fonction des caractéristiques pédologiques (structure

et texture) et de l’occupation des sols, au sein de zones de production uniformes ;


128

• une fonction de transfert de surface qui achemine dans le réseau hydrographique l’eau issue du

ruissellement d’une part, et des échanges avec le domaine souterrain d’autre part ;

• une fonction de transfert souterrain qui simule les écoulements au sein des aquifères ;

• une fonction d’échange surface-souterrain qui calcule les échanges à double sens entre les

rivières et les aquifères.

Pour MODCOU et NEWSAM, le bassin de la Seine a été discrétisé en un domaine de surface

composé de 35 698 mailles (de 1 à 8 km de côté) et un domaine souterrain pour lequel 3 aquifères ont

été pris en compte dans une structure multicouche (Figure 63). Les 3 aquifères discrétisés sont ceux

de l’Oligocène (2 377 mailles), de l’Eocène (5 049 mailles) et de la Craie (14 806 mailles). Les

aquifères de l’Albien, du Portlandien, du Lusitanien, du Dogger et du Lias situés dans la partie est du

bassin versant de la Seine n’ont pas été représentés sous forme de couches individualisées. La partie

captive de ces aquifères, sous la Craie, se situe à plusieurs centaines de mètres sous la surface

topographique. Les écoulements dans ces aquifères sont très lents et de ce fait les nitrates transférés

dans ces aquifères profonds n’interfèrent pas avec les nitrates du réseau superficiel pour la période de

simulation choisie (environ 50 ans). Dans cette zone, les écoulements et les transferts de nitrates sont

pris en compte grâce à un modèle réservoir.

A chacune des mailles sont rattachées les caractéristiques physiques du domaine (direction de

drainage et la distribution des zones de production pour les mailles de surface; la transmissivité et le

coefficient d’emmagasinement pour les mailles souterraines). Les données météorologiques d’entrée

(précipitations et évapotranspiration potentielle) sont celles fournies par Météo-France sur la période

1970-1999 et sont distribuées sur une grille régulière de 8 km de côté couvrant l’ensemble du bassin.

129

Figure 63 : Maillages des différents domaines discrétisés pour MODCOU et NEWSAM sur le bassin de la Seine.

Le calage du modèle a été effectué en comparant la restitution des débits naturalisés sur 125

stations hydrométriques et des charges hydrauliques sur 139 piézomètres pour les trente ans de la

période de calage (Gomez, 2002).

2.2.3. Simulation de la contamination nitrique : couplage STICS-MODCOU-NEWSAM

La Figure 64 montre une représentation schématique du couplage entre STICS, MODCOU et

NEWSAM. Ce couplage a été développé sur la Marne par Gomez (2002) et étendu depuis sur

l’ensemble de la Seine (Ledoux et al., 2006).


130

Figure 64 : Représentation schématique du couplage entre STICS, MODCOU et NEWSAM.

Les modèles STICS, MODCOU et NEWSAM fonctionnent de manière indépendante. La

création d’un modèle intégré consiste à associer STICS spatialisé à MODCOU et NEWSAM, qui sont

eux compatibles en ce qui concerne la partie souterraine, pour permettre la modélisation du transfert

des nitrates dans les différents compartiments du système hydrologique, depuis les sols jusqu’au cours

d’eau en passant par la zone non-saturée et les aquifères (Gomez et Ledoux, 2001).

Par la suite, nous utiliserons des indices majuscules pour les données de MODCOU et

minuscules pour les données de STICS. Le programme MODSUR qui réalise le calcul du bilan

hydrique fournit les débits ruisselé (QR) et infiltré (QI) en chacune des mailles du domaine de surface

de MODCOU-NEWSAM. Parallèlement le modèle STICS calcule les flux de nitrates sous-racinaires

(Fns) et des débits drainés à la base de la zone sous-racinaire (Qs) pour chaque unité homogène d’un

point de vue climatique, pédologique et agricole. Les flux d’eau ainsi que les unités de calcul sont

donc indépendants pour les 2 modèles. Les concentrations en nitrates de STICS ne peuvent donc pas

être utilisées directement en entrée de MODCOU, car ceci violerait le principe de conservation en

nitrates. Afin d’assurer la cohérence lors du couplage de ces modèles, les flux de nitrates sont

compilés en fonction du nombre d’unités présentes dans chaque maille de surface au prorata de la

surface couverte et divisés par les flux d’eau (QR + QI) calculés par MODSUR pour obtenir la

131

concentration sous-racinaire (CS) en chacune des mailles du domaine de surface de MODCOU. Le fait

de supposer lors de cette opération que QS est égale à la somme de QR et QI revient à poser

l’hypothèse que la teneur en nitrates de l’eau de ruissellement est égale à celle de l’eau d’infiltration.

Au sein de MODCOU et NEWSAM, l’eau d’infiltration (QI) contenant les concentrations en

nitrates (CS) est ensuite acheminée vers les aquifères à travers la zone non-saturée par le programme

NONSAT Transport. La zone non-saturée est modélisée par une succession de réservoirs qui se

déversent les uns dans les autres suivant une loi exponentielle, introduisant ainsi un délai dans la

propagation des flux.

Les flux de nitrates produits à la base de la zone non-saturée servent ensuite d’entrée au modèle

de transport en aquifère NEWSAM. Ce modèle assure le transport des nitrates dans les zones non-

saturée et saturée ainsi que dans les rivières, à partir d’une hydrodynamique absolument identique à

celle de MODCOU et avec le même maillage que le domaine souterrain de MODCOU. Le transport

des nitrates dans les 3 grands aquifères spatialisés (Oligocène, Eocène et Craie) est calculé par

l’équation de dispersion réduite au terme de convection. En effet, la dispersion est négligeable lorsque

l’on s’intéresse à des pollutions diffuses (et non pas ponctuelles) puisqu’il n’existe pas de forts

gradients de concentrations.

Lorsque le domaine de surface n’est pas connecté à une maille souterraine, ce qui est le cas dans

la partie est du bassin versant, c’est le modèle à réservoir TRANSAM qui se charge du calcul du flux

de nitrates dans les nappes. Le réservoir linéaire figurant l’aquifère est un mélangeur parfait dont le

coefficient de vidange contrôle le retard entre la recharge et le drainage vers le réseau hydrographique.

A l’initiation du couplage STICS-MODCOU-NEWSAM, les concentrations en nitrates dans le

domaine non-saturé et les aquifères sont nulles. Les paramètres du modèle ont été ajustés à partir des

mesures de nitrates de la base de données ONQES (Observatoire National de la Qualité des Eaux

Souterraines) pour laquelle il existe peu d’information après 1990. La calibration du modèle a donc été

réalisée sur la période 1970-1990 à partir de mesures de concentrations en nitrates de plus de

3000 puits. Ce sont les médianes de la distribution statistique des données observées et simulées qui

ont été utilisées pour effectuer le calage. Le modèle après calage reproduit très correctement

l’évolution de la médiane de la concentration en nitrates des aquifères qui a été estimée à

0.64 mgNO3-/l/an à partir des données mesurées. Cependant, la bonne évolution de la médiane des

concentrations en nitrates des aquifères ne garantit pas la fiabilité du modèle à l’échelle locale. Des

facteurs correctifs de calage ont été appliqués aux concentrations sous-racinaires avant le transfert

dans NONSAT Transport (division par 1.7 pour l’Oligocène par 2.0 pour l’Eocène et multiplication

par 1.3 pour la Craie) (Viavattene, 2006).


132

3. Comparaison des différentes sources de données Dans cette partie, nous réalisons une comparaison des données sources utilisées pour estimer la

contribution du bassin versant.

3.1. Concentrations sous-racinaires

3.1.1. Concentrations sous-racinaires estimées à partir de l’occupation du sol

Une des manières d’estimer la concentration de surface en nitrates consiste à prendre en compte

l’occupation du sol comme c’est le cas dans de nombreuses études sur les bilans de nutriments. On

affecte alors une valeur de concentration moyenne annuelle en nitrates à chacun des types d’usage du

sol, définie dans notre cas à partir de la base de données Corine Landcover (IFEN, 1994). Les valeurs

de concentrations que nous avons utilisées (Tableau 31) sont celles retenues par (Billen et Garnier,

2000).

Tableau 31 : Concentrations sous-racinaires retenues en fonction du type d’occupation du sol. Types d’occupation du sol Concentrations sous-racinaire

Prairie 2.9 mg N/l Terres arables 18.8 mg N/l

Forêt 0.35 mg N/l Zone urbaine 15.4 mgN/l

Ces valeurs ont été déterminées à partir de mesures de concentrations en nitrates effectuées sur

des eaux collectées sous la zone racinaire (par lysimètres, bougies poreuses ou drains agriculturaux)

pour des types d’occupation du sol différents dans le bassin de la Seine. Les teneurs en nitrates se

révèlent plus faibles dans les zones recouvertes par la végétation en permanence (forêt et prairie) que

pour les terres arables.

Les concentrations de surface ainsi spatialisées dans le bassin de la Seine sont présentées

Figure 65.

133

Figure 65 : Résultats de l’estimation des concentrations de surface en mgNO3-/l à partir de la base de

données Corine Land Cover (1987-1994) dans le bassin versant topographique de la Seine.

3.1.2. Concentrations sous-racinaires du modèle STICS-MODCOU

Nous avons également accès dans le bassin de la Seine aux concentrations sous-racinaires

simulées par le modèle couplé STICS-MODCOU-NEWSAM recalculées dans le domaine de surface

du modèle à partir des flux de nitrates de STICS et des débits QR et QI de MODSUR (cf partie 2.2.3).

Dans un souci de cohérence avec les estimations réalisées à partir de l’occupation des sols, nous nous

sommes limités à une valeur de concentration sous-racinaire moyenne par an. A titre d’exemple, la

Figure 66 montre les concentrations sous-racinaires moyennes en nitrates obtenues sur le bassin de la

Seine pour l’année 1996 (année sèche). On remarque que les concentrations en nitrates sont beaucoup

plus élevées au niveau de l’auréole de la Craie que dans le reste du bassin versant. Si l’on se réfère aux

12 grandes zones agricoles définies pour calculer les concentrations sous-racinaires dans STICS

(Figure 62), on constate que cette zone de surestimation correspond plus précisément à la Champagne

Crayeuse. Les fortes concentrations observées sont donc probablement plus liées à un problème de

description agronomique (successions culturales, pratiques agricoles) qu’à une mauvaise description

de la lithologie ou des processus.


134

Figure 66 : Concentrations sous-racinaires en nitrates simulées par le modèle STICS-MODCOU-NEWSAM en mgNO3

-/l pour l’année 1996.

3.1.3. Comparaison des deux sources de données

Il est délicat d’appréhender les concentrations sous-racinaires en nitrates. Les seules mesures

dont on dispose sont celles effectuées grâce à des bougies poreuses. Ces mesures ne peuvent être que

ponctuelles et localisées. C’est sur ces bases qu’ont été déterminées les valeurs utilisées pour estimer

les concentrations sous-racinaires à partir de l’occupation du sol (cf partie 3.1.1). Il n’est donc pas

possible de vérifier la représentativité des cartes obtenues aussi bien pour les estimations à partir de

l’occupation du sol que pour les sorties du modèle STICS.

Nous avons comparé les deux sources de concentrations sous-racinaires afin de tester leur

cohérence (Figure 67). On remarque de grandes différences de concentrations de surface en particulier

au niveau de l’auréole de la Craie (zone agricole de la Champagne crayeuse) où les concentrations

sous-racinaires de MODCOU sont beaucoup plus fortes que celles estimées à partir de l’occupation du

sol. A l’inverse les concentrations dans la région parisienne au centre de la carte sont moins fortes

pour MODCOU qu’avec les estimations établies à partir de la végétation.

135

Figure 67 : Carte des différences entre les concentrations de surface MODCOU (1996) et celles estimées à partir de l’occupation du sol (1987-1994) en mgNO3

-/l (CMODCOU-COCCUPATION DU SOL).

Globalement les concentrations sous-racinaires en nitrates de MODCOU sont plus fortes que

celles estimées à partir de l’occupation du sol (Tableau 32). Mais cette différence est principalement

liée aux concentrations dans la zone de la Champagne Crayeuse qui présente des moyennes beaucoup

plus fortes pour MODCOU que pour les concentrations estimées à partir de l’occupation du sol. Dans

l’Oligocène et l’Eocène les valeurs de MODCOU sont même plus faibles en moyenne que celles

estimées à partir de Corine Landcover (Tableau 33).

Tableau 32 : Comparaison des concentrations sous-racinaires fournies par MODCOU et estimées à partir de l’occupation du sol dans le bassin versant topographique de la Seine.

Concentration sous-racinaire MODCOU (mgNO3

-/l) Concentration sous-racinaire estimée à partir de

Corine Land cover (mgNO3-/l)

Valeur minimum 0.00 0.00 Valeur maximum 410.00 83.26 Moyenne 72.48 48.85 Ecart type 65.38 37.84


136

Tableau 33 : Comparaison des concentrations sous-racinaires fournies par MODCOU (1996) et estimées à partir de l’occupation du sol (1987-1994) dans la partie affleurante des 3 aquifères et dans

la partie est (pour le bassin versant topographique de la Seine). Concentration sous-racinaire MODCOU

(mgNO3-/l)

Concentration sous-racinaire estimée à partir de Corine Land cover (mgNO3

-/l)

Oligocène Eocène Craie Zone est Oligocène Eocène Craie Zone est Valeur minimum 0.00 0.00 0.00 0.00 0.00 0.00 0.00 0.00 Valeur maximum 220.00 170.00 410.00 190.00 83.26 83.26 83.26 83.26 Moyenne 45.54 44.88 110.59 42.50 59.66 55.01 55.35 32.40 Ecart type 39.64 31.53 78.86 23.92 35.47 36.37 36.26 36.40

3.2. Concentrations souterraines

3.2.1. Concentrations souterraines estimées à partir des données RNDE

La concentration de base (Cb) a été déterminée à partir des concentrations souterraines de la

base de données RNDE. Nous avons utilisé les résultats obtenus lors de la campagne de mesure de

1997-1998. Les concentrations souterraines moyennes en nitrates ont été interpolées sur l’ensemble du

bassin de la Seine par la méthode IDW (Inverse Distance Weight) (Figure 68). Sur cette figure, on

remarque que la distribution des points n’est pas homogène sur l’ensemble du bassin versant, la partie

nord en particulier ne présente aucun point de mesure. Cette zone n’est donc pas fiable en matière de

concentration souterraine.

Figure 68 : Concentrations de base en mgNO3-/l pour l’année 1997-1998 dans le bassin versant

topographique de la Seine.

137

3.2.2. Concentrations souterraines du modèle STICS-MODCOU-NEWSAM

Dans un souci de cohérence avec les concentrations souterraines estimées à partir des données

RNDE, nous avons utilisé la moyenne annuelle des concentrations souterraines en nitrates simulées

par le modèle STICS-MODCOU-NEWSAM. Pour déterminer la concentration souterraine dans

l’ensemble du bassin de la Seine, nous avons utilisé :

- les concentrations moyennes annuelles fournies par NEWSAM pour la partie affleurante des 3

grands aquifères spatialisés et

- les concentrations sous-racinaires moyennes annuelles calculées sur le domaine de surface à partir

des flux de nitrates de STICS et des débits de MODSUR dans la partie est du bassin où les

aquifères ne sont pas représentés.

La concentration souterraine obtenue pour l’année 1996 est représentée sur la Figure 69. Comme pour

la concentration sous-racinaire précédemment, la concentration souterraine montre des valeurs

nettement plus élevées au niveau de la région de la Champagne Crayeuse. Ces fortes valeurs découlent

des fortes valeurs de concentrations sous-racinaires injectées dans le modèle pour cette zone.

Figure 69 : Carte des concentrations souterraines en mgNO3-/l sur le bassin de la Seine simulées par

STICS-MODCOU-NEWSAM pour l’année 1996.


138


Les concentrations souterraines interpolées à partir des données RNDE présentent l’avantage de

correspondre à de vraies données mesurées. Cette base de données présente néanmoins deux

inconvénients majeurs : (1) il existe une importante lacune de mesure dans la partie nord du bassin

(dans le bassin versant de l’Oise) (2) les valeurs fournies dans cette base de données sont des valeurs

moyennes de concentrations en nitrates ce qui ne permet pas d’accéder à la variabilité des mesures au

cours de l’année et ces moyennes sont parfois réalisées sur une seule valeur mesurée. Des incertitudes

sur les concentrations souterraines peuvent également être liées à la méthode d’interpolation que nous

avons choisie (Inverse Distance Weight).

Les concentrations souterraines calculées par le modèle MODCOU, bien qu’ayant subi un

calage, ne sont pas basées sur des mesures réelles. En comparant les concentrations calculées par

MODCOU et mesurées (RNDE) dans les eaux souterraines, on remarque que les concentrations en

nitrates sont largement surestimées dans l’aquifère de la Craie par le modèle MODCOU (Figure 70).

Nous avons choisi d’utiliser les concentrations moyennes sur l’année, celles-ci ne présentant pas de

variations importantes (Gomez, 2002).

Figure 70 : Différence entre les concentrations souterraines calculées par le modèle MODCOU et celles mesurées (Base de données RNDE 1997-1998).

139

Nous avons ensuite comparé les concentrations souterraines générées par le modèle MODCOU

aux données RNDE interpolées sur le bassin de la Seine (Tableau 34). On constate que globalement

sur le bassin versant topographique de la Seine, les concentrations souterraines MODCOU sont plus

fortes que celles interpolées à partir des données RNDE. Mais tout comme pour les concentrations

sous-racinaires, ce sont les concentrations dans la Craie et en moindre mesure celles de la partie Est

qui sont à l’origine de ces fortes valeurs moyennes (Tableau 35). Les concentrations souterraines dans

l’Eocène et l’Oligocène sont légèrement plus faibles pour MODCOU que pour les estimations à partir

des données RNDE mais semblent tout à fait cohérentes entre elles.

Tableau 34 : Comparaison des concentrations souterraines fournies par MODCOU (1996) et interpolées à partir des mesures RNDE (1997-1998) dans le bassin versant topographique de la Seine.

Concentration souterraine MODCOU (mgNO3

-/l) Concentration souterraine interpolée à partir des

données RNDE (mgNO3-/l)

Valeur minimum 0.00 0.00 Valeur maximum 215.70 156.20 Moyenne 46.14 32.90 Ecart type 35.10 10.63

Tableau 35 : Comparaison des concentrations souterraines fournies par MODCOU (1996) et interpolées à partir des mesures RNDE (1997-1998) dans la partie affleurante des 3 aquifères et dans

la partie est (pour le bassin versant topographique de la Seine). Concentration souterraine MODCOU

(mgNO3-/l)

Concentration souterraine interpolée à partir des données RNDE (mgNO3

-/l)

Oligocène Eocène Craie Zone est Oligocène Eocène Craie Zone est Valeur minimum 0.00 0.00 0.00 0.00 0.00 3.00 0.16 0.95 Valeur maximum 156.20 124.00 215.70 190.00 86.69 156.20 151.76 69.95 Moyenne 33.13 34.20 56.51 42.50 39.25 35.02 32.65 29.76 Ecart type 22.92 23.82 43.69 23.92 12.80 10.55 10.68 8.15

Ces deux sources de données pour les concentrations souterraines ne sont pas parfaites.

Cependant, les concentrations en nitrates interpolées à partir des données RNDE semblent plus

réalistes étant donné qu’elles sont basées sur des mesures réelles.

3.3. Débits sous-racinaires et souterrains

3.3.1. Séparation du débit mesuré en rivière en écoulement de surface et écoulement souterrain

Les stations RNB et les stations de la banque HYDRO ne coïncident pas forcément et pour faire

des bilans à l’amont des stations RNB, nous avons donc dû recalculer les débits en chaque station

RNB. Pour réaliser ces calculs, nous avons utilisé les stations de débit voisines (Banque HYDRO) en


140

interpolant les débits en fonction de la superficie des bassins versants. Deux exemples de

configurations possibles sont présentés sur la Figure 71.

Figure 71 : Exemples du calcul des débits à la station RNB à partir des débits aux stations de la banque HYDRO.

Une fois les débits estimés au niveau des stations RNB, ceux-ci doivent être séparés en

écoulement de base et écoulement superficiel. Le débit de base (QB), alimenté par les aquifères, est

calculé en prenant en compte le débit décadaire minimum en rivière (QMIN), la moyenne des débits en

rivière des deux décades précédentes et de la décade en cours (QMOY) et la géologie du bassin versant

amont à travers un facteur noté f. (Bacq et Billen, 2003) :

QB = QMIN + (QMOY – QMIN) * f (45)

Cette séparation offre des performances satisfaisantes dans le bassin de la Seine en dépit de sa

simplicité. Cette méthode part du principe qu’en période d’étiage le débit en rivière est entièrement dû

à l’écoulement souterrain (QB est donc au moins égal à QMIN). La part liée à l’écoulement souterrain

augmente lorsque le débit en rivière augmente, de manière atténuée et avec une certaine mémoire de

ce qui s’est passé précédemment (d’où l’introduction du QMOY). Chaque bassin versant a de plus une

réponse qui lui est propre, liée à sa géologie. Le facteur f est attribué en fonction de la perméabilité des

grands types de formations (Tableau 36) présentes sur le bassin versant amont à la station RNB. Plus

le substratum est imperméable, plus le facteur f est petit et plus le débit de base (QB) est petit. La carte

du facteur f établie à partir de la carte hydrogéologique du bassin de Paris (Albinet, 1967) est

présentée sur la Figure 72.

Tableau 36 : Facteur f attribué en fonction du type de formation géologique. Types de formation Facteur f attribué

Argile et marne 0.2 Calcaire et sable 0.4

Craie 0.6

141

Figure 72 : Carte du facteur relatif à la géologie extraite de la carte hydrogéologique du bassin de Paris (Albinet, 1967).

Le débit de surface (QS) intégrant ruissellement et écoulement hypodermique est ensuite calculé

comme la différence entre le débit total en rivière (QT) et le débit de base (QB), si le débit de la rivière

est supérieur au débit de base. Dans le cas contraire sa valeur est nulle :

si QT > QB : QS = QT – QB

sinon : QS = 0.

Cette séparation correspond bien à ce que l’on peut attendre (Figure 73) : un débit en crue

principalement lié aux écoulements de surface et un débit en étiage alimenté pour la majeure partie par

l’écoulement de base.

Figure 73 : Evolution du débit total, du débit de base et du débit superficiel en fonction du temps pour la station de Nod sur Seine.


142

3.3.2. Ecoulements en sortie de STICS-MODCOU-NEWSAM

Les sorties du modèle STICS-MODCOU sont des écoulements spatialisés sur les différentes

mailles du domaine de surface et des 3 aquifères du domaine souterrain. Afin de pouvoir comparer ces

données simulées aux débits mesurés en rivière, nous avons procédé au calcul du débit total en

chacune des stations de mesure HYDRO, à partir des 3 types d’écoulements en sortie du modèle

MODCOU-STICS :

- le ruissellement (QR) en sortie du programme MODSUR (pas de temps journalier)

- l’infiltration (QI) en sortie du programme MODSUR (pas de temps journalier)

- l’échange entre le domaine souterrain et le domaine de surface (QN) en sortie de MODCOU

(pas de temps décadaire)

Afin d’assurer la cohérence entre ces 3 sorties, nous avons réalisé les moyennes décadaires des

écoulements d’infiltration et de ruissellement sur les mêmes pas de temps que pour les écoulements

d’échange entre le domaine souterrain et le domaine de surface.

L’écoulement total a été calculé en chaque maille pour chaque décade :

- en présence d’un aquifère individualisé sous le domaine de surface par la formule :

NRTOT QQQ += (46)

- en l’absence d’un aquifère individualisé sous le domaine de surface par :

IRTOT QQQ += (47)

Ces écoulements totaux ont ensuite été sommés au prorata de la surface des différentes mailles

comprises dans le bassin contributif amont à chacune des stations de la banque HYDRO pour obtenir

un « débit en rivière ».

Ces écoulements ne correspondent pas aux débits simulés par le modèle MODCOU, car ils ignorent la

transformation imposée par le transport en rivière (retard, atténuation…). Ce sont ces écoulements qui

seront comparés aux valeurs mesurées dans la partie suivante.

143


Pour évaluer la qualité des écoulements simulés par MODCOU, nous avons procédé à la

comparaison entre les débits totaux calculés à partir des sorties de MODCOU avec les débits réels

mesurés en chacune des stations de la Banque HYDRO.

3.3.3.1. Comparaison visuelle

Un exemple de cette comparaison est présenté Figure 74.

.A première vue, les débits modélisés et mesurés montrent une assez bonne correspondance.

Cependant, l’analyse visuelle ne constitue pas une méthode d’analyse objective. Nous avons donc

utilisé un certain nombre de critères afin de comparer statistiquement les valeurs de débits modélisés

et observés.

Figure 74 : Evolution des débits mesurés et calculés par MODCOU sur la période 1990 à 2000 à la station de Nod Sur Seine (située en tête de bassin du bassin de la Seine).

3.3.3.2. Critères sélectionnés

Le critère le plus couramment utilisé est le critère de Nash-Sutcliffe (Nash et Sutcliffe, 1970) :

2

1

1

2

)(

)(1

OBS

n

iiOBS

n

iiMODiOBS

QQ

QQN

−

−−=

∑

∑

=

= (48)

où : QiMOD : débit simulé

QiOBS : débit observé

QOBS : la moyenne des débits observés

n : le nombre d’observations

Le critère de Nash correspond à la fraction de la variance prise en compte par le modèle. Il varie

entre - ∞ et 1. Plus la valeur de ce critère est proche de 1 et plus les débits observés et simulés sont en

accord. Ce critère présente l’inconvénient de donner beaucoup de poids aux fortes valeurs. On

considère généralement qu’une simulation du débit est acceptable quand le critère de Nash dépasse 0.7.


144

Un autre critère utilisé est la mesure de l’erreur quadratique moyenne (RMSE : Root Mean

Square Error) qui donne une idée de la dispersion entre les simulations et les observations :

∑=

−=n

iiOBSiMOD QQ

nRMSE

1

2)(1 (49)

Plus la valeur de ce critère est faible et plus l’écart entre les simulations et les observations est

faible. Comme le critère de Nash, ce critère présente également l’inconvénient de donner beaucoup de

poids au fortes valeurs.

Même pour de bonnes valeurs de critère de Nash et de RMSE, il se peut qu’il existe une erreur

systématique entre les données mesurées et simulées. Le calcul du biais permet d’apprécier une sous-

estimation ou une surestimation moyenne des données simulées par rapport aux données observées :

∑=

−=n

iiOBSiMOD QQ

nB

1)(1

(50)

Des valeurs négatives de biais indiquent une sous-estimation des données simulées tandis

qu’une valeur positive montre une surestimation du modèle. Ce critère doit donc être minimisé pour

indiquer un bon accord entre les données modélisées et mesurées. Ce critère présente l’inconvénient

de considérer pareillement une même erreur sur un débit faible et sur un débit important. Pour

s’affranchir de cet inconvénient nous avons calculé le biais relatif :

100×−

=OBS

OBSMOD

QQQ

Br (51)

Le calcul de ce critère permet de comparer les erreurs systématiques entre des bassins versants

ayant des débits différents. De la même façon que pour le biais, ce critère doit être minimisé.

3.3.3.3. Analyse statistique

Les différents critères précédemment présentés ont été calculés pour toutes les stations

HYDRO présentant au moins trois années pleines de mesure au pas de temps journalier sur la période

1990-2001, ce qui correspond à 160 stations et bassins contributifs associés. Les résultats obtenus lors

de cette analyse sont synthétisés dans le Tableau 37.

145

Tableau 37 : Valeurs minimums, maximums, moyennes et écart type des différents critères calculés pour caractériser les différences entre les débits simulés et les débits observés au niveau des stations de

la banque HYDRO. Nash (-) RMSE (m3/s) Biais (m3/s) Biais relatif (%) Valeur minimum -19.37 0.12 -7.60 -91.5 Valeur maximum 0.89 252.28 53.24 328.8 Moyenne -0.88 8.54 1.12 7 Ecart type 3.17 25.38 6.72 51

Les écoulements simulés à partir des sorties MODCOU ne sont pas en parfaite adéquation

avec les débits mesurés en rivière. Le critère de Nash moyen est inférieur à 0.7 et la valeur de RMSE

n’est pas très proche de 0. Les biais moyen et biais relatif moyen positifs indique que le modèle a

tendance à surestimer de manière générale les valeurs de débits. Une partie de cet écart entre les

simulations et les observations peut être imputée au fait que les débits reconstitués à partir des

écoulements de MODCOU sont différents des débits directement simulés dans le modèle MODCOU,

qui intègrent les transformations de l’hydrogramme dans le réseau hydrographique et sont

nécessairement de meilleure qualité.

La spatialisation des critères de Nash dans le bassin de la Seine montre que ce sont

principalement les débits de têtes de bassin qui présentent de mauvais critères de Nash (Figure 75). La

même analyse effectuée sur le biais relatif moyen, montre également que les biais relatifs les plus forts

sont situés sur les têtes de bassin (Figure 76).

Figure 75 : Critères de Nash moyens calculés entre les débits mesurés aux stations HYDRO et les

débits simulés à partir des sorties du modèle MODCOU/STICS sur le bassin versant de la Seine.


146

Figure 76 : Biais relatifs moyens calculés entre les débits mesurés aux stations HYDRO et les débits simulés à partir des sorties du modèle MODCOU/STICS sur le bassin versant de la Seine.

3.4. Conclusion

Toutes les données d’entrée utilisées (concentrations sous-racinaire et souterraine, débits sous-

racinaire et souterrain et concentration en rivière) pour les calculs des taux de rétention de nitrates

dans les ZHR présentent des erreurs plus ou moins importantes qu’il est généralement difficile

d’estimer. Ceci constitue une limite très forte de notre approche, car les incertitudes se reportent

évidemment sur les taux de rétention que nous pouvons calculer à partir de ces différents paramètres,

et pénalisent fortement l’analyse des relations entre ces taux de rétention et leurs possibles facteurs de

contrôle, qui motive ce travail.

En ce qui concerne les débits, même en utilisant des débits réels mesurés en rivière, la phase de

recalcul des débits au niveau des stations RNB, lorsque les stations RNB ne sont pas situées au même

endroit que les stations HYDRO, peut introduire des erreurs. Ces débits recalculés doivent ensuite être

séparés en écoulement de surface et écoulement souterrain. Cette phase de séparation est également

potentiellement à l’origine d’erreur et est réalisée selon une méthode très simple. Les débits fournis

par MODCOU ne sont également pas parfaits, mais présentent cependant deux avantages : (1) la

séparation des écoulements superficiels et souterrains est réalisée sur de meilleures bases physiques

147

prenant en compte la lithologie mais aussi, la végétation et la météo, (2) il existe une cohérence

spatiale dans les données simulées qui pourrait permettre de désagréger les bassins versants emboîtés

en bassins versants indépendants afin d’affiner l’analyse fonctionnelle. La comparaison entre les

débits simulés par MODCOU et les débits mesurés en rivière montre une certaine corrélation même si

des erreurs persistent localement. Ces deux sources d’information ont donc été retenues pour estimer

par la suite les taux de rétention.

En ce qui concerne les concentrations souterraines, les concentrations simulées par MODCOU

montrent de grandes différences par rapport aux concentrations mesurées. Cette constatation est

particulièrement vraie au niveau de la zone de la Champagne Crayeuse ou les concentrations

MODCOU sont fortement surestimées. Les concentrations estimées à partir des données RNDE

semblent donc plus fiables même si ce sont des données ponctuelles qu’il nous a fallu interpoler pour

obtenir des données sur l’ensemble du bassin de la Seine. Ce sont ces concentrations qui ont été

retenues pour estimer les taux de rétention.

La qualité des concentrations sous-racinaires générées à partir de l’occupation des sols et par le

modèle MODCOU-STICS est très difficile à évaluer à l’heure actuelle, aucune carte de ces

concentrations n’ayant été réalisée pour le moment à partir d’observations. Les deux estimations que

nous avons réalisées sont très différentes, en particulier au niveau de la Champagne Crayeuse, où les

concentrations sous-racinaires de MODCOU sont beaucoup plus fortes que les estimations à partir de

l’occupation des sols. Comme l’analyse précédente indique que les concentrations souterraines

simulées par MODCOU sont fortement surestimées dans cette région, on peut supposer que les

concentrations sous-racinaires de MODCOU le sont aussi. Les différences étant beaucoup plus faibles

entre les deux estimations dans les autres zones du bassin versant, ce sont donc les concentrations

sous-racinaires estimées à partir de l’occupation des sols qui ont été retenues pour estimer les taux de

rétention des nitrates par les zones humides riveraines.


148

4. Calcul des taux de rétention

4.1. Choix des bassins versants

Il nous reste, pour effectuer les calculs de taux de rétention, à choisir la dernière donnée

indispensable à ces calculs, la concentration en rivière. Les concentrations mesurées en rivière au

niveau des stations RNB donnent une information intégrative de l’ensemble des processus ayant lieu

dans les zones humides riveraines situées en amont du point de prélèvement. Nous avons donc

commencé par définir les bassins versants correspondant à chacune des stations RNB. Nous avons

ensuite sélectionné les bassins présentant au moins 6 mesures de nitrates par an sur au moins 2 ans

pour la période 1990 à 2000, ce qui correspond à 311 stations de mesures. Nous avons ensuite exclu

les bassins versants recevant ponctuellement plus de l’équivalent de 20 hab/km² (ce qui correspond à

200 g de matière azotée par jour et par km²) à partir des données des rejets de stations d’épuration afin

d’éliminer les problèmes liés à des rejets ponctuels trop importants. A ce stade, il reste alors 217

stations réparties de façon assez homogène sur le bassin de la Seine (Figure 77), seuls les cours aval

de la Seine et de l’Oise ne présentent pas de stations RNB sélectionnées du fait des forts rejets

ponctuels reçus dans ces zones. Nous avons enfin exclu les bassins versants situés dans la partie nord

du bassin de la Seine (BV Oise), la base RNDE ne présentant pas de valeurs de concentrations

souterraines dans cette zone. Au final il reste 172 stations.

Les très grands bassins versants ne sont pas pris en compte dans cette étude. Parmi les bassins

versants sélectionnés, 86 % ont une taille inférieure à 5 000 km² (Figure 78).

Les taux de rétention étant calculés sur un grand nombre de stations, il est possible de réaliser

des tests statistiques sur les données. Cependant, les bassins versants considérés étant emboîtés les uns

dans les autres, les taux de rétention calculés ne sont donc pas complètement indépendants, certains

des bassins versants définis intégrant d’autres bassins versants plus petits.

149

Figure 77 : Stations RNB et bassins versants associés présentant plus de 6 valeurs de teneurs en nitrates par an pour au moins 2 ans sur la période 1990 à 2000 et recevant moins de l’équivalent de 20

habitants par km² (172 stations).

Figure 78 : Histogramme de fréquence des bassins versants sélectionnés en fonction de l’aire en km².


150

4.2. Taux de rétention calculés

Après avoir comparé les différentes données sources permettant d’estimer Cb, Cs, Qs et Qb,

les données de concentrations simulées par le modèle MODCOU n’ont pas été retenues pour les

calculs de taux de rétention. Les données qui vont être utilisées par la suite sont récapitulées dans le

Tableau 38.

Tableau 38 : Données retenues pour les calculs de taux de rétention.

Données estimées Données simulées Criv Données RNB Qb Banque HYDRO MODCOU Qs Banque HYDRO MODCOU Cb Données RNDE Cs Corine Landcover

Nous avons choisi d’effectuer à partir de ces données trois calculs différents de taux de rétention :

(1) sur l’ensemble de l’année à partir des débits de la banque HYDRO, des données RNDE et

de Corine Landcover (QBH)

(2) sur l’ensemble de l’année à partir des données de débits MODCOU, des données RNDE et

de Corine Landcover (QMOD)

(3) en période d’étiage à partir des données RNDE (Q0)

et cela à chaque fois sur trois périodes de temps différentes :

(1) pour une année sèche : l’année civile 1996 (RSEC)

(2) pour une année humide : l’année civile 2000 (RHUM)

(3) pour la période 1991 à 2000 (années civiles) ce qui représente 10 années complètes de

mesures : interannuel (RINTER)

Nous avons effectué, au total, 9 calculs différents de taux de rétention synthétisés dans le Tableau 39.

Les taux de rétention QBH et QMOD permettent d’accéder à la dénitrification puisque la rétention et la

restitution par la végétation se compensent à l’échelle annuelle. Le taux Q0 renseigne quant à lui sur la

rétention totale à la fois par la végétation et par la dénitrification.

Tableau 39 : Caractéristiques des différents taux de rétention calculés sur le bassin de la Seine.

Débits Banque HYDRO

Données RNDE (1997-1998)

Corine Landcover (1ère version)

Débits MODCOU

RQBH, SEC RQMOD, SEC

Année sèche 1996

RQ0, SEC RQBH, HUM

RQMOD, HUM Année humide 2000

RQ0, HUM RQBH, INTER

RQMOD, INTER Interannuel 1991 à 2000

RQ0, INTER

151

Pour tous les bilans à tous les pas de temps, nous avons utilisé les concentrations souterraines

RNDE obtenues lors de la campagne de mesure de 1997-1998. Les campagnes de 1992-1993 et 2000-

2001 n’ont pas été exploitées. En effet, nous ne disposons pas des valeurs de 1992-1993 et nous avons

choisi de ne pas utiliser celles de 2000-2001 qui risquent de biaiser l’estimation vers des valeurs trop

élevées, étant donné l’augmentation de la contamination nitrique avec le temps. De plus, disposer

d’une seule valeur de concentration souterraine pour la période 1991 à 2000 est nécessaire pour

calculer le taux RQ0, INTER dans lequel les flux n’interviennent pas. Il aurait fallu pour intégrer les

valeurs de concentrations 2000-2001 réaliser une extrapolation des concentrations sur toute la période

1991 à 2000 pour ensuite calculer une valeur moyenne. En ne prenant en compte que les

concentrations souterraines 1997-1998, on sous-estime les concentrations souterraines de 2000, ce qui

entraîne une sous-estimation des taux de rétention de l’année 2000 (humide).

Les concentrations sous-racinaires utilisées sont celles déterminées à partir de l’occupation du

sol de la première version de Corine Landcover, la seconde version de Corine ayant été réalisée trop

tardivement par rapport à notre période de calcul des taux de rétention.

Dans la suite de cette section, nous avons détaillé les résultats obtenus à la station RNB de

Nod sur Seine. Cette station est située en tête de bassin dans le bassin versant de la Seine amont

(Figure 77). Le bassin contributif correspondant à cette station couvre une surface de 389.25 km² et

l’occupation du sol y est dominée par la forêt (46 %), les terres arables (41 %) et les prairies (13 %).

Cette station est assez représentative du reste des stations étudiées en ce qui concerne le nombre de

mesures effectuées en rivière par an (6 mesures).

4.2.1. Taux de rétention RQBH

Les débits utilisés sont ceux de la Banque HYDRO, recalculés en chaque station RNB puis

séparés selon la méthode décrite dans la partie 3.3.1. Un exemple graphique des résultats obtenus lors

de cette séparation pour l’année civile 1996 à la station de Nod sur Seine est présentée sur la

Figure 73. Les débits souterrains (Qb) et sous-racinaires (Qs) calculés au pas de temps décadaire sont

ensuite moyennés sur les trois périodes de temps définies précédemment (INTER, SEC, HUM). Le

Tableau 40 présente les résultats obtenus à la station de Nod sur Seine.

On remarque que l’année humide (2000) présente effectivement des valeurs de débits sous-

racinaire, souterrain et en rivière globalement plus élevés que ceux calculés en interannuel qui eux-

mêmes sont supérieurs à ceux de l’année sèche (1996).


152

Tableau 40 : Débits en rivière, souterrain et sous-racinaire moyens calculé pour les pas de temps interannuel, année humide et année sèche à la station de Nod sur Seine.

Types de débits Période de temps Valeurs (m3/s) INTER 4.56

SEC 3.29 Débit de la rivière (= débit base + débit surface) QrBH

HUM 5.02 INTER 2.06

SEC 1.47 Débit de base QbBH

HUM 2.73 INTER 2.50

SEC 1.82 Débit sous-racinaire QsBH

HUM 2.30

La concentration souterraine est obtenue en réalisant la moyenne des concentrations interpolées

par méthode IDW à partir des données RNDE (cf partie 3.2.1) pour chacun des bassins versants

contributifs des stations RNB. La concentration de surface en nitrates (CS) est obtenue en réalisant la

moyenne des concentrations au prorata des surfaces occupées par les différents types d’occupation du

sol (cf partie 3.1.1) dans les bassins versants amont contributifs des stations RNB. Les concentrations

moyennes obtenues pour la station de Nod sur Seine sont présentées dans le Tableau 41.

Tableau 41 : Concentrations souterraine et sous-racinaire calculées pour la station de Nod sur Seine. Types de concentrations Valeurs (mgNO3

-/l) Concentration souterraine (données RNDE) 31.88 Concentration sous-racinaire (CORINE landcover) 36.62

Les concentrations souterraines et sous-racinaires étant des valeurs moyennes utilisées pour tous

les pas de temps (RINTER, RSEC, RHUM) sur lesquels sont calculés les taux de rétention, nous avons

déterminé le flux moyen en provenance du bassin versant (FBV) pour chaque période de calcul en

multipliant ces concentrations moyennes aux débits souterrains et sous-racinaires

moyens correspondant aux différentes périodes de calcul.

Les mesures de la concentration en rivière aux stations RNB sont ponctuelles. Afin de pouvoir

disposer de mesures continues pour les différentes périodes sur lesquelles sont calculées les taux de

rétention, nous avons choisi de réaliser une interpolation en créneau des valeurs de concentration. La

Figure 79 montre le résultat de cette interpolation pour l’année 1996 à la station de Nod sur Seine.

153

Figure 79 : Interpolation des concentrations mesurées en rivière pour l’année 1996 à la station de Nod sur Seine.

Les concentrations en rivière étant variables dans le temps, le flux en rivière a été calculé pour

chaque décade en multipliant la concentration en rivière interpolée par le débit mesuré en rivière. Nous

avons ensuite procédé à la moyenne de ces flux sur les différents pas de temps sélectionnés afin

d’obtenir le flux moyen en rivière (FRIV).

Le taux de rétention est ensuite obtenu en appliquant la formule suivante :

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−=

BV

RIV

FF

R 1 (52)

où FRIV = flux moyen en rivière sur la période de calcul

FBV = flux moyen en provenance du bassin versant sur la période de calcul.

Les taux de rétention calculés pour les 3 pas de temps (INTER, SEC, HUM) à la station de Nod sur

Seine sont récapitulés dans le Tableau 42.

Tableau 42 : Taux de rétention QBH pour les 3 pas de temps sélectionnés (INTER, SEC, HUM) à la station de Nod sur Seine.

Taux de rétention Valeurs INTER 0.20 SEC 0.23

RQBH

HUM 0.24


154

4.2.2. Taux de rétention RQMOD

Les écoulements sont fournis par le modèle STICS-MODCOU-NEWSAM en chaque maille du

modèle MODCOU. Afin de conserver les avantages de cette spatialisation des écoulements, les

concentrations souterraines interpolées à partir des données RNDE et sous-racinaires obtenues à partir

des données d’occupation du sol de Corine Landcover ont été recalculées sur le maillage du modèle

MODCOU.

Les flux de nitrates en chaque maille du modèle MODCOU et pour chaque décade ont été

calculés de la manière suivante :

F = Cb * Qb + Cs * Qs (53)

On réalise ensuite la somme de ces flux calculés en chaque maille au prorata des surfaces de

mailles comprises dans le bassin versant contributif à la station RNB pour connaître le flux en

provenance du bassin versant au pas de temps décadaire. Puis on calcule la moyenne de ces flux sur

les 3 périodes de temps définies précédemment (INTER, SEC, HUM).

De la même façon que précédemment, les concentrations mesurées en rivière on été interpolées

en créneau afin de pouvoir calculer un flux en rivière (Figure 79). Le débit total par décade est obtenu

en sommant les écoulements souterrains et sous-racinaires pour chaque maille puis en réalisant la

somme de ces écoulements sur le bassin contributif à la station RNB. Les flux en rivière sont ensuite

calculés en multipliant pour chaque décade les concentrations en rivière et les débits totaux calculés.

Le flux moyen en rivière est enfin obtenu en moyennant la somme de ces flux décadaires pour les 3

périodes de temps sur lesquelles sont réalisés les calculs de taux de rétention (INTER, SEC, HUM).

Les taux de rétention sont ensuite obtenus de la même manière que pour le taux précédent à

partir des flux moyens en rivière et des flux moyens en provenance du bassin versant.



Tableau 43 : Taux de rétention QMOD pour les 3 pas de temps sélectionnés (RINTER, RSEC, RHUM) à la station de Nod sur Seine.


RQMOD

HUM 0.24

155

4.2.3. Taux de rétention RQ0

En période d’étiage soutenu, l’écoulement superficiel peut être négligé devant l’écoulement

souterrain. Dans ce cas, la concentration en provenance du bassin versant est égale à la concentration

souterraine. Les écoulements n’étant pas pris en compte nous avons considéré que la concentration en

rivière pouvait être directement moyennée sur la période d’étiage que nous avons choisi comme allant

du 180ème jour de l’année (29 juin) au 270ème (29 septembre).

Le taux de rétention est alors calculé de la manière suivante pour les 3 périodes de temps

sélectionnées précédemment (INTER, SEC, HUM) :

CbC

R RIV−= 1 (54)

Avec : RIVC : Moyenne des concentrations mesurées en rivière entre le 180ème jour de l’année (29 juin)

et le 270ème (29 septembre) pour chacune des stations RNB

Cb : concentration souterraine obtenue en réalisant la moyenne des concentrations interpolées

par méthode IDW à partir des données RNDE (cf partie 3.2.1) pour chacun des bassins versants

contributifs des stations RNB.

Nous avons procédé à ces bilans afin de limiter les sources possibles d’erreur sur les données

d’entrée. En effet, le calcul du taux de rétention estival permet de s’affranchir des écoulements et peut

donc être réalisé en ne prenant en compte que la concentration souterraine pour laquelle nous

disposons de données mesurées qui, même si elles sont interpolées, semblent moins entachées d’erreur

que les autres. Néanmoins, ce taux de rétention présente l’inconvénient de ne pas pouvoir dissocier la

rétention due à la croissance végétale et celle attribuable à la dénitrification.



Tableau 44 : Taux de rétention Q0 pour les 3 pas de temps sélectionnés (INTER, SEC, HUM) à la station de Nod sur Seine.


RQ0

HUM 0.42


156

4.3. Comparaison des taux de rétention obtenus avec les différents types de bilans

Les moyennes, les écarts type et les valeurs maximum et minimum des taux de rétention

calculés sur les 172 stations RNB sélectionnées sont présentés dans le Tableau 45.

Tableau 45 : Valeurs statistiques calculées pour les 3 types de taux de rétention (RQBH, RQMOD et RQ0) pour les 3 périodes (INTER, SEC et HUM).

taux de rétention Moyenne Ecart type Maximum minimum INTER 0.37 0.17 0.79 -0.06 SEC 0.37 0.20 0.80 -0.25

RQBH

HUM 0.34 0.20 0.80 -0.50 INTER 0.41 0.16 0.79 -0.06 SEC 0.41 0.20 0.80 -0.25

RQMOD

HUM 0.41 0.17 0.85 -0.10 INTER 0.47 0.26 0.92 -0.34 SEC 0.51 0.27 0.98 -0.50

RQ0

HUM 0.36 0.42 0.89 -0.57

Les moyennes des différents taux de rétention calculés sont toutes du même ordre de grandeur

et supérieures à 0 ce qui indique qu’il existe bien une rétention globale dans les bassins versants

étudiés. Cette rétention est comparable à celle précédemment évaluée par modélisation sur le bassin de

la Seine avec des taux de 47,5 % pour la Seine amont, 55 % pour la Marne et 28 % pour l’Eure en

1990 et 1995 par Billen et al. (2001). On remarque que les moyennes des taux de rétention calculés en

période d’étiage (RQ0) pour la période interannuelle (INTER) et pour l’année sèche (SEC) sont légèrement

plus élevées que les autres moyennes des autres taux de rétention. Cette tendance que nous étudierons

plus en détail dans la suite de ce chapitre tendrait à montrer que les prélèvements par la végétation

viennent s’ajouter à la dénitrification lorsque les calculs des taux de rétention sont effectués en période

estivale ce qui n’est pas le cas lorsque les taux de rétention sont calculés sur une année complète,

l’assimilation et la restitution par la végétation se compensant. On peut également remarquer que les

moyennes des taux de rétention pour l’année sèche (SEC) sont plus élevées que pour l’année humide

(HUM) pour les taux de rétention calculés en étiage (RQ0) et pour les taux calculés avec les débits de la

banque HYDRO (RQBH). Nous étudierons également cette deuxième relation plus en détail par la suite.

Toutes les valeurs minimum des taux de rétention calculés sont négatives, ceci peut être dû soit à un

relargage de nitrates soit à une mauvaise estimation des entrées d’azote dans la zone humide.

4.3.1. Etude de l’influence du choix des périodes de calcul : étiage / année complète

Les taux de rétention RQBH et RQMOD calculés sur une année complète ont été comparés aux taux

de rétention RQ0 calculés en étiage pour la période interannuelle (INTER) (Figure 80).

157

Figure 80 : Comparaison pour la période interannuelle (INTER) des taux RQ0 et RQBH (à gauche) et des taux RQ0 et RQMOD (à droite). La première bissectrice est représentée en rouge.

On remarque pour commencer que la corrélation entre les taux RQ0 et RQMOD est bien moins

bonne (R² = 0.22) que celle entre RQ0 et RQBH (R² = 0.60). Sur les deux graphiques présentés, la

majorité des points se situent au-dessus de la bissectrice, représentée en rouge. La rétention est donc

plus importante lorsqu’elle est calculée en période d’étiage que lorsqu’elle est calculée sur une année

complète. Ceci est en accord avec ce qui était pressenti à l’origine. En période d’étiage la variation de

stock dans la zone humide n’est pas nulle, il existe une rétention par la végétation ce qui n’est pas le

cas lors du calcul de la rétention sur une année complète puisque la rétention par la végétation est

compensée par la restitution au cours de l’année. Les taux de rétention en période d’étiage tiennent

donc compte à la fois de la dénitrification et de l’assimilation par la végétation alors que les taux sur

l’année complète ne prennent en compte que la dénitrification ce qui explique les plus forts taux de

rétention en période d’étiage.

4.3.2. Etude de l’influence du régime hydrologique

Afin d’évaluer l’influence du régime hydrologique sur la rétention des nitrates, nous avons

comparé les taux de rétention calculés pour une année sèche (1996) et pour année humide (2000) pour

les trois types de bilans effectués (RQBH, RQMOD et RQ0).

La comparaison entre année humide et année sèche pour les taux de rétention calculés sur une

année complète (RQBH et RQMOD) ne montre pas une position particulière des points par rapport à la

bissectrice (Figure 81). Cependant en comparant les moyennes obtenues pour l’année 2000 (RQBH, HUM)

et l’année 1996 (RQBH, SEC), on remarque que les taux mesurés en 1996 (0.37) sont plus forts que ceux

de 2000 (0.34). Il semble qu’il existe une différence sur la rétention annuelle entre les deux années.


158

Figure 81 : Comparaison des taux de rétention de 1996 et 2000 pour RQBH (en haut à gauche), et RQMOD (en haut à droite) et RQ0 (en bas). Sur les trois graphiques, la première bissectrice est

représentée en rouge.

Lorsque l’on réalise la même comparaison entre année humide et année sèche pour les taux de

rétention calculés en période d’étiage (RQ0), on remarque que la grande majorité des points est située

en dessous de la bissectrice. Les taux de rétention pour l’année sèche sont donc plus importants que

ceux de l’année humide.

Pour vérifier cette relation, il serait intéressant de comparer d’autres années sèches et humides.

De même, il faudrait vérifier que cette relation est bien liée au régime hydrologique et non pas à la

température en croisant ces taux de rétention avec des valeurs de températures moyennes et avec des

valeurs de précipitations moyennes sur l’année.

4.3.3. Etude de l’influence du calcul des écoulements

Nous nous sommes ensuite intéressés à l’influence du calcul des écoulements qui sont

déterminés soit par séparation du débit en rivière (RQBH) soit à partir des simulations du modèle

MODCOU (RQMOD) .

159

Figure 82 : Comparaison des taux de rétention calculés à partir de la séparation des débits en rivière (RQBH) et des taux de rétention calculés à partir des écoulements simulés par MODCOU (RQMOD).

La corrélation entre les taux de rétention obtenus par séparation des débits en rivière et à partir

des simulations des écoulements de MODCOU est relativement bonne (R² = 0.55) (Figure 82). Il

existe cependant un léger biais. En effet, les taux de rétention calculés à partir des écoulements de

MODCOU sont légèrement plus élevés que ceux calculés par séparation des débits mesurés en rivière.

4.4. Conclusion

Les taux de rétention calculés sont cohérents avec ce qui était attendu. Les taux en période

estivale (RQ0) prenant en compte à la fois l’assimilation par la végétation et la dénitrification sont plus

importants que les taux calculés sur une année complète (RQMOD et RQBH) pour lesquels les processus

liés à la végétation se compensent et qui ne tiennent compte, de ce fait, que de la dénitrification.

Lors du croisement avec les facteurs susceptibles de contrôler la rétention, les taux mesurés sur

l’année humide (HUM) et l’année sèche (SEC) ne seront pas pris en compte. En effet, le stockage dans la

zone humide riveraine ne peut pas réellement être négligé pour ces taux de rétention on préférera donc

des taux calculés en interannuel pour lesquels le stockage en zone humide n’intervient pas et qui ont

en principe une meilleure représentativité sur le long terme puisque la source de bruit liée à la

variabilité climatique est supprimée. La manière dont sont calculés les écoulements souterrains et

sous-racinaires ne semble pas introduire de biais particulier dans les taux de rétention calculés.

Cependant la simulation des écoulements par le modèle MODCOU semble plus fiable que la

séparation des débits en rivière puisqu’elle est basée à la fois sur la lithologie mais également sur la

végétation et les précipitations. Le taux RQMOD, INTER semble donc le taux de rétention le plus à même

de renseigner sur les facteurs de contrôle de la rétention des nitrates par dénitrification dans les zones

humides riveraines. Le taux RQ0, INTER fournit quand à lui des informations à la fois sur la rétention par


160

végétation et la dénitrification. Il peut donc être également intéressant de le croiser avec les facteurs

susceptibles de contrôler la rétention des nitrates à l’échelle d’un bassin versant. Les différences entre

ce taux et le taux RQMOD, INTER pouvant alors permettre d’isoler les différences de contrôle de la

rétention liées à la végétation.

5. Résultats

5.1. Etude de la variabilité saisonnière

Afin de pouvoir étudier la variabilité saisonnière, nous avons dû procéder à des calculs de taux

de rétention au pas temps décadaire. Les données et le principe sont exactement les mêmes que pour

les calculs de RQBH et RQMOD à ceci près que nous n’avons pas réalisé la moyenne des flux en rivière et

des flux en provenance du bassin versant sur l’année et que ce sont les flux décadaires qui ont servi au

calcul de taux de rétention décadaire.

La Figure 83 présente l’évolution des taux de rétention décadaire calculés selon le principe de

QBH pour l’année civile 1996 et l’année 2000 à la station de Nod sur Seine.

Figure 83 : Evolution des taux de rétention décadaire calculés selon le principe de RQBH pour l’année civile 1996 et pour l’année 2000 à la station de Nod sur Seine.

On constate que pour les deux années sélectionnées, le taux de rétention est assez faible en

période hivernale et qu’il augmente durant la période estivale. Cette constatation est en parfait accord

avec le fait que les prélèvements de nitrates par la végétation sont plus importants au printemps et au

début de l’été et que la dénitrification est favorisée par les fortes températures et donc accrue en

période estivale. Cependant les signaux ne présentent pas exactement la même forme pour les deux

années. En effet, le taux de rétention atteint des valeurs plus élevées pour l’année 1996 que pour

161

l’année 2000 et la période durant laquelle le taux est plus fort est plus longue en 1996 qu’en 2000 se

prolongeant largement durant l’automne. Cet exemple permet d’appréhender la variabilité de la

rétention au cours de l’année ainsi que de constater qu’en une même station la rétention peut être très

différente d’une année sur l’autre. Cette variabilité entre les années est peut être liée au régime

hydrologique, le taux de rétention en 1996 (année sèche) étant plus élevé et la période de rétention

plus longue qu’en 2000 (année humide). Afin de vérifier cette différence de réponse il serait

intéressant de regarder les taux de rétention décadaires sur d’autres années sèches et humides et en

d’autres stations. Cette analyse semble confirmer les tendances observées lors de l’analyse effectuée

en partie 4.3.2 sur l’influence du régime hydrologique.

L’évolution du taux de rétention décadaire à la station de Nod sur Seine selon le principe de

RQMOD montre les mêmes résultats que précédemment avec le calcul selon RQBH (Figure 84). La

saisonnalité du taux de rétention est la même avec un taux de rétention plus important en été qu’en

hiver.

Figure 84 : Evolution des taux de rétention décadaire calculés selon le principe de RQMOD pour l’année civile 1996 et pour l’année 2000 à la station de Nod sur Seine.

Tableau 46 : Moyenne des taux de rétention sur l’année sur la période estivale et sur la période hivernale pour la station de Nod sur Seine obtenus avec les calculs de taux de rétention (RQMOD et RQBH)

réalisés au pas de temps décadaire. RQBH RQMOD Moyenne des taux de rétention décadaire 1996 2000 1996 2000

Sur l’année 0.38 0.27 0.35 0.29 Durant la période estivale (21 juin au 23 septembre) 0.58 0.38 0.57 0.41 Durant la période hivernale (21 décembre au 21 mars) 0.11 0.17 0.05 0.17

La variabilité saisonnière observée sur les sorties graphiques des taux de rétention est également

visible sur les moyennes estivales et hivernales des taux de rétention décadaires (Tableau 46). Dans


162

les deux cas (RQMOD et RQBH), les moyennes en été des taux de rétention au pas de temps décadaire

sont plus élevées que celles en hiver. Les valeurs obtenues par les deux types de bilans sont vraiment

très proches aussi bien pour 1996 que pour 2000.

5.2. Etude de la variabilité spatiale

Nous avons représenté spatialement les 3 taux de rétention RQMOD, INTER, RQBH, INTER et RQ0, INTER

sur le bassin de la Seine (Figure 85). Globalement, on retrouve la même organisation spatiale pour les

3 taux de rétention. Les plus forts taux se situent majoritairement en tête de bassins versants. Les taux

moyens au contraire sont localisés sur les grands axes de l’Aube, de la Marne, de l’Yonne, du Loing et

de la Seine avant Paris. Les bassins versants étant emboîtés les uns dans les autres, les taux de

rétention situés plus à l’aval correspondent à de plus grandes surfaces, ce qui explique les valeurs

moyennes observées dans ces zones.

Figure 85 : Cartes de la répartition des taux de rétention sur le bassin topographique de la Seine (en haut à gauche) RQBH, INTER (en haut à droite) RQMOD, INTER et (en bas) RQ0, INTER.

163

Localement, il existe des différences notamment visibles à l’ouest de Paris dans la partie Nord

du bassin. Dans cette zone, les taux QMOD, INTER sont beaucoup plus élevés que les deux autres. Cette

différence est probablement liée à une mauvaise représentation des écoulements dans cette zone sur

laquelle les débits MODCOU n’ont pas été calés.

Nous allons par la suite croiser les taux de rétention observés avec différents paramètres afin

d’essayer de comprendre les facteurs influençant la rétention à l’échelle du bassin de la Seine mais dès

à présent nous pouvons noter qu’il semble y avoir une influence liée au gradient amont-aval.

5.3. Croisement des taux de rétention avec différents facteurs de contrôle potentiels

Un des objectifs de ce travail est de déterminer les facteurs de contrôle de la rétention des

nitrates à l’échelle du basin versant. Parmi les taux de rétention calculés précédemment nous en avons

retenus deux qui renseignent sur des aspects différents de la rétention des nitrates : (1) le taux RQMOD,

INTER qui est davantage ciblé sur la dénitrification et le taux RQ0, INTER qui est indicatif de la rétention en

période d’étiage donc à la fois de la dénitrification et de la rétention des nitrates par la végétation. Ce

sont ces deux taux de rétention qui ont été croisés avec différents paramètres (géochimiques,

géomorphologiques, occupation du sol et variables extraites des indices topographiques) susceptibles

de contrôler la rétention des nitrates à l’échelle de sous-bassins versants. Pour réaliser cette étude,

nous avons utilisé des analyses en composantes principales (ACP) effectuées à l’aide du logiciel

XLSTAT Pro. Les bases de l’interprétation de cette méthode sont récapitulées en Annexe 3.

5.3.1. Les paramètres physico-chimiques

Deux mécanismes sont supposés à l’origine de la rétention d’azote par les zones humides, la

dénitrification et la rétention d’azote par la végétation. Nous avons vu précédemment (cf chapitre 1)

que certains paramètres physico-chimiques tels que l’absence d’oxygène dissous et la présence de

carbone organique dissous étaient des conditions indispensables à la mise en place du processus de

dénitrification et que d’autres paramètres tels que la température pouvaient la favoriser. Cette

influence des conditions physico-chimiques a été vérifiée lors du suivi hydrologique et géochimique à

l’échelle locale réalisé dans une large plaine alluviale de la Seine moyenne (cf chapitre 3 et 4).

L’assimilation par la végétation est également sensible à la température et augmente lorsque celle-ci

est élevée. Certains paramètres physico-chimiques ont donc une influence non négligeable, à l’échelle

locale ou à celle du processus sur la rétention des nitrates. Nous avons donc voulu savoir si cette

influence des paramètres physico-chimiques sur la rétention des nitrates existait également à l’échelle

des sous-bassins de la Seine.


164

De nombreux paramètres physico-chimiques sont mesurés au niveau des stations RNB en

rivière. Nous avons testé l’influence de 6 d’entre eux sur les taux de rétention :

- la température de l’eau en rivière en °C (notée TEMP),

- le pH

- la teneur en oxygène dissous en mgO2/l (notée OXY)

- la demande biologique en oxygène (notée DBO)

- la concentration en ammonium (noté NH4)

- la concentration en nitrites (noté NO2)

L’influence du COD (Carbone organique dissous) et de PO43- n’a pas pu être testé étant donné le

faible nombre de mesures disponibles. Pour chacun des deux taux de rétention RQ0, INTER et RQMOD,

INTER, nous avons sélectionné les valeurs des paramètres qui correspondent à la période sur laquelle

sont réalisés les calculs. Les moyennes ont été réalisées en été (21 juin au 23 septembre) sur la période

1991 à 2000 pour les croisements avec le taux RQ0, INTER et sur l’ensemble de l’année sur la période

1991 à 2000 pour les croisements avec RQMOD, INTER.

Une analyse en ACP a été menée sur les paramètres géochimiques mesurés en période estivale

et sur le taux RQ0, INTER. La Figure 86 présente la liste des valeurs propres, des pourcentages de

variance et des pourcentages de variance cumulés obtenus lors de cette analyse. Les deux premiers

axes expliquent plus de 60 % de la variance totale ce qui est bien supérieur à la valeur de 30 % qui

serait obtenue si tous les axes expliquaient le même pourcentage de variance.

Valeurs propres

Pourcentage de variance

Pourcentage cumulé

2.62 37.41 37.41 1.70 24.26 61.67 1.03 14.7 76.37 0.70 10.17 86.54 0.42 5.99 92.53 0.30 4.29 96.82 0.22 3.18 100.00

Figure 86 : (à gauche) Valeurs propres et pourcentages de variance obtenus lors de l’ACP effectuée entre RQ0, INTER et les paramètres physico-chimiques (à droite) Représentation graphique des variables

dans les plans factoriels F1 et F2.

165

Dans les plans factoriels F1 et F2, le taux de rétention RQ0, INTER forme un très petit angle avec

la température, ce qui signifie que ces deux variables sont fortement corrélées (Figure 86). La teneur

en oxygène dissous ainsi que le pH se situent presque à l’opposé du taux RQ0, INTER, cela indique qu’il

existe une anti-corrélation entre le taux de rétention et ces deux paramètres. Les autres paramètres

chimiques testés lors de cette analyse (concentration en ammonium, en nitrites et demande biologique

en oxygène) formant un angle droit avec le taux de rétention sont considérés comme indépendants.

Ces résultats sont confirmés par la table des corrélations.

La représentation du taux de rétention (RQ0, INTER) en fonction de la température met bien en

évidence la corrélation qui existe entre ces deux paramètres (Figure 87). Cette relation est conforme à

ce qui était attendu et indique que même à l’échelle d’un sous-bassin versant la température est un

paramètre qui influence la rétention des nitrates. Le coefficient de corrélation de cette relation n’est

pas très élevé (R² = 0.21), cependant cette faible valeur peut être imputée au fait que la température

n’est pas le seul facteur influant sur la rétention des nitrates en zone humide.

Figure 87 : Taux de rétention RQ0, INTER en fonction de la température moyenne de l’eau en période estivale.

La présence d’oxygène dissous inhibe le processus de dénitrification. Le fait que le taux de

rétention soit plus faible lorsque la concentration en oxygène dissous est forte met en évidence le fait

qu’une part de la rétention en zone humide riveraine est bien liée à la dénitrification (Figure 88). Le

coefficient de corrélation de la relation entre le taux de rétention et la teneur en oxygène dissous n’est

pas non plus très élevé. Ceci est lié comme précédemment au fait que la teneur en oxygène dissous

n’est pas le seul paramètre susceptible d’expliquer la rétention des nitrates en zone humide riveraine

mais également au fait que les mesures de teneur en oxygène dissous sont réalisées en eau courante

(oxygénée de manière naturelle par l’agitation du milieu) et non pas dans la zone où la dénitrification

est susceptible de se produire que ce soit dans les sédiments de la rivière où dans la zone humide

riveraine.


166

Figure 88 : Taux de rétention (RQ0, INTER) en fonction de la teneur en oxygène dissous moyenne de

l’eau de la rivière en période d’étiage.

Les analyses effectuées sur le taux de rétention RQMOD, INTER et la moyenne sur l’année des

paramètres physico-chimiques n’ont pas fait ressortir les mêmes relations entre la température et la

teneur en oxygène dissous d’une part et la rétention des nitrates d’autre part. La rétention des nitrates a

lieu principalement en été or les moyennes sur les paramètres physico-chimiques ont été réalisées sur

la totalité de l’année. Les fortes températures d’été et les faibles taux d’oxygène dissous sont alors

susceptibles d’être masqués par les valeurs hivernales, empêchant alors une corrélation avec le taux de

rétention.

5.3.2. L’occupation du sol

L’occupation du sol en zone humide riveraine peut avoir une influence sur la rétention des

nitrates. En effet, une zone cultivée sera probablement moins efficace en terme de rétention qu’une

forêt ou encore une zone marécageuse active à la fois par dénitrification et par assimilation lors de la

croissance de la végétation. Cette analyse a été conduite en utilisant les différents types d’occupation

du sol de la base de données de l’AESN sur les zones riveraines à composante humide. Nous avons

choisi cette base de données pour sa résolution bien meilleure dans les corridors alluviaux que la base

de données Corine Landcover.

Au premier niveau de la classification des zones riveraines à composante humide, 8 grands

types d’occupation du sol sont renseignés :

- les eaux de surface

- les forêts humides

- les prairies humides

- les marais intérieurs

- les marais littoraux

- les terres arables et

- les zones urbaines

167

Ces différents types ne sont renseignés que dans la fraction du corridor alluvial considéré

comme humide. Nous avons réalisé le calcul du pourcentage de surface couvert par chacun des types

de milieux dans chaque bassin versant contributif à la station RNB. Dans notre zone d’étude les marais

littoraux sont absents.

Les résultats de l’ACP réalisée entre les 7 catégories présentes et le taux RQ0, INTER sont

présentés Figure 89. Le taux de rétention apparaît corrélé avec le pourcentage de surface en eau et

anti-corrélé avec le pourcentage de terres arables et de zones urbaines dans le corridor. Ces

observations sont en accord avec ce qui était pressenti. En effet, les zones urbaines et agricoles sont

davantage susceptibles de relarguer des nitrates (par lessivage des sols après application d’engrais et

rejets domestiques) que d’en retenir. A l’inverse des milieux tels que les zones en eau peuvent faciliter

la rétention des nitrates à la fois par dénitrification et par assimilation par la végétation.

Valeurs propres


Pourcentage cumulé

2.09 26.10 26.10 1.91 23.91 50.02 1.16 14.43 64.45 1.02 12.79 77.24 0.73 9.08 86.32 0.63 7.89 94.20 0.47 5.80 100.00

Figure 89 : (à gauche) Valeurs propres et pourcentages de variance obtenus lors de l’ACP effectuée entre RQ0, INTER et les 7 types de milieux définis dans la base de données sur les zones à composante

humide (à droite) Représentation graphique des variables dans les plans factoriels F1 et F2.

Parmi ces différents facteurs influençant la rétention des nitrates, il semble que le pourcentage

de surface en eau joue un rôle particulier (Figure 90). En effet, plus les bassins versants présentent un

fort pourcentage de surface en eau dans le corridor alluvial et plus le taux de rétention est important. Il


168

n’existe pas de bassin versant avec un fort pourcentage de surface en eau ayant une rétention très

faible. Néanmoins, il peut y avoir une forte rétention des nitrates même en l’absence de zones en eau

dans les corridors. La surface en eau peut donc être considérée comme un facteur facilitant la rétention

des nitrates en zones humides.

Figure 90 : Pourcentage de surface en eau du bassin versant en fonction du taux de rétention RQ0,INTER.

Les croisements avec les taux RQMOD, INTER donnent des résultats très similaires à ceux obtenus

avec RQ0, INTER. Il apparaît au travers de ces croisements que certains types d’occupation du sol ont

tendance à globalement favoriser la rétention des nitrates ce qui est le cas des zones en eau tandis que

d’autres milieux tels que les zones urbaines, les terres arables ont tendance à la désavantager en

relarguant davantage de nitrates qu’en en retenant. Aucune relation particulière n’a été mise en

évidence concernant les marais intérieurs qui sont pourtant des zones considérées comme actives vis-

à-vis de la rétention des nitrates. Ce manque de relation entre les taux de rétention et les marais

intérieurs est probablement lié au fait que le pourcentage de marais dans notre zone d’étude est très

faible (Tableau 47). Nous arrivons cependant à établir une relation avec les zones urbaines et les terres

arables alors que celles-ci ne représentent qu’un petit pourcentage de surface de zones humides. Ces

milieux semblent donc être très fortement défavorables à la rétention des nitrates.

Tableau 47 : Pourcentages des différents types d’occupation du sol dans l’ensemble des bassins versants étudiés.

Types d’occupation du sol

Pourcentages de zone humides couvert par les différents types d’occupation du sol

Eaux de surface 14.7 % Forêt 43.7 %

Prairie 31.6 % Marais intérieur 0.9 %

Terre arable 5.1 % Zone urbaine 2.2 %

Mosaïque humide 1.8%

169

5.3.3. Paramètres géomorphologiques

5.3.3.1. Influence de la surface de la plaine d’inondation et de la densité du réseau hydrographique

Dans un premier temps, l’influence de deux variables sur les taux de rétention RQ0, INTER et

RQMOD, INTER a été testée : la densité du réseau hydrographique et le pourcentage de surface du bassin

versant couvert par les corridors alluviaux. Par cette analyse, nous avons voulu savoir si le principal

contrôle sur la rétention des nitrates au niveau des zones humides ripariennes était lié à la longueur de

l’interface avec la rivière ou à la surface de la zone humide.

L’ACP réalisée entre le taux de rétention RQ0, INTER et ces deux paramètres montre que la densité

du réseau hydrographique est à la fois corrélée avec le pourcentage du bassin contributif couvert par

les corridors alluviaux et avec le taux de rétention RQ0, INTER (Figure 91). Cependant le taux de

rétention et le pourcentage du bassin versant couvert par les corridors ne montrent pas une forte

corrélation.

Valeurs propres


Pourcentage cumulé

1.78 59.44 59.44 0.81 27.09 86.53 0.40 13.47 100.00

Figure 91 : (à gauche) Valeurs propres et pourcentages de variance obtenus lors de l’ACP effectuée entre RQ0, INTER , la densité du réseau hydrographique et le pourcentage du bassin couvert par les

corridors (à droite) Représentation graphique des variables dans les plans factoriels F1 et F2.


170

Le taux de rétention RQ0, INTER augmente avec la densité du réseau hydrographique dans le bassin

versant (Figure 92). Le coefficient de corrélation de cette relation est assez important (R² = 0.29). Au

vu de ces analyses, il semble bien que ce qui contrôle la rétention soit la longueur de l’interface entre

la zone humide et la rivière et non pas le pourcentage de zones humides dans le bassin versant.

Figure 92 : Densité du réseau hydrographique sur le bassin versant en fonction du taux de rétention.

5.3.3.2. Influence des différents types de la classification géomorphologique

Les 4 sous-systèmes de la classification géomorphologique au niveau 2 ne présentent pas les

mêmes conditions d’accueil pour les zones humides comme nous l’avons vu précédemment

(chapitre 2). En effet, les types superposé et emboîté sont davantage susceptibles de permettre le

développement de zones humides, efficaces en terme de rétention des nitrates que les types incisé et

stable. A priori, on s’attend donc à ce que les sous-systèmes emboîté et superposé soient corrélés aux

deux taux de rétention et à ce que les types incisé et stable montrent soit une indépendance, soit une

anticorrélation vis-à-vis de la rétention. Pour conduire cette analyse, nous avons déterminé le

pourcentage de surface de chaque sous-système dans les corridors alluviaux présents dans les bassins

versants contributifs aux stations RNB.

Les résultats obtenus lors de l’ACP réalisée entre les types du niveau 2 de la classification

géomorphologique et le taux de rétention RQ0, INTER sont présentés sur la Figure 93. Les résultats

obtenus avec le taux de rétention RQMOD, INTER étant quasiment identiques avec ceux de RQ0, INTER, nous

ne les présenteront pas. Les deux premiers axes expliquent plus de 67 % de la variance.

171

Valeurs propres


Pourcentage cumulé

2.01 40.14 40.14 1.38 27.64 67.78 1.09 21.69 89.47 0.52 10.44 99.91 0.01 0.09 100.00

Figure 93 : (à gauche) Valeurs propres et pourcentages de variance obtenus lors de l’ACP effectuée entre RQ0, INTER et les 4 sous-systèmes de la classification géomorphologique (à droite) Représentation

graphique des variables dans les plans factoriels F1 et F2.

Contrairement à ce qui était attendu, le taux de rétention est corrélé avec le type incisé et ne

montre aucune corrélation avec les types emboîté et superposé. Le type stable quant à lui est anti-

corrélé avec le taux de rétention comme nous l’avions prévu à priori.

Ce manque de corrélation avec les types emboîté et superposé est peut être à mettre en relation

avec le positionnement dans le bassin versant de ces deux sous-systèmes. En effet ceux-ci ne se

trouvent que très rarement en tête de bassin versant. Les bassins versants sur lesquels nous travaillons

sont des bassins emboîtés les uns dans les autres qui prennent en considération l’ensemble de l’amont.

Ces pourcentages de sous-systèmes sont donc systématiquement croisés avec des valeurs moyennes de

taux de rétention. Il n’existe pas de cas où ces types soient seuls individualisés dans un bassin versant.

Afin de pouvoir certifier que ces différents types ne jouent effectivement pas de rôle sur la rétention

des nitrates, il faudrait pouvoir les individualiser ce qui serait possible en désagrégeant les bassins

versants.

En ce qui concerne les deux autres types (stable et incisé), l’effet lié au travail sur des bassins

contributifs emboîtés est moins important étant donné que ces 2 types sont majoritairement situés en

tête de bassin versant. En effet, les types incisé et stable sont majoritaires pour les cours d’eau

présentant de petits ordres de Strahler (Figure 94).


172

Figure 94 : Pourcentage des différents types du niveau 2 de la classification géomorphologique en fonction des ordres de Strahler.

Les corridors incisés sont considérés comme peu propices à la rétention des nitrates du fait de

leurs fortes pentes qui favorisent des écoulements assez rapides et qui ne permettent pas

l’établissement des conditions nécessaires à la dénitrification. Ils ne présentent pas non plus d’annexes

hydrauliques favorisant la dénitrification ni de larges plaines alluviales susceptibles d’accueillir des

forêts ripariennes actives dans le prélèvement de nitrates par la végétation. Cependant, ce sous-

système présente une importante densité de réseau hydrographique qui comme on l’a vu dans la partie

précédente est un élément favorisant la rétention des nitrates. C’est probablement cette importante

densité du réseau hydrographique qui rend le type incisé favorable à la rétention.

Le corridor stable quant à lui correspond aux vallées sèches. Ces environnements ne

présentant pas des conditions d’humidité pérennes au cours de l’année sont effectivement très peu

propices à la rétention des nitrates. Le fait que le type stable ne soit pas favorable à la rétention des

nitrates est donc tout à fait cohérent.

5.3.3.3. Influence du gradient amont-aval

Lors de l’étude sur la variabilité spatiale nous avons remarqué qu’il semblait exister une

influence de la position amont-aval sur le taux de rétention. Une des manières de connaître la position

d’un cours d’eau sur ce gradient amont-aval est d’utiliser les ordres de Strahler. En effet,

l’établissement de ces ordres est une manière de hiérarchiser le réseau hydrographique en attribuant à

chaque branche une valeur entière en fonction de son importance. Dans cette classification tout cours

d’eau n’ayant pas d’affluent se voit attribuer la valeur 1 puis lorsque deux cours d’eau d’ordre n se

rencontrent, le cours d’eau résultant reçoit la valeur n+1.

Nous avons calculé la proportion de chaque ordre dans les bassins versants contributifs aux

stations RNB. Les analyses ACP menées entre les pourcentages d’ordre de Strahler et les taux de

173

rétention RQ0, INTER et RQMOD, INTER n’ont pas montré de dépendance particulière du taux de rétention

aux ordres de Strahler. Comme précédemment lors de l’analyse en fonction des différents types de

corridors de la classification géomorphologique, il serait intéressant pour mieux observer cette relation

de désagréger les bassins versants contributifs aux stations RNB.

5.3.3.4. Conclusions

Les paramètres géomorphologiques semblent avoir une grande influence sur la rétention des

nitrates à l’échelle des sous-bassins versants. En effet, la densité des chenaux et/ou la surface couverte

par les corridors alluviaux ont tendance à favoriser la rétention. Nous avons pu également mettre en

évidence pour les corridors situés en tête de bassin que le type incisé était beaucoup plus favorable à la

rétention que le type stable. Néanmoins l’analyse de l’influence de la géomorphologie mérite d’être

poursuivie en désagrégeant les bassins versants afin de pouvoir conclure sur les types de corridors

superposé et emboîté ainsi que pour mettre en évidence, si il existe, un gradient amont-aval de la

rétention des nitrates. Au vu des résultats acquis à ce stade il semble que ce soit davantage la

géomorphologie des corridors qui conditionne la rétention que la position le long du gradient amont-

aval.

5.3.4. Les indices topographiques

Les indices topographiques donnent une idée du pourcentage de saturation et de l’étendue des

zones saturées dans le bassin versant. Nous avons testé différents paramètres extraits des indices

topographiques susceptibles d’avoir une influence sur le taux de rétention :

- la moyenne des indices topographiques dans le bassin versant,

- la moyenne des indices topographiques dans les corridors alluviaux définis au niveau 1 de la

classification géomorphologique

- la moyenne des indices topographiques sur le linéaire

- la moyenne des indices topographiques supérieurs à 12 (cf chapitre 2) dans le bassin versant

- la moyenne des indices topographiques supérieurs à 12 dans les corridors alluviaux

- le pourcentage d’indices topographiques supérieurs à 12 dans le bassin versant

- le pourcentage d’indices topographiques supérieurs à 12 dans les corridors alluviaux

Le croisement entre ces différents paramètres et les deux taux de rétention sélectionnés (RQ0,

INTER et RQMOD, INTER) n’a montré aucune relation significative. Ces résultats sont en accord avec le fait

que ce soit davantage le linéaire qui influe sur la rétention des nitrates que le pourcentage de corridors

alluviaux ou dans le cas présent de zones potentiellement humides (cf partie 5.3.1).


174

6. Conclusion Les calculs de taux de rétention, nous ont permis de mettre en évidence la variabilité saisonnière

de la rétention : le taux de rétention est, en effet, assez faible en période hivernale et augmente durant

la période estivale. Cette constatation est en parfait accord avec le fait que les prélèvements de nitrates

par la végétation sont plus importants au printemps et au début de l’été et que la dénitrification est

favorisée par les fortes températures et donc accrue en période estivale. Cette saisonnalité de la

rétention mise ici en évidence implique que l’on ne peut pas considérer que la rétention est constante

au cours de l’année, comme c’est actuellement le cas dans le modèle SENEQUE qui simule les

variations saisonnières de la qualité de l’eau et du fonctionnement hydrologique du réseau

hydrographique.

La comparaison des taux de rétention calculés sur une année sèche et une année humide nous a

permis de mettre en évidence qu’il existait une différence de rétention entre ces deux années. Il

faudrait faire des analyses supplémentaires sur les températures et les débits afin de déterminer si cette

différence de taux de rétention est liée au régime hydrologique ou à la température. Il apparaît

également que les taux de rétention calculés en période d’étiage (RQ0) sont plus élevés que les taux

calculés sur l’année entière (RQMOD et RQBH). En période d’étiage la variation de stock dans la zone

humide n’est pas nulle, il existe une rétention par la végétation ce qui n’est pas le cas lors du calcul de

la rétention sur une année complète puisque la rétention par la végétation est compensée par la

restitution au cours de l’année. Les taux de rétention en période d’étiage tiennent donc compte à la fois

de la dénitrification et de l’assimilation par la végétation alors que les taux sur l’année complète ne

prennent en compte que la dénitrification ce qui explique les plus forts taux de rétention en période

d’étiage.

Lors du croisement des taux RQ0, INTER et RQMOD, INTER avec les facteurs de contrôle potentiels de

la rétention, nous n’avons pas pu mettre en évidence de différences importantes entre les facteurs

contrôlant les deux taux. Lors de cette étude, nous avons pu déterminer que même à l’échelle du

bassin versant la température favorisait la rétention tandis que la teneur en oxygène dissous la

désavantageait. Il apparaît également que l’occupation du sol dans le corridor alluvial influence la

rétention des nitrates à l’échelle du bassin versant. En effet, certains types d’occupation du sol ont

tendance à globalement favoriser la rétention des nitrates ce qui est le cas des forêts alluviales et des

zones en eau tandis que d’autres milieux tels que les zones urbaines, les terres arables et les prairies

ont tendance à la désavantager en relarguant davantage de nitrates qu’en en retenant. Nous avons aussi

pu mettre en évidence que la surface du corridor présent dans le bassin versant et la densité du réseau

hydrographique augmentait les capacités de rétention en nitrates. D’autres analyses effectuées,

notamment sur l’influence des sous-systèmes de la classification géomorphologique ont donné des

résultats moins tranchés. En effet, pour les sous-systèmes situés majoritairement en tête de bassin nous

175

avons pu déterminer le fait que le type de corridor stable défavorise la rétention des nitrates tandis que

le sous-système incisé a tendance à la favoriser. Cependant, il n’a pas été possible de statuer sur

l’influence des types emboîté et superposé ceux-ci étant plutôt situés au niveau des grands cours d’eau

(plus en aval) et donc rarement individualisés dans un bassin versant. Cette analyse pourrait donc être

améliorée en désagrégeant les bassins versants entre deux stations RNB de manière à pouvoir

individualiser certaines caractéristiques (notamment les types superposé et emboîté). Aucune relation

n’a pu être mise en évidence entre les indices topographiques renseignant sur la saturation potentielle

du sol et les taux de rétention calculés.

Les résultats obtenus lors de cette étude sont encore à un stade préliminaire cependant ils nous

ont permis de faire un premier tri sur les facteurs de contrôle de la rétention des nitrates à l’échelle des

sous-bassins de la Seine. Nous avons alors procédé à une dernière ACP entre les différents facteurs de

contrôle individualisés lors de cette étude et le taux de rétention RQ0, INTER afin de déterminer le poids

de ces facteurs sur la rétention des nitrates (Figure 95).

Valeurs propres


Pourcentage cumulé

3.24 32.42 32.42 1.55 16.48 47.90 1.37 13.64 61.54 1.03 10.29 71.83 0.85 8.48 80.31 0.64 6.43 86.74 0.50 4.96 91.68 0.37 3.66 95.35 0.28 2.83 98.18 0.18 1.82 100.00

Figure 95 : (à gauche) Valeurs propres et pourcentages de variance obtenus lors de l’ACP effectuée entre RQ0, INTER et l’ensemble des facteurs identifiés comme influençant la rétention des nitrates pour ce

facteur (à droite) Représentation graphique des variables dans les plans factoriels F1 et F2.

Seul le premier axe possède un fort pourcentage explicatif de la variance totale. Cet axe

correspond au taux de rétention RQ0, INTER. Au regard des résultats de l’ACP ainsi que de ceux de la

matrice de corrélation, c’est la densité du réseau hydrographique qui semble avoir le plus de poids sur


176

le taux de rétention viennent ensuite la température, puis le pourcentage de corridors incisés et le

pourcentage de surface en eau. Le pourcentage de surface couverte par les corridors alluviaux apparaît

beaucoup moins bien corrélé. Parmi les facteurs influençant le plus négativement la rétention on

trouve le pourcentage de corridors stables, puis la teneur en oxygène dissous et viennent ensuite les

deux types d’occupation du sol (zones urbaines et terres arables).

Afin de proposer un premier indice à partir des facteurs de contrôle déterminés nous avons

ensuite réalisé une régression linéaire entre le taux de rétention en étiage (RQ0, INTER) et les variables

sélectionnées. Nous avons ajouté progressivement les variables explicatives du taux de rétention par

ordre de corrélation décroissante avec RQ0, INTER (Tableau 48).

Tableau 48 : Construction d'un indice fonctionnel par régression linéaire.

Variables Unités Equation R² Densité du réseau hydrographique

RQ0, INTER = 0.07 + 0.1 * densité hydro 0.29

Pourcentage de corridors stables

% RQ0, INTER = 0.26 + 0.07 * densité hydro - 0.006 * stable 0.39

Température de l’eau °C RQ0, INTER = -0.22 + 0.06 * densité hydro -0.005 * stable + 0.03 * température

0.43

Pourcentage de surface en eau % RQ0, INTER = -0.15 + 0.04 * densité hydro - 0.005 * stable + 0.03 * température + 0.02 * eau

0.48

Pourcentage de corridors incisés

% RQ0, INTER = -0.37 + 0.03 * densité hydro - 0.004 * stable + 0.04 * température + 0.02 * eau + 0.002 * incisé

0.49

Teneur en oxygène dissous mg/l RQ0, INTER = -0.12 + 0.03 * densité hydro - 0.004 * stable + 0.03 * température + 0.02 * eau + 0.002 * incisé -0.02 * oxygène

0.50

Pourcentage de zones urbaines % RQ0, INTER =0.06 + 0.02 * densité hydro – 0.004 * stable + 0.03 * température + 0.02 * eau + 0.002 * incisé -0.02 * oxygène – 0.004*urbain

0.51

Pourcentage de terres arables % RQ0, INTER = 0.05 + 0.02 * densité hydro – 0.003 * stable + 0.03 * température + 0.02 * eau + 0.002 * incisé -0.02 * oxygène – 0.004 * urbain – 0.002 * arable

0.52

Les différents facteurs identifiés comme favorisant la rétention des nitrates présentent tous un

signe positif (densité hydro, température…) tandis que ceux la défavorisant voient leur influence

soustraite (teneur en oxygène dissous, pourcentage de zones urbaines…). On remarque que l’ajout des

4 dernières variables ne fait plus beaucoup augmenter le coefficient de corrélation de la relation. Ce

sont la densité du réseau hydrographique, le pourcentage de corridors stables, la température de l’eau

et le pourcentage de surface en eau qui expliquent la plus grande partie de la rétention. On retiendra

donc l’équation suivante comme premier indice fonctionnel de la rétention :

RQ0, INTER = -0.15 + 0.04 * densité hydro - 0.005 * stable + 0.03 * température + 0.02 * eau (55)

177

Les limites de cette étude sont nombreuses, la première se situe à la base même de ce travail. En

effet, il est très délicat d’estimer un taux de rétention. Nous avons vu dans la première partie de ce

travail que nous avons du faire de nombreuses simplifications concernant les bilans de nitrates dans la

zone humide riveraine afin de pouvoir réaliser les calculs. Une autre limitation de ce travail est liée à

la disponibilité des données à l’échelle de sous-bassins versants, il est difficile d’avoir une information

précise et homogène sur la totalité du bassin de la Seine. Cette limitation liée à la disponibilité des

données ne se retrouve pas seulement lors du calcul des taux de rétention mais également lors du

croisement avec des variables susceptibles de contrôler la rétention des nitrates. Définir des facteurs de

contrôle de la rétention est également une étape délicate du fait de la multiplicité des facteurs

intervenant. Malgré ces limitations, il nous a été possible de déterminer les facteurs de contrôle de la

rétention les plus évidents à l’échelle du bassin versant. Les perspectives de ce travail consiste comme

on a pu le signaler précédemment à désagréger les bassins versants afin de pouvoir travailler sur des

tronçons de bassins versants plus homogènes dans leurs caractéristiques d’occupation du sol,

géomorphologique et géologique en espérant ainsi que les influences de ces caractéristiques sur la

rétention des nitrates seront ainsi plus claires.

179

Conclusion générale et perspectives

Malgré les nombreuses études qui ont été réalisées sur la rétention des nitrates dans les zones

humides, notamment dans le cadre du PIREN-Seine, les facteurs de contrôle de cette rétention à

l’échelle du sous-bassin et à l’échelle locale sont encore mal identifiés. Notre objectif au cours de cette

thèse a donc été de clarifier ces facteurs de contrôle à différentes échelles d’analyse.

Au moment du démarrage de cette thèse, aucun inventaire des zones humides n’était disponible

à l’échelle du bassin de la Seine. Afin de réussir à quantifier la rétention d’azote, il nous a paru

important dans un premier temps de délimiter et de localiser ces zones sur le bassin afin de mieux

estimer leur superficie. Pour travailler sur l’ensemble du bassin de la Seine, qui représente une surface

considérable, nous avons dû nous tourner vers des méthodes de localisation rapides et peu coûteuses.

Ces choix nous ont orientés vers l’utilisation de modèles numériques de terrain permettant de réaliser

sur de grandes surfaces des calculs d’indices de saturation.

Lors de cette étude, nous avons utilisé comme indice de saturation un indice topographique

dérivé du modèle hydrologique TOPMODEL ne prenant en compte que la géomorphologie. Cet indice

déjà utilisé par de nombreux auteurs, sur des terrains métamorphiques et avec une très bonne

résolution de MNT (10 à 50 m), donne de bons résultats quand à l’emplacement et à la superficie des

zones humides. Lors de cette étude, nous avons pu mettre en évidence que l’indice topographique reste

un bon indicateur des zones humides et cela même lorsqu’il est calculé à partir d’un MNT à la

résolution de 100 m dans un large bassin sédimentaire. Cette analyse confirme donc que la

géomorphologie reste le principal facteur de la distribution des zones humides même dans un bassin

en contexte sédimentaire présentant de nombreux aquifères influençant largement l’hydrologie.

L’utilisation de l’indice topographique, nous a permis de déterminer les types de corridors

alluviaux les plus susceptibles d’accueillir des zones humides (emboîté et superposé) ainsi que de

préciser à l’intérieur des corridors les zones ayant potentiellement un plus fort contenu en eau. Nous

avons ensuite calibré une valeur seuil de l’indice topographique à partir des sols inondés des cartes

pédologiques. L’utilisation de ce seuil permet de se donner une idée un peu plus précise de la surface

du bassin versant de la Seine couvert par les zones humides. D’après nos estimations, le pourcentage

du bassin de la Seine couvert par les zones humides serait compris entre 10.9 et 15.6 %. Suite à ces

travaux, l’indice topographique a été utilisé comme masque dans une récente étude menée par l’AESN

(Agence de l’eau Seine Normandie), sur la cartographie des zones riveraines à composante humide.


180

Si le fonctionnement des zones humides au niveau des têtes de bassins versants est à présent

relativement bien connu, il reste, au niveau des zones humides des plaines alluviales des

incompréhensions inhérentes à la taille de l’objet d’étude. Nous avons donc entrepris un suivi

hydrologique et géochimique, à l’échelle locale, d’une zone riveraine située à une cinquantaine de

kilomètres de la ville de Troyes. L’objectif de cette étude étant de mieux comprendre le

fonctionnement géochimique d’une zone humide de plaine alluviale et de déterminer les facteurs

permettant la mise en place des conditions favorables à la dénitrification. Au début du suivi de ce site,

nous ne nous sommes intéressés qu’aux gradients perpendiculaires à la rivière. En effet, les différentes

études présentes dans la bibliographie font état d’une décroissance des nitrates de la base des côteaux

crayeux jusqu’au cours d’eau (Fustec, Schenck, Cloots-Hirsch, Soulie et Bouton, 1991).

Le suivi géochimique et hydrologique que nous avons réalisé durant un peu plus d’un an a

révélé que le fonctionnement de la zone riveraine était entièrement piloté par la rivière. En effet, la

rivière étant soutenue par le barrage réservoir du Lac d’Orient situé en amont, elle alimente la nappe

alluviale tout au long de l’année, conférant ainsi à la zone riveraine un fonctionnement de zone

hyporhéique. La rivière alimente la zone riveraine avec une eau dont la concentration en oxygène

dissous est faible, dont la température est élevée et chargée en COD. Ce sont ces conditions instaurées

par la rivière qui permettent aux abords de la rivière le développement du processus de dénitrification.

Cette zone riveraine ne peut pas être considérée comme une zone humide naturelle. Cependant, elle a

la capacité de dénitrifier les eaux qui la traversent même si ces eaux sont en grande partie celles de la

rivière. Ce fonctionnement n’est probablement pas un cas isolé dans le bassin de la Seine. Le débit des

cours d’eau dans le bassin de la Seine est, en effet, très contrôlé par la présence des 3 grands barrages

réservoirs mais également par d’autres infrastructures (barrages, dérivation…) présentes sur

l’ensemble des cours d’eau (Benoit et al., 2005). On pourrait alors différencier deux types de

comportement : celui des zones riveraines de têtes de bassin avec un fonctionnement « typique » où

les eaux provenant du bassin versant peuvent être dénitrifiées lors de leur passage lent dans la zone

riveraine et un fonctionnement équivalent à celui étudié lors de ce suivi en aval des barrages réservoirs

de la Seine où ce sont les eaux de la rivière qui sont dénitrifiées lors de leur passage dans la zone

riveraine. Dans ce cas, le passage de l’eau dans la zone riveraine est probablement assez rapide étant

donné que les gradients hydrauliques entre la rivière et la zone humide riveraine sont assez forts. Le

fait qu’on observe une dénitrification alors même que les transferts sont rapides impliquent que la

zone riveraine est très efficace vis-à-vis de la dénitrification.

Dans l’état actuel, ce sont donc les débits soutenus qui permettent à la dénitrification de se

développer. Cependant, la présence des barrages réservoirs a profondément modifié l’hydrologie de

notre site d’étude ne permettant plus la submersion hivernale des terrains de manière aussi fréquente et

aussi prolongée. Nous n’avons pas d’informations sur la manière dont fonctionnait le site d’étude

181

avant la régulation des niveaux de l’eau par les barrages réservoirs, mais les conditions de submersion

qui y régnaient, permettaient peut être aussi au processus de dénitrification de se développer.

Une des perspectives sur le site d’étude est de réaliser une étude plus approfondie de la

composition isotopique des nitrates. En effet, il est possible de calculer des facteurs d’enrichissement

isotopiques même dans un environnement qui ne peut pas être considéré comme un réacteur fermé en

utilisant des vitesses d’écoulement de l’eau (Sebilo, Billen, Mayer, Billiou, Grably, Garnier et Mariotti,

2006). Cette étude pourrait nous permettre, à terme, de quantifier la dénitrification ayant lieu au niveau

de notre site d’étude. Une autre perspective expérimentale pourrait consister à réaliser des

prélèvements en rivière à l’amont et à l’aval de notre zone d’étude afin de mettre en évidence un

enrichissement au niveau de notre site d’étude.

Dans le cadre d’une meilleure compréhension des facteurs de contrôle de la rétention des

nitrates dans les zones humides riveraines, à l’échelle la plus fine possible dans le bassin de la Seine,

nous avons réalisé des bilans de nitrates dans des bassins versants de différentes tailles emboîtés les

uns dans les autres. Le principe de ces bilans consiste à calculer un taux de rétention en rapportant les

flux de nitrates mesurés en rivière à des estimations de flux de nitrates arrivant aux zones riveraines

depuis le bassin versant. Plusieurs taux de rétention ont ainsi été estimés à partir de différentes

données sources et pour différents pas de temps. Les résultats obtenus lors de cette étude en sont

encore au stade préliminaire. Cependant, ces estimations de taux de rétention nous ont permis de

vérifier et de mettre en évidence un certain nombre de caractéristiques et de facteurs de contrôle de la

rétention des nitrates en zone riveraine.

Tout d’abord, elles nous ont permis d’apprécier la variabilité de la rétention au cours de

l’année. La rétention apparaît en effet maximale en période printanière et estivale lorsque la

température favorise à la fois la croissance végétative et la dénitrification et minimale en hiver.

Ensuite, la comparaison entre des taux de rétention calculés lors d’une année sèche (1996) et d’une

année humide (2000) semble montrer que les taux de rétention sont plus importants pour l’année sèche

que pour l’année humide. Il n’est pas certain que ces différences soient liées au régime hydrologique,

elles peuvent également être dues à des températures globalement plus importantes en 1996 qu’en

2000. Afin de vérifier ces résultats, il serait intéressant de croiser ces taux de rétention avec des

mesures de débits et de températures ainsi que de réaliser l’étude pour d’autres années humides et

sèches. La saisonnalité et la variabilité interannuelle de la rétention ne sont pas toujours prises en

compte dans les modèles, comme c’est le cas pour le modèle SENEQUE qui considère une rétention

constante sur l’année et entre les années.

Nous avons enfin pu déterminer un certain nombre de facteurs de contrôle de cette rétention.

Nous avons ainsi constaté que même à l’échelle du bassin versant, la rétention des nitrates par les


182

zones riveraines était favorisée par les températures les plus chaudes et les faibles teneurs en oxygène

dissous dans les cours d’eau. Cette constatation implique qu’il existe un véritable continuum entre la

rivière et les zones humides riveraines étant donné que les mesures effectuées en rivière nous

permettent d’appréhender ce qui se passe dans la zone humide riveraine. Il apparaît également que

l’occupation du sol dans le corridor alluvial influence la rétention des nitrates à l’échelle du bassin

versant. En effet, certains types d’occupation du sol ont tendance à globalement favoriser la rétention

des nitrates ce qui est le cas des zones en eau tandis que d’autres milieux tels que les zones urbaines et

les terres arables ont tendance à la désavantager en relarguant davantage de nitrates qu’en en retenant.

Nous avons aussi pu mettre en évidence que la densité du réseau hydrographique augmentait les

capacités de rétention en nitrates et donc que c’est davantage la longueur de l’interface entre le cours

d’eau et la zone humide que la surface de zones humides qui est en cause dans la rétention. D’autres

analyses effectuées, notamment sur l’influence des sous-systèmes de la classification

géomorphologique ont donné des résultats moins tranchés. En effet, pour les sous-systèmes situés

majoritairement en tête de bassin nous avons pu déterminer le fait que le type de corridor stable

défavorise la rétention des nitrates tandis que le sous-système incisé a tendance à la favoriser. Par

contre, pour les sous-sytèmes emboîté et superposé situés plus à l’aval il n’a pas été possible de

trouver des relations claires avec le taux rétention. L’identification de ces différents facteurs de

contrôle nous a finalement permis de proposer un indice de la rétention des nitrates qui est un premier

pas vers la réalisation d’une typologie fonctionnelle directement utilisable par les gestionnaires. Les

taux de rétention calculés sur le bassin de la Seine pourraient également servir de validation, dans la

limite de leurs incertitudes, pour d’autres indices élaborés indépendamment de cette étude, comme

ceux de Joyeux (2005).

Pour pouvoir estimer ces taux de rétention, il nous a fallu faire de nombreuses simplifications

concernant les entrées et sorties de nitrates dans la zone humide riveraine. Ces simplifications

nécessaires à la réalisation des bilans sont liées à la disponibilité et à la qualité des données à notre

échelle de travail. Il est, en effet, difficile d’avoir une information précise et homogène sur la totalité

du bassin de la Seine, ce qui entraîne une cascade d’incertitudes, difficilement quantifiables, sur les

résultats. Une autre limite de cette étude concerne notre échelle de travail. En effet, nous avons

considéré des bassins versants emboîtés les uns dans les autres ce qui implique que les différents

points de notre échantillon statistique ne sont pas indépendants les uns des autres. De plus les bassins

versants intégrants la totalité du bassin versant amont, on ne dispose pas souvent de bassins versants

présentant des caractéristiques d’occupation du sol, de géomorphologie des corridors et de géologie

homogène et ce qui complique le processus d’identification des facteurs de contrôle. Une des

perspectives de ce travail consiste donc à désagréger les bassins versants en tronçons compris entre

deux stations RNB. Cette étape de désagrégation n’est pas réalisable en utilisant des débits mesurés en

rivière. L’anthropisation de la Seine étant très importante, il n’est pas rare que les débits à l’aval soient

183

légèrement plus faibles que les débits à l’amont ce qui pose un sérieux problème dans la détermination

des flux. La perspective directe de cette thèse sera donc de contourner cet inconvénient en utilisant les

débits modélisés par le modèle MOCOU (qui ont été utilisés pour les calculs des taux de rétention

dans notre étude préliminaire) pour identifier les facteurs de rétention des nitrates dans les zones

humides riveraines avec plus de précision et de confiance et peut être même en mettre en évidence de

nouveaux.

185

Bibliographie

Adamus, P. R. et Stockwell, L. T. 1983. A method for wetland functional assessment. Vol 1: Critical review and evaluation concepts, Vol 2 : FHWA assessment method. US department of transportation, Washington, 176 p. et 134 p.

Albinet, M. 1967. Carte hydrogéologique du bassin de Paris. 1/500 000, Bureau de recherche Géologique et minière (BRGM).

Amrouch, K. 2004. Effet de la résolution des modèles numériques de terrain sur l'indice topographique. Mémoire de maîtrise de l'Université Pierre et Marie Curie.

Anthonisen, A. C., Loehr, R. C., Prakasam, T. B. S. et Srinath, E. G. 1976. Inhibition of nitrification by ammonia and nitrous acid. Journal - Water Pollution Control Federation. 48(5): 835-852.

Bacq, N. et Billen, G. 2003. Modélisation de la qualité de l'eau des grands sous-bassins amont Eure / Oise / Marne / Seine-amont. Modèle SENEQUE 3.1 (Piren-Seine). Rapport d'activité du PIREN-Seine.

Barnaud, G. 1991. Qu'est ce qu'une zone humide? Laboratoire MNHN-ENM, 10 pp.

Barnaud, G. 1998. Conservation des zones humides : concepts et méthodes appliqués à leur caractérisation. Muséum National d'Histoire Naturelle, Paris, 451 pp.

Barnaud, G. 2000. Identifier et caractériser les zones humides : une variété de points de vue. In E. Fustec et J. C. Lefeuvre (Eds.). Fonctions et valeurs des zones humides. Dunod, 39-59.

Barroin, G. 1985. La dénitrification en milieu lentique. Revue Française des Sciences de l'Eau. 4(1): 79-92.

Beaudoin, N., Parnaudeau, V., Mary, B., Makowski, D. et Meynard, J. 2004. Simulation de l'impact de différents scénarios agronomiques sur les pertes de nitrate à l'échelle d'un bassin hydrologique. In P. Monestiez, S. Lardon et B. Seguin (Eds.). Organisation spatiale des activités agricoles et processus environnementaux. INRA Editions, 117-141.

Bendjoudi, H., Weng, P., Guérin, R. et Pastre, J. F. 2002. Riparian wetlands of the middle reach of the Seine river (France) : historical development, investigation and present hydrologic functioning. A case of study. Journal of Hydrology. 263: 131-155.

Benoit, P., Berthier, K. et Rouillard, J. 2005. L'eau de la Seine : mille ans d'histoire (VIIIe - XVIIIe siècle). Rapport d'activité du PIREN-Seine. 23 pp.

Bibliographie

186

Betlach, M. R. et Tiedje, J. M. 1981. Kinetic explanation for accumulation of nitrite, nitric oxide and nitrous oxide during bacterial denitrification. Applied and Environmental Microbiology. 42(6): 1074-1084.

Beven, K. J. 1986. Runoff production and flood frequency in catchments of order n : an alternative approach. In V. K. Gupta, I. Rodriguez-Iturbe et E. F. Wood (Eds.). Scale problems in hydrology. Reidel, Norwell, Mass., 107-131.

Beven, K. J. et Kirkby, M. J. 1979. A physically based, variable contributing area model of basin hydrology. Hydrological Sciences Bulletin. 24(1): 43-69.

Billen, G. et Garnier, J. 2000. Nitrogen transfers through the Seine drainage network : a budget based on the application of the 'Riverstrahler' model. Hydrobiologia. 410: 139_150.

Billen, G., Garnier, J. et Meybeck, M. 1998. Les sels nutritifs : l'ouverture des cycles. In M. Meybeck, G. De Marsily et E. Fustec (Eds.). La Seine en son bassin. Elsevier, Paris, 531-565.

Bock, E., Koops, H. P., Ahlers, B. et Harms, H. 1992. Oxidation of inorganic nitrogen compounds as energy source. In A. Balows, H. G. Trüper, M. Dworkin, W. Harder et K. H. Schleifer (Eds.). The prokaryotes : A Handbook on biology of bacteria : Ecophysiology, Isolation, Identification, Applications. Springer, New York, 414-430.

Bock, E., Schmidt, E., Stüven, R. et Zart, D. 1995. Nitrogen loss caused by denitrifying Nitrosomonas cells using ammonium or hydrogen as electron donors and nitrite as electron acceptor. Archives of Microbiology. 163(1): 16-20.

Böttcher, J., Strebel, O., Voerkelius, S. et Schmidt, H. L. 1990. Using isotope fractionation of nitrate-nitrogen and nitrate-oxygen for evaluation of microbial denitrification in a sandy aquifer. Journal of Hydrology. 114(3-4): 413-424.

Bowden, W. B. 1987. The biogeochemistry of nitrogen in freshwater wetlands. Biogeochemistry. 4(3): 313-348.

Bowman, R. A. et Focht, D. D. 1974. The influence of glucose and nitrate concentrations upon denitrification rates in sandy soils. Soil Biology and Biochemistry. 6: 297-301.

Bremmer, J. M. et Shaw, K. 1958. Denitrification : I Methods of investigation. Journal of Agricultural Science. 51: 40-52.

Brinson, M. M. 1993. A hydrogeomorphic classification for wetlands. U.S. Army Corps of Engineers, waterways experiment station, 103 pp.

187

Brinson, M. M., Hauer, F. R., Lee, L. C., Nutter, W. L., Rheinhardt, R. D., Smith, R. D. et Whigham, D. 1995. A guidebook for hydrogeomorphic assessments to riverine wetlands. U.S. Army Corps of Engineers, waterways experiment station, 219 pp.

Brisson, N., Gary, C., Justes, E., Roche, R., Mary, B., Ripoche, D., Zimmer, D., Sierra, J., P., B., Burger, P., Bussière, F., Cabidoche, Y. M., Cellier, P., Debaecke, P., Gaudillère, J. P., Hénault, C., Maraux, F., Seguin, B. et Sinoquet, H. 2003. An overview of the crop model STICS. European Journal of Agronomy. 18: 309-332.

Brisson, N., Mary, B., Ripoche, D., Jeuffroy, M., Ruget, F., Nicoullaud, B., Gate, P., Devienne-Barret, F., Antonioletti, R., Durr, C., Richard, G., Beaudoin, N., Recous, S., Tayot, X., Plenet, D., Cellier, P., Machet, J., Meynard, J. et Delécolle, R. 1998. Stics : a generic model for the simulation of crops and their water and nitrogen balances. I - theory and parametrization applied to wheat and corn. Agronomie. 18: 311-346.

Brisson, N., Ruget, F., Gate, P., Lorgeou, J., Nicoullaud, B., Tayot, X., Plenet, D., Jeuffroy, M., Bouthier, A., Ripoche, D., Mary, B. et Justes, E. 2002. STICS : a generic model for simulating crops and their water and nitrogen balances. II Model validation for wheat and maize. Agronomie. 22: 69-92.

Bruneau, P., Gascuel-Odoux, C., Robin, P., Mérot, P. et Beven, K. J. 1995. Sensitivity to space and time resolution of a hydrological model using digital elevation data. Hydrological Processes. 9(1): 69-81.

Brüsch, W. et Nilsson, B. 1993. Nitrate transformation and water movement in a wetland area. Hydrobiologia. 251(1-3): 103-111.

Burt, T. P. et Butcher, D. P. 1985. Topographic control of soil moisture distribution. Journal of Soil Science. 36(3): 469-486.

Cappus, P. 1960. Etude des lois d'écoulement. Application au calcul et à la prévision des débits. Bassin expérimental d'Alrance. La Houille Blanche. 60: 493-520.

Christensen, P. B., Nielsen, L. P., Sorensen, J. et Revsbech, N. P. 1990. Denitrification in nitrate-rich streams : diurnal and seasonnal variation related to benthic oxygen metabolism. Limnology and Oceanography. 35(3): 640-651.

Cirmo, C. P. et McDonnell, J. J. 1997. Linking the hydrologic and biogeochemical controls of nitrogen transport in near-stream zones of temperate-forested catchments: a review. Journal of Hydrology. 199: 88-120.

Comin, F. A., Romero, J. A., Astorga, V. et Garcia, C. 1997. Nitrogen removal and cycling in restored wetlands used as filters of nutrients for agricultural runoff. Water Science and Technology. 35(5): 255-261.

Bibliographie

188

Conchou, O., Powell, B., Pinay, G. et Fustec, E. 1986. Contribution des mesures du potentiel d'oxydo-réduction et du flux d'oxygène à la caractérisation des zones alluviales et de leur fonctionnement. Revue Française des Sciences de l'Eau. 5(4): 405-419.

Cooper, A. B. et Cooke, J. G. 1984. Nitrate loss and transformation in 2 vegetated headwater streams. New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research. 18: 441-450.

Cooper, J. R. et Gilliam, J. W. 1987. Phosphorus redistribution from cultivated fields into riparian areas. Soil Science Society of America journal. 51(6): 1600-1604.

Cowardin, L. M., Carter, V., Golet, F. C. et LaRoe, E. T. 1979. Classification of Wetlands and Deepwater Habitats of the United States. U.S. Department of the Interior, Fish and Wildlife Service, Washington, 131 pp.

Crave, A. et Gascuel-Odoux, C. 1997. The influence of topography on time and space distribution of soil surface water content. hydrological processes. 11: 203-210.

Curie, F., Ducharne, A. et Bendjoudi, H. 2006. Geomorphological methods to characterize wetlands at the scale of the Seine watershed. Science of the Total Environment. accepté avec révisions mineures:

Curmi, P., Durand, P., Gascuel-Odoux, C., Mérot, P., Walter, C. et Taha, A. 1998. Hydromorphic soils, hydrology and water quality : spatial distribution and functional modelling at different scales. Nutrient Cycling in Agreocosystems. 50: 127-142.

Dahlin, T. 2001. The development of DC resistivity imaging techniques. Computer and Geosciences. 27(9): 1019-1029.

Dahlin, T. et Zhou, B. 2004. A numerical comparison of 2D resistivity imaging with 10 electrode arrays. Geophysical Prospecting. 52: 379-398.

Davidsson, T. E. et Leonardson, L. G. 1996. Effects of nitrate and organic carbon additions on denitrification in two artificially flooded soils. Ecological Engineering. 7(2): 139-149.

Delichère, M. et Memmi, D. 2002. Analyse factorielle neuronale pour documents textuels. Laboratoire Leibniz-IMAG, Grenoble.

Dorioz, J. M., Pilleboue, E. et Fehri, A. 1989. Dynamique du phosphore dans les bassins versants : importance des phénomènes de rétention dans les sédiments. Water Research. 23(2): 147-158.

Dugan, P. J. 1990. Wetland conservation : a review of current issues and required action. IUCN, Gland, 96 pp.

Dugan, P. J. 1993. Wetlands in danger. A World Conservation Atlas. IUCN, London, 187 pp.

189

Eichner, M. J. 1990. Nitrous oxyde emissions from fertilized soils : summary of available data. Journal of Environmental Quality. 19: 272-280.

Emmet, B. A., Hudson, J. A., Coward, P. A. et Reynolds, B. 1994. The impact of a riparian wetland on streamwater quality in a recently afforested upland catchment. Journal of Hydrology. 162(3-4): 337-353.

Engler, R. M. et Patrick, W. H. 1974. Nitrate removal from floodwater overlying flooded soils and sediments. Journal of Environmental Quality. 3(4): 409-413.

Ferren, W. R. J., Fiedler, P. L. et Leidy, R. A. 1995. Wetlands of the central and southern California coast and coastal watersheds : A methodology for their classification and description. U.S.Environmental Protection Agency, San Francisco.

Focht, D. D. 1974. The effect of temperature, pH and aeration on the production of nitrous oxyde and gaseous nitrogen : a zero order kinetic model. Soil Science. 118: 173-179.

Focht, D. D. et Chang, A. C. 1975. Nitrification and denitrification processes related to waste water treatment. Advanced Applied Microbiology. 19: 153-186.

Freeze, R. A. et Cherry, J. A. 1979. Groundwater. Englewood cliffs, NJ, 604 pp.

Frochot, B. et Roché, J. 2000. Les fonctions des zones humides pour les oiseaux. In E. Fustec et J. C. Lefeuvre (Eds.). Fonctions et valeurs des zones humides. Dunod, 261-276.

Fustec, E. et Frochot, B. 1996. Les fonctions des zones humides, synthèse bibliographique. Agence de l'eau Seine Normandie / Université de Paris 6 et Bourgogne, Paris, 144 pp.

Fustec, E., Greiner, I., Schanen, O., Gaillard, S. et Dzana, J.-G. 1998. Les zones humides riveraines des milieux divers aux multiples fonctions. In M. Meybeck, G. De Marsily et E. Fustec (Eds.). La Seine en son bassin. Elsevier, 211-262.

Fustec, E., Schenck, C., Cloots-Hirsch, A.-R., Soulie, M. et Bouton, D. 1991. Les nitrates dans les vallées alluviales. Centre National de la Recherche Scientifique, Programme interdisciplinaire de recherche sur l'environnement, 52 pp.

Fustec, E. et Thibert, S. 1996. Le pouvoir épurateur des zones humides. In E. Fustec et B. Frochot (Eds.). Les fonctions des zones humides, synthèse bibliographique. 71-140.

Gaillard, S. 1999. L'Aube : dynamique morphosédimentaire holocène et fonctionnement actuel d'un hydrosystème à faible énergie. Thèse de l'Université Paris 6, 238 pp.

Bibliographie

190

Gaillard, S., Bendjoudi, H., Brunstein, D., Amezal, A., Thery, S., Bravard, J. P., ABBOU DAGGA, N. et Joyeux, E. 2006. Les zones humides riveraines dans le bassin de la Seine : délimitation, caractérisation hydrogéomorphologique et évaluations fonctionnelles. Rapport d'activité du PIREN-Seine. 16 pp.

Gaillard, S., Sebilo, M., Brunstein, D., N'Guyen-The, D., Grably, M., Fustec, E., Bendjoudi, H., Bravard, J. P., Amezal, A., Billen, G. et Mariotti, A. 2001. Typologie et fonctions des zones humides riveraines. Rapport d'activité du PIREN-Seine. 32 pp.

Gardner, W. S., Nalepa, F. N. et Malczyk, J. M. 1987. Nitrogen mineralization and denitrification in Lake Michigan sediments. Limnology and Oceanography. 32(6): 1226-1238.

Gascuel-Odoux, C., Mérot, P., Crave, A., Gineste, P., Taha, A. et Zhang, Z. 1998. Les zones contributives de fonds de vallées : localisation, structure et fonctionnement hydrodynamique. In C. Cheverry (Ed.) Agriculture intensive et qualité des eaux. coll. Sci. Update, INRA, 129-142.

Goloway, F. et Bender, M. 1982. Diagenetic models of intersticial nitrate profiles in deep sea suboxic sediments. Limnology and Oceanography. 27: 624-638.

Gomez, E. 2002. Modélisation intégrée du transfert de nitrate à l'échelle régional dans un système hydrologique. Application au bassin de la Seine. Thèse de l'Ecole Nationale Supérieure des Mines de Paris, 287 pp.

Gomez, E. et Ledoux, E. 2001. Démarche de modélisation de la dynamique de l'azote dans les sols et de son transfert vers les aquifères et les eaux de surface. Comptes Rendus de l'Académie de l'Agriculture de France. 87(1): 111-120.

Gorges, G. 1996. Eléments de typologie pour une régionalisation du corridor fluvial des cours d'eau du bassin de la Seine. rapport de stage de maîtrise, CEMAGREF - Division Qualité des eaux, 24 pp.

Gounot, A. M. 1991. Ecologie microbienne dans les eaux et sédiments souterrains. Hydrogéologie. 3: 239-248.

Gran, G. 1952. Determination of the equivalent point in potentiometric titrations. Part II. Analyst. 77: 661 - 671.

Greenwood, D. J. 1961. The effect of oxygen concentration on the decomposition of organic materials in soil. Plant & Soil. 14(4): 360-376.

Greiner, I. 1997. Analyse de la variabilité fonctionnelle de la plaine alluviale de la Seine et modélisation des transferts de nitrates. Thèse de l'Université Paris 6, 241 pp.

191

Groffman, P. M., Axelrod, E. A., Lemunyon, J. L. et Sullival, W. M. 1991. Denitrification in grass and forest vegetated filter strips. Journal of Environmental Quality. 20(3): 671-674.

Groffman, P. M., Howard, G., Gold, A. J. et Nelson, W. M. 1996. Microbial nitrate processing in shallow groundwater in a riparian forest. Journal of Environmental Quality. 25(6): 1309-1316.

Guéguen, Y. et Palciauskas, V. 1992. Introduction à la physique des roches. Hermann, 299.

Haycock, N. E., Pinay, G. et Walker, C. 1993. Nitrogen retention in rivers corridors: European perspective. Ambio. 22(6): 340-346.

Heathwaite, A. L. 1993. Nitrogen cycling in surface waters and lakes. In T. P. Burt, A. L. Heathwaite et S. T. Trudgill (Eds.). Nitrate : Processes, patterns and management. Wiley J. & sons, Chichester, England, 99-140.

Hénault, C. et Germon, J.-C. 1995. Quantification de la dénitrification et des émissions de protoxyde d'azote (N20) par les sols. Agronomie. 15: 321-355.

Hewlett, J. D. 1961. Soil moisture as a source of base flow from steep mountain watersheds. US department of Agriculture, southeastern Forest experiment station. 132: 11 pp.

Hewlett, J. D. et Troendle, C. A. 1975. Non-point and diffused water sources : a variable source area problem. Watershed Management, ASCE Logan, 46 pp.

Hill, A. R. 1983. Denitrification and its importance in a river draining an intensively cropped watershed. Agriculture, Ecosystems and Environment. 10: 47-62.

Hiscock, K. M., Lloyd, J. W. et Lerner, D. N. 1991. Review of natural and artificial denitrification of groundwater. Water Research. 25(9): 1099-1111.

Houlès, V., Mary, B., Guérif, M., Makowski, D. et Justes, E. 2004. Evaluation of the crop model STICS to recommend nitrogen fertilisation rates according to agro-environmental criteria. Agronomie. 24: 339-349.

IFEN 1994. Corine Landcover, CLC 1990.

Ingersoll, T. L. et Baker, L. A. 1998. Nitrate removal in wetland microcosms. Water Research. 32: 677-684.

Jackson, R. K. 1980. Avoiding interferences and problems in the determination of nitrate. The comparison of two methods : the orion specific ion electrode and the cadmium column. Soil Science and plant analysis. 11(2): 127-134.

Bibliographie

192

Jenkins, M. C. et Kemp, W. M. 1984. The coupling of nitrification and denitrification in two estuarine sediments. Limnology and Oceanography. 29(3): 609-619.

Joyeux, E. 2005. Typologie des zones humides riveraines du bassin de la Seine et fonctions relatives à la qualité et au régime des eaux. Stage AESN, Master Sciences de société et de leur environnement, 90 pp.

Kaplan, W., Valiela, I. et Teal, J. M. 1979. Denitrification in a salt marsh ecosystem. Limnology and Oceanography. 24(4): 726-734.

Kirpich, Z. P. 1940. Time of concentration of small agricultural watersheds. Civil Engineering. 10(6): 362.

Knowles, R. 1982. Denitrification. Microbiological Reviews. 46(1): 43-70.

Koskinen, W. C. et Keeney, D. R. 1982. Effect of pH on the rate of gaseous products of denitrification in a silt loam soil. Soil Science Society of America journal. 46: 1165-1167.

Ladd, J. N. et Jackson, R. B. 1982. Biochemistry of ammonification. In F. H. Stevenson (Ed.) Nitrogen in agricultural soils. American Society of Agronomy, 173-228.

Ledoux, E. 1980. Modélisation intégrée des écoulements de surface et des écoulements souterrains sur un bassin hydrologique. Thèse de l'Ecole Nationale Supérieure des Mines de Paris.

Ledoux, E., Girard, G. et De Marsily, G. 1989. Spatially distributed modeling : concepual approach, coupling surface water and groundwater. In H. J. MorelSeytoux (Ed.) Unsaturated flow in hydrologic modeling - Theory and Practice. Kluwer Academic, 435-454.

Ledoux, E., Gomez, E., Monget, J. M., Viavattene, C., Viennot, P., Benoit, M., Mignolet, C., Schott, C. et Mary, B. 2006. Agriculture and Groundwater Nitrate Contamination in the Seine Basin. The STICS-MODCOU modelling chain. STOTEN. Sous presse:

Lefeuvre, J. C. 2000. Structure des habitats et biodiversité. In E. Fustec et J. C. Lefeuvre (Eds.). Fonctions et valeurs des zones humides. Dunod, Paris, 183-190.

Lefeuvre, J. C., Fustec, E. et Barnaud, G. 2000. De l'élimination à la reconquête des zones humides. In E. Fustec et J. C. Lefeuvre (Eds.). Fonctions et valeurs des zones humides. Dunod, Paris, 1-16.

Letey, J., Valoras, N., Focht, D. D. et Ryden, J. C. 1981. Nitrous oxyde production and reduction during denitrification as affected by redox potential. Soil Science Society of America journal. 45: 727-730.

193

Lewandowski, Z. 1982. Temperature dependency of biological denitrification with organic materials addition. Water Research. 16: 19-22.

Liang, B. C. et MacKenzie, A. F. 1994. Changes of soil nitrate -nitrogen and denitrificationas affected by nitrogen fertilizer on two Quebec soils. Journal of Environmental Quality. 23(3): 521-525.

Linberg, R. D. et Runnels, D. D. 1984. Ground water redox reactions: an analysis of equilibrium state applied to Eh measurements and geochemical modeling. Science. 225: 925-927.

Loke, M. H. et Barker, R. D. 1996. Rapid least-squares inversion of apparent resistivity pseudosections by a quasi-Newton method. Geophysical Prospecting. 44(2): 131-152.

Mariotti, A. 1982. Apports de la géochimie isotopique à la connaissance du cycle de l'azote. Thèse de l'Université Pierre et Marie Curie, 476 pp.

Mariotti, A. 1983. Utilisation des variations naturelles d'abondance isotopique en 15N comme traceur de l'origine des polutions des aquifères par les nitrates. Compte rendu du colloque international sur l'hydrologie isotopique et la mise en valeur des ressources en eau, Vienne, Autriche.

Mariotti, A. 1986. La dénitrification dans les eaux souterraines, principes et méthodes de son identification : une revue. Journal of Hydrology. 88: 1-23.

Mariotti, A. 1994. Dénitrification in situ dans les eaux souterraines, processus naturels ou provoqués : une revue. Hydrogéologie. 3: 43-68.

Mariotti, A., Germon, J.-C., Hubert, P., Kaiser, P., Letolle, R., Tardieux, A. et Tardieux, P. 1981. Experimental determination of kinetic isotope fractionnation: some principles; illustration for the denitrification and nitrification processes. Plant soil. 62: 413-430.

Martin, G. 1979. Le problème de l'azote dans les eaux. Technique et documentation ed., 279 pp.

Mérot, P., Ezzahar, B., Walter, C. et Aurousseau, P. 1995. Mapping waterlogging of soils using digital terrain models. Hydrological Processes. 9: 27-34.

Mérot, P., Squividant, H., Aurousseau, P., Hefting, M., Burt, T., Maitre, V., Kruk, M., Butturini, A., Thenail, C. et Viaud, V. 2003. Testing a climato-topographic index for predicting wetlands distribution along an European climate gradient. Ecological Modelling. 3221: 1-21.

Michelin, J. 2001. Dénitrification naturelle en Champagne crayeuse : rôle des zones humides. Approche à l'échelle d'un petit bassin versant. Thèse de l'Institut national agronomique de Paris-Grignon, 99 pp.

Bibliographie

194

Mitsch, W. J. et Gosselink, J. G. 1993a. Biogeochemistry of wetlands. In Wetlands. Van Nostrand Reinhold Company, New York, USA, 114-163.

Mitsch, W. J. et Gosselink, J. G. 1993b. Wetlands. Van Nostrand Reinhold Company, New York, USA, 722 pp.

Moneron, C. 1999. Processus biogéochimiques et transfert de nutriments à l'interface eau-milieu riverain application au cours amont de l'Essone. Thèse de l'Ecole nationale des ponts et chaussées, 326 pp.

Moore, P. A., Reddy, K. R. et Graetz, D. A. 1992. Nutrient transformations in sediments as influenced by oxygen supply. Journal of Environmental Quality. 21(3): 387-393.

Nakajima, M., Hayamizu, T. et Nishimura, H. 1984. Effect of oxygen concentration on the rates of denitratification and denitritification in the sediments of an eutrophic lake. Water Research. 18: 335-338.

Nash, J. E. et Sutcliffe, J. V. 1970. River flow forecasting through conceptual models, Part I - A discussion of principles. Journal of Hydrology. 10(3): 282-290.

Nicoullaud, B., Couturier, A., Beaudoin, N., Parnaudeau, V., Mary, B., Coutadeur, C. et King, D. 2004. Modélisation spatiale à l'échelle parcellaire des effets de la variabilité des sols et des pratiques culturales sur la pollution nitrique agricole. In P. Monestiez, S. Lardon et B. Seguin (Eds.). Organisation spatiale des activités agricoles et processus environnementaux. INRA Editions, 143-161.

Nydahl, F. 1976. On the optimum conditions for the reduction analysis of nitrate to nitrite by cadmium. Talanta. 23: 349-357.

Olsen, R. J. 1980. Phosphate interference in the cadmium reduction analysis of nitrate. Limnology and Oceanography. 25(4): 758-760.

Paynes, W. J. 1981. Denitrification. New York.

Paynes, W. J. 1985. Diversity of denitrifiers and their enzymes. In H. L. Golterman (Ed.) Denitrification in the nitrogen cycle. Plenum Press, New York, 47-65.

Peterjohn, W. T. et Correll, D. L. 1984. Nutrient dynamics in an agricultural watershed: observations on the role of a riparian forest. Ecology. 65(5): 1466-1475.

Pichinoty, F. 1973. La réduction bactérienne des composés oxygénés minéraux de l'azote. Bulletin de l'Institut Pasteur (Paris). 71: 317-395.

195

Pinay, G. 1986. Relations sol-nappe dans les bois riverains de la Garonne : étude de la dénitrification. Thèse de l'Université Claude Bernard, Lyon, 198 pp.

Pinay, G. et Decamps, H. 1988. The role of riparian woods in regulating nitrogen fluxes between the alluvial aquifer and surfae water : a conceptual model. Regulated Rivers. 2: 507-516.

Pinay, G., Ruffinoni, C. et Fabre, A. 1995. Nitrogen cycling in two riparian forest soils under different geomorphic conditions. Biogeochemistry. 30: 9-29.

(PNRZH), P. N. d. R. p. l. z. h. 2005. Cahier thématique : Caractérisation des zones humides. Paris, 69 pp.

Prosser, J. I. 1989. Autotrophic nitrification in bacteria. Advances in Microbial Physiology. 30: 125-181.

Reddy, K. R. et D'Angelo, E. M. 1994. Soil processes regulating water quality in wetlands. In W. J. Mitsch (Ed.) Global Wetlands : Old World and New. Elsevier Science, 309-324.

Reddy, K. R., Patrick, W. H. et Lindau, C. W. 1989. Nitrification-denitrification at the plant root-sediment interface in wetlands. Limnology and Oceanography. 34(6): 1004-1013.

Rhode, A. et Seibert, J. 1999. Wetland occurence in relation to topography : a test of topographic indices as moisture indicators. Agricultural and Forest Meteorology. 98/99: 325-340.

Rouessac, F. 1992. Analyse chimique. In Généralités sur la méthode. Masson, 55-69.

Ruffinoni, C. 1994. Rôle des ripisylves dans la réduction des pollutions azotées diffuses en milieu fluvial. Thèse de l'Université de Paul Sabatier, 158 pp.

Ryden, J. C., Bull, P. R. et Garwood, E. A. 1984. Nitrate leaching from grassland. Nature. 311: 50-53.

Schnabel, R. R. et Stout, W. L. 1994. Denitrification loss from two Pennsylvania floodplain soils. Journal of Environmental Quality. 23(2): 344-348.

Sebilo, M. 2003. Utilisation du traçage isotopique naturel pour caractériser et quantifier les processus de nitrification et de dénitrification à l'échelle du réseau hydrographique de la Seine. Thèse de l'Université Pierre et Marie Curie, 128 pp.

Bibliographie

196

Sebilo, M., Billen, G., Grably, M., Bleuse, N., Bardoux, G. et Mariotti, A. 2001. Caractérisation et quantification du processus de dénitrification riparienne à l'échelle d'un basin versant : Cas du grand Morin. Rapport d'activité du PIREN-Seine. 14 pp.

Sebilo, M., Billen, G., Mayer, B., Billiou, D., Grably, M., Garnier, J. et Mariotti, A. 2006. Assessing nitrification and denitrification in the Seine river and estuary using chemical and isotopic techniques. Ecosystems. 9(4): 564-577.

Seitzinger, S. P. 1988. Denitrification in freshwater and coastal marine ecosystems : Ecological and geochemical significance. Limnology and Oceanography. 33(4): 702-724.

Servan, J. 1980. Typologie, bilan, problématique des espaces naturels. Ministère de l'Environnement Direction de la Qualité de la Vie-OPIE-MNHN, 91 pp.

Sigg, L., Behra, P. et Stumm, W. 2001. Chimie des milieux aquatiques : chimie des eaux naturelles et des interfaces dans l'environnement.

Smid, A. E. et Beauchamp, E. G. 1976. Effects of temperature and organic matter on denitrification in soil. Canadian Journal of Soil Science. 56: 385-391.

Smith, C. J. et Delaune, R. D. 1983. Nitrogen loss from freshwater and saline estuarine sediments. Journal of Environmental Quality. 12(4): 514-518.

Smith, M. S. 1982. Dissimilatory reduction of NO2- to NH4

+ and N2O by a soil Citrobacter sp. Applied and environmental Microbiology. 43(4): 854-860.

Suzuki, I., Dular, U. et Kwok, S. C. 1974. Ammonia or ammonium ion as substrate for oxidation by Nitrosomonas europeae cells and extracts. Journal of Bacteriology. 120(1): 556-558.

Suzuki, T., Nissanka, W. G. A. et Kurihara, Y. 1989. Amplification of total dry matter, nitrogen and phosphorus removal from stands of phragmites australis by harvesting and reharvesting regenerated shoots. In D. A. Hammer (Ed.) Constructed wetlands for wastewater treatment : minicipal, industrial and agricultural. Lewis publishers, 531-535.

Tajjar, M. H. 1993. Modélisation de l'hydrodynamique des échanges nappe-rivière, simulation d'une lâchure expérimentale en Seine en période d'étiage. Thèse de l'Ecole Nationale Supérieure des Mines de Paris, 174 pp.

Teles, V. 1995. Approche de la dénitrification à l'interface craie-alluvions (plaine alluviale de Romilly/Seine). Mémoire de DEA de l'Université Pierre et Marie Curie, 54 pp.

Tremolières, M., Carbiener, D., Carbiener, R., Eglin, I., Robach, F., Sanchez-Perez, M., Schnitzler, A. et Weiss, D. 1991. Zones inondables, végétation et qualité des eaux en milieu

197

alluvial Rhénan : l'île de Rhinau, un site de recherches intégrées. Bulletin d'Ecologie. 22(3-4): 317-336.

Trevor, J. T. 1985. The influence of oxygen concentrations on denitrification in soils. Applied Micobiology and Biotechnology. 23: 152-155.

Turner, R. K. 1992. Défaillances des politiques dans la gestion des zones humides. In OCDE (Ed.) Les défaillances du marché et des gouvernements dans la gestion de l'environnement. Les zones humides et les forêts. Paris, 9-47.

Van Cleemput, O., Patrick, W. H. J. et Mc Ilhenny, R. C. 1975. Formation of chemical and biological denitrification end products in flooded soil at controllled pH and redox potential. Soil Biology and Biochemistry. 7: 329-332.

Van Kesel, J. F. 1977. Factors affecting the denitrification rate in two water-sediment systems. Water Research. 11: 259-267.

Viavattene, C. 2006. Exploitation socio-économique de la modélisation souterraine du transfert des nitrates à l'échelle du bassin de la Seine. Thèse de l'Ecole Nationale Supérieure des Mines de Paris, 309 pp.

Ward, R. C. 1982. The fountains of the deep and the windows of heaven : perplexity and progress in explaining the response of rivers to precipitation. University of Hull press, 32 pp.

Warwick, J. et Hill, A. R. 1988. Nitrate depletion in the riparian zone of a small woodland stream. Hydrobiologia. 157(3): 231-240.

Weng, P. 2000. Fonctionnement hydrologique d'une zone humide alluviale, relations avec l'aquifère sous-jacent et les rivières. Exemple de la Seine moyenne. Thèse de l'Université Pierre et Marie Curie, 202 pp.

Weston, N., Carini, S., Giblin, A., Banta, G., Hopkinson, C. et Tucker, J. 1996. Estimating denitrification in sediments of the Parker River estuary, Massachusetts. Biological Bulletin. 191(2): 334-335.

White, D. S. et Howes, B. L. 1994. Long-term 15N-nitrogen retention in the vegetated sediments of a New England salt marsh. Limnology and Oceanography. 39(8): 1878-1892.

Zhang, W. et Montgomery, D. R. 1994. Digital elevation model grid size, landscape representation and hydrologic simulations. Water Resources research. 30(4): 1019-1028.

199

Annexe 1 : Calcul du débit du Beauregard (25/03/2005)

La Figure 96 présente une coupe de la section transversale choisie. Nous avons réalisé cinq

profils verticaux de vitesse sur cette section. Chaque profil vertical est réalisé en mesurant, au moyen

du micromoulinet, la vitesse à différentes profondeurs. Les vitesses sont alors intégrées sur chaque

profil vertical (Figure 96) puis sur l’ensemble de la section (Figure 97) pour calculer le débit.

Figure 96 : (à gauche) coupe transversale de la rivière et positionnement des profils verticaux de vitesse ; (à droite) profil vertical de vitesse.

Figure 97 : Intégration des vitesses sur la largeur du cours d’eau.

201

Annexe 2 : Calcul de la balance ionique


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209

Annexe 3 : Principe de l'ACP et règles d'interprétation

1. Principe de l’ACP

Dans notre étude, on dispose de plusieurs variables explicatives (paramètres géochimiques,

géomorphologiques…) pour les taux de rétention calculés à l’amont de chaque station RNB

(individus). L'étude séparée de chacune de ces variables donne quelques informations mais est

insuffisante car elle laisse de côté les liaisons entre elles. L’utilisation de la statistique multifactorielle

permet d'analyser les données dans leur ensemble, en prenant en compte toutes les variables.

« L’ACP (Analyse en Composante Principale) est la méthode d'analyse factorielle la plus

utilisée. Cette méthode d’analyse consiste à calculer un nombre réduit de nouvelles dimensions, qui

sont des combinaisons linéaires des dimensions originelles des données. Ces nouvelles dimensions

sont non corrélées (i.e. indépendantes) et expriment le maximum de variance des données. Les

nouveaux axes sont les vecteurs propres, ordonnés par valeurs propres décroissantes, de la matrice de

covariance des données. Autrement dit ce sont les principaux axes de dispersion du nuage de données

classés en ordre d'importance décroissante. Les valeurs propres correspondantes indiquent la part de

variance exprimée par chaque axe. Les premiers axes rendent donc généralement compte de la plus

grande partie de la variance. Les composantes principales sont les nouvelles valeurs des données sur

chaque axe ainsi obtenu. Cette méthode peut jouer un double rôle de compression des données et

d'outil d'exploration dans des domaines fortement multidimensionnels. En effet les axes principaux

ainsi calculés permettent à la fois une réduction des données et une interprétation plus facile du

domaine traité, car les nouvelles dimensions sont souvent très significatives » (Delichère et Memmi,

2002).

L'ACP permet donc de :

• visualiser et analyser rapidement les corrélations entre les variables,

• visualiser et analyser les observations initialement décrites par les variables sur un graphique à

deux ou trois dimensions,

• construire un ensemble de facteurs non corrélés qui peuvent ensuite être réutilisés par d'autres

méthodes (par exemple la régression linéaire multiple).

La principale limite de l'ACP vient du fait que c'est une méthode de projection, et que la perte

d'information induite par la projection peut entraîner des interprétations erronées.

Annexe 3 : Principe de l'ACP et règles d'interprétation

210

2. Quelques règles d’interprétation

2.1 La matrice de corrélation

La matrice de corrélation fournit déjà quelques informations concernant les relations existant

entre les variables. Plus le coefficient de corrélation entre 2 variables est proche de 1 et plus ces

variables seront corrélées. Cette première analyse permet donc de déterminer les variables redondantes

(celles qui ont un coefficient de corrélation égal à 1).

2.2 L’étude des valeurs propres

La somme des valeurs propres, dans une analyse normée, est égale aux nombres de variables,

la valeur propre moyenne est donc égale à 1. On s’intéressera, en général, aux axes ayant des valeurs

propres nettement supérieures à la moyenne. Si les données sont fortement structurées, la décroissance

des valeurs propres sera irrégulière, dans le cas contraire (décroissance des valeurs propres régulière),

l’analyse factorielle ne donnera pas de résultats très intéressants.

Les pourcentages de variance des axes représentent la part de variance totale expliquée par

chaque axe. La somme des pourcentages de variance est donc égale à 100 %. Dans le cas idéal, les

deux premières valeurs propres correspondent à un pourcentage élevé de la variabilité et la

représentation graphique des variables sur les deux premiers axes est alors satisfaisante. Dans le cas où

les axes 2 et 3 ont des pourcentages de variance très proches, il est nécessaire de réaliser à la fois une

représentation graphique sur les axes 1 et 2 et sur les axes 1 et 3. Pour réaliser cette analyse des

pourcentages de variances, il faut tenir compte du nombre de variables et d’individus. Un pourcentage

de variance égal à 10 % est faible si l’ACP a été réalisée sur une dizaine de variables, par contre il est

important si le nombre de variables est égal à 100. Dans le cas où des variables sont redondantes, le

nombre de facteurs sera réduit. Le nombre de dimensions « utiles » est détecté par cette méthode

d’analyse.

2.3 Le cercle des corrélations Le cercle des corrélations correspond à la projection des variables sur les axes principaux qui

correspondent en général aux deux premières valeurs propres. Lorsque les variables sont proches du

centre du graphique, il n’est pas possible de les interpréter. Dans un pareil cas, il faut soit se référer à

la matrice des corrélations, soit à une représentation graphique sur d’autres axes pour interpréter les

résultats. Par contre si les variables sont loin du centre du graphique, il est possible de les interpréter

en fonction de l’angle alpha que les vecteurs des variables forment entre eux :

211

- si deux variables sont proches l’une de l’autre elles sont significativement corrélées (α proche de

0° et r proche de 1)

- si deux variables sont symétriquement opposées par rapport au centre du graphique, elles sont

significativement anti-corrélées (α proche de 180° et r proche de -1)

- si deux variables sont orthogonales l’une par rapport à l’autre, elles sont significativement

indépendantes (α proche de 90° et r proche de 0)

Le cercle des corrélations est également utile pour interpréter la signification des axes. Des variables

fortement corrélées à un axe vont contribuer à la définition de cet axe. On peut alors interpréter les

composantes principales en fonction des regroupements de certaines variables et de l’opposition avec

d’autres. La table des cosinus permet de vérifier qu’une variable est fortement liée à un axe : plus le

cosinus (en valeur absolu) est élevé et plus la variable est liée à l’axe.

2.4 Le graphique des points individus : La représentation des points individus sur les plans factoriels permet d’apprécier leur

répartition et de repérer les zones de densité plus ou moins forte.

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