Annexe 11 - CONCENTRATIONS MAXIMALES CONNUES EN ÉLÉMENTS TOXIQUES ET INDÉSIRABLES D'ORIGINE NATURELLE DANS LES EAUX SOUTERRAINES EN FRANCE (g/l)
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Élément |
Concentration observée |
Norme de potabilisation * |
Contexte géologique |
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Aluminium |
200 |
200 |
(non précisé) |
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Antimoine |
27 |
5 (eau potable) |
Sédimentaire (grès +calcaire) |
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Arsenic |
6 223 |
10 - 100 |
Calcaire, Haut-Rhin |
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Cadmium |
0,06 |
1 - 5 |
Karst, Hérault |
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Chrome |
50 |
50 |
Molasse (grès + argile), Artois -Picardie |
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Mercure |
0,06 |
0,5-1 |
Moi-pliocèce.- Landes |
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Nickel |
100 |
20 (eau potable) |
Craie, Picardie, Gard |
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Plomb |
1 |
10-50 |
Schiste |
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Sélénium |
60 |
10 |
Calcaire, Vienne et Est du bassin parisien |
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Baryum |
1 600 |
- |
Grès, Ardèche |
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Bore |
350 000 |
1000 |
(Non précisé) |
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Cuivre |
24 |
20-1000 |
Calcaire |
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Fer |
12 840 |
100- 1000 |
Sable aptien (argile sur calcaire), Aube |
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Fluor |
12 000 |
700-1 700 |
Calcaire compact |
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Manganèse |
1 328 |
50-1000 |
Sable aptien., Aube |
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Phosphore |
150 |
400-700 |
Craie, Artois-Picardie |
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Zinc |
2 160 |
500-5 000 |
Alluvions, Alsace |
* normes de potabilisation ou d'eau potable (décret 20/12/01)
Source : Audition BRGM
Annexe 12 - LES MÉCANISMES DE TRANSFERT DES POLLUANTS DANS LES EAUX SOUTERRAINES
La couche du sol non saturé
(chargé d'air) est un filtre imparfait qui laisse passer les polluants.
Les transferts de polluants dans les eaux souterraines se déroulent
selon trois processus : physique, chimique et biologique.
1. Les transferts physiques
L'eau se déplace par gravité en s'infiltrant par la porosité du sol et/ou en suivant les pentes d'écoulement préférentiel. La convection correspond au transfert vers les profondeurs ; la dispersion correspond à la diffusion de l'eau dans des voies plus ou moins horizontales.
Le sol est divisé en plusieurs couches ou horizons successifs. La couche superficielle, végétale, de faible épaisseur (50 cm-1 m), est le lieu des échanges biologiques (voir ci-après). Les couches intermédiaires présentent des mélanges de matières (terre, argile, graviers...), de liquide et d'air. Dès lors qu'il y a une présence d'air, le sol est appelé « non saturé ». Un sol non saturé est un sol où il y a de l'air. L'épaisseur de cette couche de sol est très variable, de quelques mètres dans les plaines alluviales, jusqu'à plus de 100 m dans les zones karstiques.
Le temps de transfert va dépendre de deux facteurs principaux : les caractéristiques du sol et son humidité.
- Les caractéristiques du sol , c'est-à-dire sa composition (proportion de sable, argile, gravier), sa perméabilité (la perméabilité entre un sable et un argile imperméable varie de 1 à 100 000), mais aussi son homogénéité. Un sol homogène (sable par exemple) présente une même porosité (macro porosité et micro porosité) et par conséquent un temps de transfert unique. Un sol hétérogène avec des fissures (comme le karst qui est l'aquifère le plus hétérogène du point de vue hydrodynamique), entraîne des vitesses d'écoulement très variables : la vitesse d'écoulement dans le sable est de l'ordre de un an pour 200 mètres, tandis que des fissures dans un sol karstique, calcaire ou volcanique, peuvent accélérer les vitesses, de 15 mn à 20 jours pour 200 mètres. L'écoulement peut être aussi rapide que celui d'une rivière. Les vitesses d'écoulement sont toujours beaucoup plus lentes que les réponses des nappes à un changement de pression (ex. orage) qui se transmettent beaucoup plus vite.
Il existe une très grande variation spatiale entre les types de sols, et sur un même type de sols, quand le sol est hétérogène, entre parcelles. Mais il faut relativiser l'importance de ce premier facteur qui paraît, à l'observation, beaucoup moins important que le second : l'humidité des sols.
- L'humidité des sols. A sols comparables, plus le sol est humide et plus le temps de transfert est rapide. L'eau circule d'autant plus vite et facilement qu'il existe de l'eau au départ. Ce facteur, connu sous le nom de conductivité hydrique, est plus important que la variabilité des caractéristiques pédologiques (la composition du sol). L'étude a été effectuée sur les nitrates : les variations de drainage dépendent à 10% seulement des variations des sols, mais à 25 % des quantités d'azote (d'engrais) apportées en surface, et à 40 % de la variabilité climatique. Des pluies intenses sur un sol humide peuvent majorer les transferts de nitrates de 40 % par rapport à une situation sèche (Michel VAUCLIN - Modélisation des transferts d'eau - Résultats d'une recherche interdisciplinaire CNRS-INRA - septembre 2000).
Compte tenu de cette grande variabilité, il n'y a pas de temps-type de transfert, mais seulement des échelles de temps. A polluant égal (nitrates, pesticides, métaux lourds), le temps de transfert est donc variable entre les sols et l'épaisseur du sol non saturée : très rapide dans les sols karstiques, de l'ordre de 1 jour à 1 an, moins rapide dans les plaines alluviales, de l'ordre de 1 mois à 5 ans, encore plus long dans la craie et les sols granitiques du socle, de l'ordre de 1 an à 1 000 ans.
Il y a bien sûr une interaction entre
caractéristiques du sol et humidité. Des polluants peuvent
être « emprisonnés » dans des parties du sol
imperméables puis libérées par de fortes charges
hydrauliques.
2. Les transferts chimiques
Au cours de leur parcours dans le sol, les molécules peuvent subir diverses transformations chimiques, dont les deux principales sont d'une part la dissolution (le polluant se dissout dans l'eau - cas des hydrocarbures par exemple) ou son contraire, la précipitation (le polluant se minéralise, se fixe dans le sol) et d'autre part l'oxydoréduction. Sous certaines conditions (rareté de l'oxygène au fur et à mesure de la descente dans le sol), les polluants peuvent s'oxyder, c'est-à-dire s'unir avec l'oxygène. Le cas le plus connu est l'ammonium, présent dans les engrais qui, au contact avec l'oxygène et des bactéries, se transforme en nitrates (NO 3 ). Le phénomène inverse peut se produire dans le processus de dénitrification : les atomes d'oxygène disparaissent, de telle sorte qu'il n'existe plus que l'azote gazeux (voir annexe sur la dénitrification naturelle).
Les nitrates, une fois formés, sont transportés par pure gravité, n'ont aucune interaction avec les solides et suivent le même parcours que l'eau d'infiltration. En d'autres termes, les nitrates coulent dans le sol comme l'eau.
La présence de fer et de soufre peut également
transformer les molécules (et conduire par exemple à une
dénitrification chimique).
3. La biotransformation
Contrairement au processus précédent, abiotique, la transformation biologique implique l'action de bactéries et de micro-organismes vivants. Deux phénomènes peuvent être distingués :
- La biodégradation
La plupart des molécules chimiques apportées au sol en agriculture soit sont absorbées par les systèmes racinaires des plantes (c'est même leur objectif), soit sont biodégradables et disparaissent sous l'action des bactéries. L'étude de cette dégradation est même une des conditions de mise sur le marché des produits phytosanitaires. Le premier filtre biologique est bien celui du sol et des plantes. Tout ce qui échappe au système racinaire et à la biodégradation se retrouve tôt ou tard dans les nappes souterraines. Cette phase a lieu dans la première couche superficielle du sol, qui regorge de bactéries : 1 cm 3 de terre contient de 1 à 10 milliards de bactéries.
L'un des processus connu de biodégradation concerne la dénitrification biologique des nitrates (voir annexe ), qui peuvent se dégrader sous certaines conditions, notamment en cas de réfaction de l'oxygène : les bactéries consomment l'oxygène présent dans les molécules des nitrates qui les retransforment en azote gazeux inerte (N 2 ).
Un excès d'apport ou des études incomplètes (l'industrie chimique produit plus de molécules que les biologistes ne sont capables d'analyser) peut cependant entraîner des pollutions et la persistance de molécules potentiellement polluantes pour la ressource en eau.
Le processus microbien est le premier mode de dégradation, mais il se raréfie au fur et à mesure que l'on descend dans le sol, car les bactéries, chiffrées par milliards dans la première couche superficielle, sont de moins en moins nombreuses. Un deuxième phénomène intervient alors : le transport colloïdal.
- Le transport colloïdal
Si certaines bactéries ont un rôle de destruction des molécules chimiques, d'autres ont un rôle de transporteur. Certaines molécules chimiques ou minérales (métaux lourds) ont la faculté de se fixer aux bactéries de très petite taille. Les molécules dont la taille est inférieure à celle des argiles (de l'ordre de 2 microns) peuvent être ainsi transportées et transférées au travers de couches de sol imperméable, et rejoindre la nappe captive. Les virus (de l'ordre de 1/100 e , voire 1/1000 e de micron) peuvent ainsi contaminer les eaux souterraines.
Les pesticides et les métaux lourds présentent cette caractéristique de se fixer sur des bactéries. Le temps de transfert dans les couches profondes est donc beaucoup plus long que celui des nitrates, qui coulent comme l'eau. Mais les pollutions qui s'ensuivent sont aussi beaucoup plus durables.
Il n'y a pas de temps-type de transfert, mais seulement des échelles de temps. A sol égal, le temps de transfert des nitrates sera plus court que celui des pesticides, qui sera lui-même plus court que celui des métaux lourds.