La modélisation utilisée est en pratique un couplage entre un modèle agronomique, un modèle de transferts en zone non saturée, et un modèle de nappe, avec dans certains cas un couplage nappe-rivière nécessitant un modèle d’hydraulique superficielle.
Compte tenu des budgets souvent limités, un certain nombre de simplifications sont nécessaires pour aboutir à un résultat opérationnel rapide mais robuste, intégrant en particulier une connaissance toujours imparfaite de certains facteurs.
Dans un premier temps, le signal d’entrée de l’azote en nappe, calculé à partir de logiciels racinaires spécifiques tels que STICS ou Agriflux, est transformé en un signal annuel ou mensuel, pour adaptation aux échelles de modélisation recherchées, qui peuvent être de plus de 100 ans.
La prise en compte du temps de transfert en zone non saturée nécessite également une adaptation de la méthodologie de calcul de la vulnérabilité intrinsèque BRGM, avec un passage à une carte de vulnérabilité en temps de transfert exprimés en années. On notera que ce type de carte est plus directement lisible pour les usagers de la nappe, et exprime aussi bien la vulnérabilité recherchée. Elle évite aussi l’utilisation de pondérations, toujours sujettes à caution pour les utilisateurs de la nappe, les agriculteurs en particulier.
Enfin, le calage du modèle hydrodynamique en régime transitoire est fait au pas de temps mensuel, indispensable pour une bonne approche de l’alimentation de nappe et de ses variations saisonnières, mais peut être suivi par un passage à un modèle dispersif au pas de temps annuel. Le pas de temps annuel, une fois le modèle calé en mensuel, permet de simuler les évolutions de teneurs en nitrates depuis 50 ans et pour les 50 ans à venir, dans un contexte de nappes à temps de transfert en zone non saturée importants (supérieur à 50 ans dans certains cas).
[Photo : Figure 1 : Modélisation conceptuelle du transfert des nitrates.]
Élément important dans le cadre de la mise en place du plan d’action sur le bassin, et en termes de simulation de scénarii d’améliorations de ces baisses d’intrants azotés.
Description de la méthodologie
À ce jour, les mécanismes et les vitesses de transport des nitrates depuis le sol, au sein de la « zone non saturée » et de la « zone saturée » sont encore mal connus de manière générale et donc aussi à l’échelle régionale de la nappe.
La modélisation est en pratique un couplage entre un modèle agronomique, un modèle de transfert en zone non saturée, et un modèle de nappe, avec dans certains cas un couplage nappe-rivière nécessitant un modèle hydraulique superficiel. La figure 1 montre la méthodologie utilisée par Safege.
Pour arriver à un résultat opérationnel tenant compte de budgets souvent limités des études demandées par les collectivités, un certain nombre de simplifications se sont avérées nécessaires et pertinentes au cours des nombreuses études menées, pour aboutir à un résultat rapide mais robuste, intégrant en particulier une connaissance toujours imparfaite de certains facteurs.
Les principaux éléments de la méthodologie utilisée par Safege sont présentés dans les paragraphes suivants.
Prise en compte de la zone racinaire
Le signal d’entrée de l’azote en nappe peut être calculé à partir de logiciels spécifiques tels que STICS ou Agriflux. Les données nécessaires à ce type de calcul sont résumées ci-dessous :
- • Nature et épaisseur des sols à l’échelle de la parcelle ;
- • Évolution de l’assolement, des rendements et des fertilisations associés à chaque grande période ;
- • Pluviométrie et évaporation potentielle locale au pas de temps journalier.
L’application de ces modèles se heurte souvent au manque de données. Il est encore possible d’acquérir des profils pédologiques ainsi que les données climatologiques nécessaires, mais il est impossible de disposer des pratiques de fertilisation fiables à la parcelle, et encore moins de leur évolution historique.
Les renseignements concernant la nature et l’épaisseur des sols peuvent être obtenus après analyse de la carte pédologique couvrant le secteur d’étude. En l’absence de celle-ci, ou pour disposer de données précises à l’échelle de la parcelle, il est souhaitable de faire une étude pédologique à base de sondages afin d’identifier les différents types de sol du secteur d’étude et de cartographier leur répartition spatiale.
Pour simuler l’évolution des intrants azotés effectués sur un bassin-versant depuis les années 60 (date d’intensification des fertilisations), il est nécessaire de procéder à des simplifications et en particulier de recréer un ou plusieurs historiques types de ces pratiques agricoles associées à des fertilisations sur le bassin d’alimentation et d’évaluer leur impact en termes d’excédents azotés.
Les renseignements concernant les pratiques agricoles et leur évolution sont classiquement obtenus par analyse des différents RGA disponibles, et éventuellement par une enquête auprès des agriculteurs du bassin. En pratique, les données extraites peuvent amener à une correction, notamment pour les fertilisations.
Les pratiques sur les zones céréalières du bassin parisien, par exemple, évoluent depuis les années 60 selon un schéma maintenant assez bien connu et considéré comme homogène. L’historique suivant est souvent retenu en mg/l de nitrates dans la recharge de nappe :
- • 1960-1965 : 25 mg/l, agriculture sans fertilisation minérale ;
- • 1965-1975 : 80 mg/l, début de la fertilisation intensive des années 70 ;
- • 1975-1985 : 120 mg/l, fertilisation intensive ;
- • 1985-2007 : décroissance progressive de 100 à 60 mg/l due à la mise en œuvre progressive des plans d’actions « directive nitrates ».
Ce scénario d’évolution des intrants azotés est beaucoup plus représentatif des pratiques réelles, qu’un apport moyen constant lissé sur toute la période de calage, comme cela avait été considéré dans des travaux antérieurs.
Les calculs sont effectués en 1D vertical et doivent être spatialisés en fonction des variations de type d’assolement ou de type de sol (les deux étant liés).
Les concentrations sont calculées au pas de temps journalier puis transformées au pas de temps mensuel ou annuel en fonction du pas de temps utilisé par le modèle en zone saturée (voir ci-après).
Il est possible de comparer le signal ainsi calculé avec les profils de sol en considérant une vitesse de migration verticale. La figure suivante montre un exemple obtenu sur le champ captant d’Houlle et Moulle (62). En considérant une vitesse moyenne de 0,5 m/an, mesurée par analyse tritium d’un profil de ZNS, on observe une bonne adéquation entre le signal calculé par Agriflux et les concentrations en nitrates mesurées dans la zone non saturée. En l’absence de mesure directe de la vitesse de migration verticale, celle-ci peut être approchée par calage en faisant coïncider les principaux pics différenciés.
Classiquement, pour les simulations prospectives, on peut considérer trois types de scénarii de pratiques de fertilisation :
- - Scénario 1 : poursuite des pratiques actuelles (50-60 mg/l en moyenne selon les secteurs),
- - Scénario 2 : poursuite de l’amélioration des pratiques jusqu’à une valeur seuil de 40 mg/l, cette valeur est en général retenue
[Photo : Figure 2 : Comparaison des profils de sol mesurés avec les concentrations calculées par le modèle Agriflux (Champ captant d’Houlle et Moulle 62).]
comme incompressible pour des zones de grandes cultures.
- Scénario 3 : arrêt de l’activité agricole sur le bassin (retour à une recharge naturelle sans intrant azoté anthropique soit 20 mg/l). Ce dernier scénario, en grande partie théorique à l'exception de surfaces réduites (périmètres de protection de sources d'eaux minérales en particulier), permet d'illustrer la réactivité du bassin au changement de pratiques.
Le signal « intrants azotés » est, comme dans la réalité, fonction des pluviométries efficaces. Ainsi, les années à forte pluviométrie annuelle correspondent aux années à plus fortes recharges et aux années de plus forts relargages d'intrants azotés en nappe dus aux lessivages hivernaux sur sols nus en particulier. Le signal (figure 3) est issu de calculs au moyen du logiciel Agriflux au pas de temps journalier et agrégés au pas de temps annuel pour prise en compte dans Modflow. Les trois scénarii précédemment décrits y sont illustrés.
Les intrants azotés sont injectés dans le modèle dispersif via la recharge pluviométrique, simulant ainsi le lessivage des excédents azotés en nappe après prise en compte d’un temps de transfert (voir paragraphe suivant). On notera que ce lessivage s’effectue bien en période hivernale post-culture, où les terres sont nues et les excédents d’azote non consommés présents dans le sol. La mise en place de CIPAN (cultures intermédiaires pièges à nitrates) en développement peut être prise en compte au niveau de la modélisation, par réduction des excédents azotés lessivables dans les recharges.
Prise en compte de la zone non saturée infra racinaire
La zone non saturée dans les études AAC ou BAC est prise en compte par l’intermédiaire de la cartographie de vulnérabilité intrinsèque de l’aquifère. Il s’agit en grande partie du degré de protection généré par les formations superficielles à l’aquifère du bassin.
L’élaboration de la vulnérabilité intrinsèque obéit à une méthodologie élaborée par le BRGM dans un guide publié en 2008 à la demande des Agences de l’eau. Cette méthodologie assez souple prend en compte les paramètres principaux, fonction du type d’aquifère (poreux simple, alluvial, fissuré, karstique, etc.). On peut citer comme principaux paramètres sans entrer dans les détails : l’épaisseur de zone non saturée ou la surface piézométrique, la pédologie, les formations superficielles de recouvrement et leur perméabilité, la fracturation, la pente sur le bassin.
Une assez grande latitude est laissée à l'hydrogéologue pour déterminer l'importance des paramètres et proposer les pondérations nécessaires à une cartographie multicritère de la vulnérabilité intrinsèque. Cette latitude est intéressante dans l’absolu, car elle laisse à l'hydrogéologue toute son expertise dans l’élaboration personnalisée au bassin de la vulnérabilité.
En contrepartie, la pondération est un élément de trouble pour les comités de pilotage et les utilisateurs du bassin d’alimentation étudié. En effet, il est notoire que la pondération retenue influe sur le résultat de la carte de vulnérabilité. Cela ouvre alors un élément de subjectivité propice aux critiques des utilisateurs du bassin, les agriculteurs en particulier.
Au cours du temps est donc apparue la nécessité de proposer une approche de la vulnérabilité intrinsèque de nappe plus objective. Nous avons ainsi été amenés à proposer la réalisation de cartes de vulnérabilité en temps de transfert en zone non saturée.
La traversée de la zone non saturée (ZNS) a un « effet retardateur » sur l’arrivée en nappe des flux d’azote, considérés conservatifs. Ce déphasage entre l’apport en surface et l'arrivée jusqu’à la surface piézométrique est directement lié à l’épaisseur de la zone non saturée et aux vitesses de transfert vertical au travers de cette ZNS et donc de la lithologie de ces formations de recouvrement.
À partir des données géologiques relatives…
[Photo : Figure 3 : Schéma simplifié des transferts sol/nappe – signal agricole_20 mg / signal agricole_40 mg / signal agricole_60 mg.]
[Photo : Spatialisation des intrants - Carte des temps de transfert (champs captant de Lille sud)]
À la nature du recouvrement et aux données piézométriques, une évaluation des temps d’arrivée à la nappe peut être réalisée à l’échelle du bassin.
L’épaisseur de la zone non saturée est classiquement calculée par différence entre la topographie du sol (altitude de la surface du bassin) et de la piézométrie de la nappe à un instant t. Bien que les fluctuations de la nappe – et donc de l’épaisseur de la zone non saturée – soient importantes (plusieurs mètres d’amplitude en tête de bassin), il est nécessaire, pour des commodités de calcul, de ne considérer qu’une seule carte de ZNS. Celle-ci est établie à partir d’une piézométrie de référence qui peut correspondre à une situation de moyennes eaux pour un cas général ou à une situation de hautes eaux si l’on se place d’un point de vue plus défavorable.
L’autre paramètre intervenant dans le calcul du déphasage est la vitesse de transfert vertical, qui va être fonction de la lithologie des formations désaturées et de leurs degrés de fissuration.
Dans la mesure du possible, les données d’épaisseur et de lithologie disponibles en banque du sous-sol (BSS) permettent de déterminer, en fonction de la succession lithologique, la vitesse moyenne de percolation dans la ZNS.
De nombreuses études ont été réalisées dans la craie du bassin parisien. Ainsi, des valeurs de 0,3 à 0,8 m/an sont rapportées pour le transfert des nitrates dans la craie de Champagne (Séguin, 1986 ; Chiesi, 1993 ; Ballif et Muller, 1993).
Les vitesses de transfert vertical peuvent atteindre 1 m/an dans ces environnements (Brossier et al., 1979 ; Muller and Ballif, 1991 ; Landreau and Roux, 1984). Pour des environnements de craie plus fissurée et karstifiée telle qu’en Normandie, des vitesses de 1,8 à 2 m/an ont été mesurées (Crampon et al., 1993).
Une valeur moyenne de 1 mètre par an peut permettre sur certains bassins d’intégrer à la fois des transferts rapides fissuraux dans la craie et des temps de transferts globalement plus lents.
La corrélation de l’épaisseur de la ZNS avec les vitesses de transfert attribuées à chacune des formations qui la constituent permet de tracer une carte de distribution des temps de transfert verticaux au travers de la zone non saturée pour tout le domaine modélisé.
Pour les intrants azotés, la migration verticale en zone non saturée est conservative, ce qui signifie que tous les nitrates vont migrer vers la nappe sans dégradation. L’apport sera plus ou moins retardé en fonction de l’épaisseur de craie dénoyée (ce retard varie de quelques années à 50 ans ou plus sur les domaines les plus en amont).
Cette zonation est nécessairement schématique et simplifiée, de manière à pouvoir différencier aisément les participations de ces différents secteurs à l’alimentation des puits. Dans la réalité, le signal est lissé car l’évolution des temps de transferts à l’échelle du bassin est nettement plus progressive.
La plus grande difficulté dans la construction de ce type de modèle demeurera toujours la prise en compte de valeurs de temps de transfert représentatives et leur zonation réelle à l’échelle du bassin.
Un autre intérêt de ce type d’approche qui aboutit à une carte de distribution des temps de transfert verticaux en zone non saturée est son utilisation directe pour la modélisation de nappe.
La carte de vulnérabilité intrinsèque proposée par le BRGM et basée sur des pondérations n’est pas directement utilisable.
De même, les modèles de transfert en zone non saturée existant sur le marché ne sont pas à même de proposer une vision globale de ces transferts de pollutions diffuses à l’échelle du bassin.
Ces modèles (VLEACH, WHIUnsat, SUTRA, etc.) sont applicables pour des cas de pollutions ponctuelles et des solutés complexes que l’on peut rencontrer sur sites industriels. De plus, ces modèles nécessitent de connaître un nombre de données difficilement mesurables in situ tels que les relations non linéaires entre la teneur en eau, le potentiel de pression et la conductivité hydraulique.
L’approche d’utilisation de cartes de transferts en zone non saturée sur le bassin exprimée en années nous semble un gage d’efficacité. Le signal azoté calculé par le modèle racinaire est spatialisé sur la base d’une carte d’occupation des sols agricoles, puis déphasé dans le temps en utilisant la carte des temps de transferts obtenue précédemment. Ce signal est enfin introduit dans le modèle saturé.
La figure 4 montre un exemple de répartition spatiale des intrants et une carte de temps de transferts obtenue par cette méthode.
Prise en compte de la zone saturée
D’une manière générale, la modélisation des transferts de nitrates en zone saturée ne pose pas de difficultés majeures. Les historiques disponibles aux captages sont anciens et permettent l’accès à un calage intéressant du signal. D’autre part,
[Photo : Modélisation de l'évolution des concentrations en nitrates - Champ captant de Machecoul 44.]
les teneurs sont massives, réparties de manière relativement homogène sur le bassin et assez conservatives (à l'exception des phénomènes de dénitrification).
Le modèle couplé hydrodynamique et hydrodispersif de nappe fonctionne classiquement au pas de temps mensuel afin de restituer les variations saisonnières de l'aquifère modélisé. Un problème actuel réside dans le fait que, pour simuler de longues périodes (50 à 100 ans), le pas de temps mensuel génère de gros fichiers numériques avec des temps de calcul importants.
Une solution proposée est le passage au pas de temps annuel. Ce pas de temps s'avère suffisant pour la prise en compte des évolutions à long terme sur le bassin d'alimentation. Il faut à la fois pouvoir prendre en compte les années 60, date de début de montée du signal nitrate en raison du recours massif à la fertilisation minérale, et pouvoir simuler l'évolution des pratiques sur les 50 ou 100 ans à venir, en tout cas pour certains bassins pour lesquels les temps de transferts en zone non saturée peuvent être supérieurs à 20 ans ou même 50 ans.
Néanmoins, un passage par le calage du modèle hydrodynamique au pas mensuel s'avère toujours nécessaire au préalable. Ce calage permet en particulier de prendre en compte la réactivité du bassin aux variations de recharge saisonnières et aux recharges induites en nitrates sur sols nus ou autres.
Une fois ce calage réalisé, et seulement après, il est possible de passer à un modèle au pas annuel. Dans ce type de modèle, le signal nitrates n'est restitué que de manière imparfaite avec un effet de lissage intempestif, puisque toute la recharge hivernale se trouve étalée sur une année entière. Néanmoins, même de manière lissée, on continue à restituer les alternances d'années « sèches et pluvieuses ».
Le passage du pas de temps mensuel au pas de temps annuel s'effectue sans changement des paramètres hydrodynamiques. Les piézométries calculées au pas de temps annuel ont une amplitude moindre que celle du pas de temps mensuel, en raison du lissage des hautes et basses eaux en particulier.
Pour les simulations prospectives, pour lesquelles on ne possède pas de données, les chroniques pluviométriques et de prélèvements doivent être renseignées. Classiquement, il est possible de réappliquer les chroniques passées qui ont l'avantage d'être contrastées et de pouvoir mesurer l'effet des variations de recharge, à l'opposé d'années moyennes systématiques. On peut aussi proposer l'application d'alternances d'années reconstituées sèches, moyennes et pluvieuses, de manière à proposer des scénarii extrêmes de plusieurs années pluvieuses consécutives par exemple.
La figure 5 montre un exemple de simulations prospectives réalisées par cette méthode. Cet outil offre alors une lecture directe pour choisir le scénario le plus approprié pour la continuité de l'exploitation de l'ouvrage.
Intérêts de la méthode, perspectives
L'utilisation de la modélisation de nappe permet de prévoir l’évolution des teneurs en nitrates des différents ouvrages d’un champ captant. Pour cela, la méthodologie simplifiée proposée permet de prendre en compte les pratiques agricoles et leur évolution sur l’ensemble du bassin d'alimentation des ouvrages.
Les simplifications proposées sont issues d'une utilisation des modèles nitrates de nappe depuis plus de 20 ans sur de multiples bassins et tous types d’aquifères. En particulier, nous sommes partis du constat que l’acquisition de données complémentaires de terrain, assez coûteuses, ne permettront jamais d'amener une connaissance détaillée du fonctionnement hydrogéologique du bassin. De même, l’acquisition des données de pratiques agricoles auprès des agriculteurs se heurte vite à une limite, liée en partie à l’absence de données chiffrées précises et détaillées.
La modélisation, pour peu qu'elle propose une méthodologie suffisamment simplifiée mais assez robuste en contrepartie, est l'outil qui permet une vision quantitative satisfaisante du fonctionnement des transferts d’azote sur le bassin.
Ces simplifications ne sont pas figées dans le temps et sont susceptibles d'être encore améliorées et discutées avec les différents praticiens de l'eau.
La méthodologie utilisée consiste en l'utilisation d’un modèle racinaire simplifié couplé à un modèle de nappe via une carte de temps de transfert en zone non saturée. Cette dernière est obtenue par rationalisation de la méthode de détermination de la vulnérabilité intrinsèque.
Enfin, le modèle de nappe est utilisé pour restituer des périodes allant des années 60 à 2060, voire plus, au moyen d'un pas de temps annuel, après une phase de calage en régime mensuel.
L'outil simplifié ainsi mis en place permet de procéder de manière robuste au calage du signal nitrates enregistré aux captages, et de simuler ensuite l’efficacité des mesures compensatoires proposées dans le cadre d’étude BAC. Elle permet en particulier de définir des plans d'action pertinents et dimensionnés.
Cette approche permet de cibler les secteurs prioritaires ou offrant la meilleure efficacité en termes de reconquête de la qualité de la ressource.
Enfin, la méthodologie de modélisation simplifiée utilisée constitue un outil de communication et de validation du plan d'action proposé auprès des élus, du monde agricole et des populations du bassin.
