Mémoire TFE Jean Blum - ENGEES

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)RESUMEEtablissement d’un bilan hydro-bio-chimique vis-à-vis du traitement duglyphosate et du diuron par une zone humide artificielle : mise en évidence denouvelles fonctionnalités. Application au bassin d’orage du Waldweg, Rouffach,France, premiers résultats.L’utilisation des produits phytosanitaires et leur dispersion au sein des agro-systèmes pose leproblème de leur transfert à l’aval, en particulier, et de la qualité des eaux de surface et souterraine,en général. La possibilité de disposer des zones humides artificielles dédiées au traitement despesticides le long des parcours des ruissellements et d’en optimiser le fonctionnement est unesolution qui est étudiée dans ce travail.Le bassin d’orage du Waldweg, Rouffach (Alsace, France) est choisi comme prototype d’étude.Il collecte les eaux de ruissellement d’un bassin versant viticole de 60 hectares et reçoit lessédiments transportés qui s’y accumulent. Depuis le dernier curage en 2002, il est égalementcolonisé par des macrophytes : Phragmites Australis. Le but de cette étude est d’établir un état deslieux sur lequel il sera possible de se baser pour optimiser la fonction biologique d’épuration deseaux vis à vis des pesticides déjà mise en évidence tout en préservant la fonction hydraulique deprotection contre les crues.A l’aval du bassin, la mise en place d’un débitmètre et d’un préleveur d’échantillons d’eauasservi, qui viennent compléter l’équipement amont, a permis de suivre les bilans entrée/sortie desdébits et flux de deux herbicides : le diuron et le glyphosate, ainsi que leurs molécules dedégradation, de mars à juin 2007. Une expérience de traçage menée à l’aide d’uranine et desulforhodamine a permis de déterminer la dynamique hydraulique du bassin tandis qu’unecampagne de mesure concernant l’eau, la végétation présente et les sédiments accumulés àl’intérieur du dispositif a mis en évidence une hétérogénéité du milieu.Ces premiers résultats permettent alors de définir une nouvelle perspective de curage sélectif quidoit favoriser l’augmentation du temps de résidence intra bassin et la filtration à travers des massifsaménagés.1

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)ABSTRACTEstablishment of a hydro-bio-chemical balance concerning the treatment of theglyphosate and diuron by an artificial wetland: highlight of new functionalities.Application to the storm basin of Waldweg, Rouffach, France, first results.The use of the pesticides and their dispersion within the environmental media shows theproblem of their transfer to the downstream and of the quality of surface and ground water. Thepossibility of constructing artificial wetlands dedicated to the treatment of the pesticides along thecourses of the streaming is a solution which is studied in this work.A storm basin in Rouffach (Alsace, France) is selected as a prototype. It collects the surfacewaters of a wine catchment of 60 hectares and receives the transported sediments which accumulatethere. Since the last clearing out in 2003, it is also colonized by macrophytes: Phragmites Australis.The goal of this study is to establish a “state of the art” of this device on which it will be possible tobe based to optimize the biological function of purification of water already highlighted whilepreserving the hydraulic function of protection against floods.Downstream of the basin, the installation of a flowmeter and a sampling device supplement theequipment upstream. We follow the input/output flows and flow of two herbicides: diuron andglyphosate, and their molecules of degradation, during March to June 2007. A tracer experimentcarried out using uranine and sulforhodamine made it possible to determine the hydraulic dynamicsof the basin while a series of measurement concerning water, vegetation and sediments accumulatedinside the device highlighted a heterogeneity of the medium.These first results then help to define a new prospect for selective clearing out which mustsupport the increase of the residence time into the basin and filtration through arranged solid slopes.2

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)SOMMAIRERESUME.............................................................................................................................................1ABSTRACT........................................................................................................................................2SOMMAIRE.......................................................................................................................................3LISTE DES FIGURES ......................................................................................................................5LISTE DES TABLEAUX..................................................................................................................6ABREVIATIONS...............................................................................................................................7INTRODUCTION..............................................................................................................................8PARTIE 1 : SYNTHESE BIBLIOGRAPHIQUE.........................................................................10A. LES PESTICIDES ET LEUR DEVENIR DANS L’ENVIRONNEMENT..................................................101. Définition et propriétés générales des pesticides ..............................................................10a. Définition .......................................................................................................................10b. Propriétés générales .......................................................................................................102. Leur devenir dans l’environnement ...................................................................................12a. Disponibilité...................................................................................................................12b. Dissipation .....................................................................................................................123. Cas particuliers de deux herbicides et de leurs métabolites..............................................14B. FONCTIONNEMENT HYDRAULIQUE DES ZONES HUMIDES ARTIFICIELLES .................................151. Définition, typologie et traitement des polluants dans les ZHA ........................................16a. Définition et typologie des ZHA....................................................................................16b. Réduction de la charge polluante par les ZHA ..............................................................172. Influence du fonctionnement hydraulique des ZHA sur le traitement de la chargepolluante.....................................................................................................................................17a. Fonctionnement global d’une ZHA ...............................................................................17b. Dimensions, entrées et sorties de la ZHA ......................................................................18c. Le rôle de la charge hydraulique....................................................................................18d. Paramètres hydrauliques universels...............................................................................183. Traçage en ZHA.................................................................................................................19a. Définition, propriétés et intérêts des traceurs.................................................................19b. Choix d’un traceur .........................................................................................................204. Vers une modélisation du fonctionnement hydraulique d’une ZHA ..................................20C. FONCTION BIOLOGIQUE AU SEIN DES ZHA : ROLE DE LA VEGETATION ...................................211. Rôle direct des plantes : absorption/dégradation..............................................................212. Rôle indirect des plantes : favoriser la bioremédiation.....................................................22PARTIE 2 : ETABLISSEMENT D’UN BILAN HYDRO-BIO-CHIMIQUE DESTRANSFERTS DE GLYPHOSATE ET DE DIURON SUR LE BASSIN D’ORAGE DUWALDWEG, ROUFFACH, FRANCE. MISE EN EVIDENCE DE NOUVELLESFONCTIONNALITES.....................................................................................................................23A. SITE, DONNEES, INSTRUMENTATION .......................................................................................231. Présentation du site d’étude...............................................................................................23a. Bassin versant amont (BV) ............................................................................................24b. Prototype : bassin d’orage du Waldweg (BO) ...............................................................252. Instrumentation du site.......................................................................................................27a. Choix du préleveur et du débitmètre..............................................................................27b. Couplage avec un déversoir triangulaire........................................................................293

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)B. FONCTIONNEMENT HYDRAULIQUE DU BASSIN D’ORAGE DU WALDWEG : EXPERIENCE DETRAÇAGE IN SITU.............................................................................................................................311. Objectifs, principe et méthode ...........................................................................................312. Protocole expérimental......................................................................................................32a. Choix des traceurs..........................................................................................................32b. Mise en place de l’expérience et résultats observés.......................................................333. Protocole analytique..........................................................................................................354. Résultats et interprétations ................................................................................................35a. Les courbes de percée ....................................................................................................35b. Bilan massique de la sortie des traceurs du BO .............................................................41c. Détermination des vitesses de flux effectif....................................................................435. Conclusion, discussion et perspectives envisagées............................................................44C. ETUDE DE LA DYNAMIQUE INTRA BASSIN SUR LA DISTRIBUTION DES PESTICIDES DANSL’OUVRAGE.....................................................................................................................................451. Découpage du bassin d’orage : caractérisation de l’hétérogénéité intra bassin..............452. Protocole d’échantillonnage et analyses ...........................................................................453. Résultats et interprétations ................................................................................................45a. Compartiment végétation...............................................................................................45b. Compartiment sédiments................................................................................................46c. Compartiment eau..........................................................................................................464. Conclusion, discussion et perspectives envisagées............................................................47D. BILAN DES FLUX DE GLYPHOSATE ET DIURON A L’ECHELLE DU PROTOTYPE D’ETUDE.............471. Principe et méthodes..........................................................................................................472. Protocole expérimental......................................................................................................48a. Relevés des débits entrée-sortie .....................................................................................48b. Relevés et analyses des échantillons d’eau entrée-sortie...............................................483. Résultats et interprétations ................................................................................................49a. A l’échelle annuelle .......................................................................................................49b. A l’échelle évènementielle.............................................................................................504. Discussion et perspectives .................................................................................................56CONCLUSION.................................................................................................................................57BIBLIOGRAPHIE...........................................................................................................................59ANNEXES.........................................................................................................................................644

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)LISTE DES FIGURESFigure 1 : Localisation du bassin versant (BV) et du bassin d’orage du Waldweg (BO) à l’exutoiredu BV (piémont de Rouffach, Alsace, France)...................................................................................23Figure 2 : Présentation du bassin d’orage (BO) du Waldweg (avril 2007) (Rouffach, Alsace,France)...............................................................................................................................................23Figure 3 : Détail des épandages par quinzaine sur le « bassin versant de Rouffach », France en2006....................................................................................................................................................25Figure 4 : Schéma de plan de projet du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France .................25Figure 5 : Coupe A-B (cf. figure 4) : schéma de l’écoulement dans l’ouvrage.................................26de vidange à partir des trous 1 et 2 (T1 et T2),bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France.......26Figure 6 : Fonctionnement de l’ouvrage de vidange du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach,France, et envoi des eaux vers le réseau de collecte de la ville de Rouffach ....................................28Figure 7 : Coupe schématique transversale d’un seuil triangulaire.................................................29Figure 8 : Détail de la mise en place.................................................................................................29du seuil triangulaire dans l’OV .........................................................................................................29Figure 9 : Préparation de l’uranine et de la sulforhodamine, 30-03-07, bassin d’orage duWaldweg, Rouffach, France...............................................................................................................32Figure 10 : Injection, transfert et récupération de l’uranine et de la sulforhodamine dans le bassind’orage du Waldweg, Rouffach, France, 30-03-07 ...........................................................................33Figure 11 : Courbes de percée en uranine en sortie du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach,France, du 30 mars au 3 avril 2007...................................................................................................37Figure 12 : Courbes de percée en sulforhodamine en sortie du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach,France, du 30 mars au 3 avril 2007……………………………………………………………………………………38Figure 13 : Evolution des concentrations cumulées en T1 en sortie du bassin d’orage du Waldweg,Rouffach, France, du 30 mars au 3 avril 2007 ..................................................................................39Figure 14 : Evolution des concentrations cumulées en T2 en sortie du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach,France, du 30 mars au 3 avril 2007……………………………………………………………………………………40Figure 15 : Fractions massiques d’uranine en T1 et T2....................................................................41Figure 16 : Fractions massiques de sulforhodamine en T1 et T2………………………………………………….42Figure 17 : Evolution de la masse cumulée (%) des deux traceurs en sortie....................................42Figure 18 : Découpage du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France, en 6 mailles ................45Figure 19 : Répartition des concentrations en glyphosate, AMPA, diuron et 1-(3,4-diClphenyl)-3-methyl urée en µg/L sur les 6 mailles de division du bassin d’orage (schéma) de Rouffach (France)– campagne du 11 mai 2007 ..............................................................................................................46Figure 20 : Premier événement : évolution des débits et des concentrations ...................................52Figure 21 : Deuxième événement : évolution des débits et des concentrations ................................53Figure 22 : Evolution des masses cumulées de glyphosate en entrée, sortie, adsorbées et absorbéesdurant le premier évènement..............................................................................................................54Figure 23 : Evolution des masses cumulées de glyphosate en entrée, sortie, adsorbées et absorbéesdurant le deuxième évènement ...........................................................................................................555

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)LISTE DES TABLEAUXTableau 1 : Ordres de grandeur de propriétés des pesticides dans l’environnement (Robert et al.,1996, Gouy, 1993, Grebil, 2001, Memić et al., 2005) .......................................................................11Tableau 2 : Propriétés physico-chimiques du glyphosate, de l’AMPA et du diuron (Grunewald etal., 2000, Deer, 2004, Veiga et al., 2001, Gouy, 1993, Margoum, 2003, Jury et al., 1983, WHO,2004, Brignon, 2007, Moncada, 2004, Schuette, 1998, ARS-USDA, 2004, Guide Agritox, Monsanto,2005) ..................................................................................................................................................15Tableau 3 : Réduction de la charge polluante selon le type d’écoulement de ZHA en Belgique,(Rousseau, 2004)................................................................................................................................17Tableau 4 : Résumé de la toxicité des principaux colorants fluorescents et sels (German FederalEnvironmental Agency Working Group, 2001) T : tests toxicologiques, L : recherches dans lalittérature, W : jugement du groupe d’experts...................................................................................20Tableau 5 : Statistiques générales des débits et volumes annuels entrants dans le bassin d’orage duWaldweg, Rouffach, France (2003 à 2006) .......................................................................................24Tableau 6 : Méthode de mesures et d’échantillonnage intra bassin, expérience de traçage sur lebassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France, 30 mars 2007.........................................................34Tableau 7 : Vitesses du flux effectif pour l’uranine et la sulforhodamine sortant par T1 ou T2 ......43Tableau 8 : Méthode d’établissement de bilans entrée-sortie sur le bassin d’orage du Waldweg,Rouffach, France................................................................................................................................48Tableau 9 : Erreurs relatives de la méthode « des mélange » par rapport à la méthode « deréférence » pour les flux massiques de glyphosate, d’AMPA et de diuron pour les évènementsruisselants enregistrés à l’entrée principale du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France, de2003 à 2006 (communication CEVH 2007).......................................................................................496

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)ABREVIATIONSAMPA : Acide AminoMéthylPhosphoniqueARS-USDA : Agricultural Research Services – United States Department of AgricultureCAS : Chemical Abstracts ServicesBO : Bassin d’Orage du Waldweg, Rouffach, FranceBOS : Bassins d’Orage (terme général)BV : Bassin VersantCEVH : Centre d’Ecologie Végétale et d’HydrologieDDASS : Direction Départementale des Affaires Sanitaires et SocialesDGS : Directeur Général des Services (municipalité)Di : DiuronDT 50 : Temps de Demi-vieGl : GlyphosateGSP : Gestion des Services PublicsIFEN : Institut Français de l’EnvironnementIPL : Institut Pasteur de LilleINRA : Institut National de la Recherche agronomiqueLEGTAV : Lycée d’Enseignement Général et Technologique Agricole et Viticole (Rouffach)MO : Matière OrganiqueORP : Observatoire français des Résidus des PesticidesSf : SulforhodamineSOGEST : Société de Gestion des Services Publics et Privés de l'EstUIPP : Union des Industries de la Protection des PlantesUr : UranineWHO : World Health OrganizationZHA : Zone Humide Artificielle7

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)INTRODUCTIONL’agriculture intensive, tournée vers la productivité et le rendement maximal, s’est développée demanière considérable et avec elle l’utilisation massive des produits phytosanitaires. Le marché mondial surl’année 2005 représente plus de 31 milliards de dollars (UIPP, 2006) avec une consommation européenne de320 000 tonnes.La France est le plus gros consommateur européen de pesticides et le 3ème mondial avec plus de 78 300tonnes de matières actives consommées en 2005 (UIPP, 2006), soit environ 5,4 kg par hectare cultivé chaqueannée.L’introduction de pesticides au sein des agro-systèmes, de part leur toxicité relative, pose la question dela pérennité des écosystèmes, aussi bien terrestre, aérien qu’aquatique. La qualité de la ressource en eau,aussi bien superficielle que souterraine, est remise en cause. Les dernières études de l’IFEN montrent quemême si l'état des eaux françaises s'est globalement amélioré, les eaux douces sont largement contaminéespar les matières actives contenues dans les pesticides (96 % des cours d'eau analysés et 61 % des eauxsouterraines).Des solutions ont été proposées pour tenter de réduire le transfert des substances actives à la source : paraction sur les pratiques agricoles (fractionnement des épandages, mise en place d’une limitation des dosesutilisables) ou encore par la création de zones humides artificielles ayant une fonction de tampon ou de filtrebiologique. En effet, la bioatténuation observée dans les zones humides artificielles traduit l’existence demicro-organismes et d’une végétation capable de dégrader les pesticides.Le projet européen LIFE06 ENV/F/000133-ArtWet (Mitigation of agricultural nonpoint-source pesticidepollution and phytoremediation in artificial wetland ecosystems : Réduction de la pollution diffuse due auxpesticides utilisés sur des parcelles agricoles et phytoremédiation dans les écosystèmes de zone humideartificielle) a débuté le 1 er octobre 2006 et dure 3 ans. Il a pour objectif d’améliorer des dispositifs, éprouvésdans d’autres contextes, tels que les fossés végétalisés, les bassins d’orage à vocation hydraulique (Margoumet al, 2006), les zones humides naturelles, aménagées, agricoles ou forestières afin de réduire la chargepolluante en sortie des agro-systèmes étudiés. Ces dispositifs doivent optimiser le fonctionnement hydro-biochimiquedu quadruplet « eau-sédiment-sol-végétation-bactéries ».Dans ce cadre, le bassin d’orage du Waldweg de Rouffach, Alsace, France s’inscrit comme un prototypede bioremédiation de la pollution diffuse due aux produits phytosanitaires. En effet, l’ouvrage est situé àl’interface de l’agrosystème viticole amont / réseau de collecte des eaux pluviales de la ville de Rouffach enaval. Il concentre les flux d’eau et de sédiments provenant du bassin versant viticole. Durant et après lespériodes d’épandage, l’eau ruisselant dans le bassin est chargée en pesticides. La quantité de pesticides nonretenue par ce bassin se retrouve à la station de traitement des eaux via le réseau de collecte. Or, aucunprocédé n’est prévu pour traiter les pesticides à la station. Ces derniers se retrouvent alors finalement dansles eaux superficielles à l’aval de la station, peuvent s’infiltrer et atteindre les eaux souterraines. La nappephréatique rhénane est une des plus grandes d’Europe. Elle fournit 80% de l’eau potable et 70% (IFEN,2007) des besoins agricoles de la région. Le traitement de la charge polluante en pesticides dans le bassind’orage du Waldweg s’inscrit dans une perspective d’amélioration de la qualité de l’eau, aussi biensuperficielle que souterraine.Mon étude s’intéresse au bassin d’orage du Waldweg. Ce dernier a subit un redimensionnement en 2002.Une couche de sédiments s’y est formée et de la végétation, Phragmites Australis principalement, s’y estdéveloppée naturellement. La bioremédiation dans ce bassin implique donc de concilier de manière optimalela fonction hydraulique de protection contre les événements ruisselant extrêmes et la fonction de traitementdes pesticides tout au long d’un cycle cultural.Plusieurs compartiments interviennent dans le traitement des phytosanitaires : l’eau, les sédiments, lesmicroorganismes et la végétation. Afin d’optimiser le traitement des produits phytosanitaires dans le bassin,il convient tout d’abord d’établir un bilan global de la réduction des flux par le bassin. Une méthoded’évaluation et de suivi du site, convient d’être mise en place. Elle sera commune entre les différents acteursdu projet. Les différents compartiments et les processus en jeu associés devront ensuite être étudiés,caractérisés et optimisés. Mon étude s’inscrit dans le projet ArtWet ainsi que dans la continuité du travail deMuriel Hunault en 2005 qui, après avoir établi un premier bilan global du bassin, a caractérisé les processusen jeu ainsi que les compartiments sol-sédiments et bactéries en particulier.8

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Mon étude s’attachera à établir un bilan hydro-bio-chimique de la réduction des produits phytosanitairespar le bassin d’orage, en se concentrant plus particulièrement sur deux herbicides : le glyphosate et le diuron.Le glyphosate est le pesticide le plus épandu sur le bassin versant amont et le plus répandu au niveaumondial. Le diuron, dont l’utilisation est progressivement interdite depuis 2003, a été retrouvé en quantiténon négligeable l’année dernière en entrée du bassin d’orage. Mon étude s’intéressera également auxproduits de dégradation du glyphosate et du diuron.L’étude s’attache dans un premier temps à instrumenter le site. Dans un deuxième temps, elle seconcentre plus particulièrement sur les compartiments eau et végétation. Nous nous attacherons à donner deséléments de réponse aux questions suivantes :• Quel est le fonctionnement hydraulique du bassin d’orage?• Le temps de séjour de l’eau dans le bassin est-il suffisant pour traiter la majeure partie despesticides ?• Quel est le bilan global d’abattement de la pollution due aux pesticides en fonction de l’arrivée d’unecharge polluante en entrée ?• Quelle est la part d’abattement du compartiment végétation dans le traitement des pesticides?• Existe-t-il une dynamique intra bassin, et quel est son rôle dans le traitement des pesticides ?Pour ce faire, dans une première partie, nous dresserons l’état de l’art concernant le devenir despesticides dans l’environnement, et notamment celui du glyphosate, du diuron et de leurs produits dedégradation. Nous aborderons également l’état de l’art sur le fonctionnement hydraulique des zones humidesartificielles et finirons par étudier le rôle de la végétation dans le traitement des pesticides.Dans une deuxième partie, nous traiterons de l’instrumentation du site avant de s’intéresser aufonctionnement hydraulique du bassin d’orage. La dynamique intra bassin pour les différents compartiments(eau et végétation notamment) sera ensuite abordée. Enfin, un bilan à l’échelle de l’ouvrage de la réductiondes flux de pesticides vers l’aval sera traité pour plusieurs évènements.9

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Partie 1 : Synthèse bibliographiqueA. Les pesticides et leur devenir dans l’environnement1. Définition et propriétés générales des pesticidesa. DéfinitionLe terme « pesticide » est un terme générique utilisé pour désigner toutes les substances naturelles ou desynthèse capables de contrôler, d'attirer, de repousser, de détruire ou de s'opposer au développement desorganismes vivants (microbes, animaux ou végétaux) considérés comme indésirables ou nuisibles pourl'agriculture, l'hygiène publique, la santé, la santé vétérinaire, ou les surfaces non agricoles (Barriuso et al.,1996).Le terme « produit phytosanitaire » désigne étymologiquement un produit qui soigne les organismesvégétaux. Il rentre dans la catégorie des pesticides. Dans le domaine agricole, le mot « pesticide » désignesouvent un produit phytosanitaire.Dans la suite, il sera employé les termes pesticide et produit phytosanitaire sans aucune distinction.La formulation commerciale d’un pesticide associe une ou plusieurs substances actives à des adjuvants.La substance active correspond au produit chimique pur responsable de l’activité du pesticide, les adjuvantsétant destinés à faciliter et améliorer cette dernière. Cependant, certains adjuvants modifient le comportementdes pesticides dans l’environnement (Green et al., 2007). Ajouter un adjuvant peut permettre de réduire lelessivage des pesticides par le sol par exemple (Kawahar et al., 2003).Les pesticides se distinguent entre eux selon plusieurs critères essentiels :• Nature :o composés minéraux (sulfate de cuivre ou souffre),o composés organiques : molécules naturelles, molécules de synthèse : organochlorés (DDT),organophosphorés (parathion), carbamates (aldicarbe, fréquemment utilisé en agriculture),triazines…• Le type d’organisme nuisible cible : on distingue principalement les insecticides, les fongicides, etles herbicides, pesticides les plus utilisés en France et dans le monde.• Le type de formulation : solide ou liquide.• Le type d’épandage : pulvérisation, application au sol ou en traitement des semences.• Le mode et la période d’application : épandage à même les sol, épandage sur l’appareil végétatif. Lapériode peut être en pré ou post semis, en pré ou post levée.• Le mécanisme d’action :o Direct : simple contact avec les racines.o Indirect : pénétration dans l’organisme cible.Ces différents critères ne sont pas exhaustifs. Ils permettent tout de même de distinguer et de comparerles pesticides entre eux mais ils n’influent pas directement sur leur devenir dans l’environnement. Il convientalors de s’intéresser aux propriétés intrinsèques des pesticides.b. Propriétés généralesLes propriétés générales abordées ici sont celles relatives au devenir des pesticides dansl’environnement. Des indicateurs comparatifs reflètent leurs propriétés, liées à un phénomène de transfert oud’immobilisation dans l’environnement :• Les pesticides peuvent tout d’abord se volatiliser dans l’atmosphère : la pression de vapeur saturantedétermine la capacité du produit à se volatiliser. Elle est déterminée par la constante de Henry qui évaluela répartition entre la solution du sol et l’atmosphère (Ozbey, 2007).• Le transfert des pesticides peut se faire ensuite par voie hydrique : la polarité de la molécule, satension ionique, sa densité, son caractère hydrophile ou hydrophobe, sa solubilité, jouent sur lesprocessus de ruissellement, d’infiltration, de percolation et de lixiviation. Le coefficient de10

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)ralentissement R (Barriuso et al, 2003) exprime le retard lié à la différence de vitesse de migration dupesticide par rapport à la vitesse de l'écoulement de l'eau. Il donne ainsi une bonne indication del’importance de ces processus. L’atrazine par exemple a un coefficient de ralentissement de 0.38 alorsque le coefficient du métachlor, herbicide plus mobile à la surface du sol, est de 0.48 (Weber et al.,2007).• Les pesticides peuvent s’adsorber sur les matières minérales ou organiques du sol, ou s’absorberdans les végétaux ou la biomasse. Les mêmes propriétés que dans le paragraphe précédent permettent dedéfinir des coefficients d’adsorption et d’absorption :• Kd [ ] ou L.kg sol -1 : coefficient de partage sol/eau. Il peut se mesurer en L.kg sol -1 en faisant le rapportde la concentration du pesticide dans l’eau et de sa concentration dans le sol. Cependant, ce coefficientest alors dépendant du type de sol considéré. En le multipliant par la masse volumique, Kd est alorsadimensionnel et peut permettre de comparer différents pesticides.• Log Koc [ ] : coefficient de partage spécifique eau/matière organique. Il est rapporté à la teneur encarbone organique du sol. La terbutylazine par exemple a tendance à se déposer plus facilement sur laMO (log Koc = 2.0) que l’atrazine (log Koc = 1.5) (Fava, 2007).• Log Kow [ ] : traduit la tendance de la molécule à s’accumuler dans les organismes vivants.L’insecticide chlorpyrifos a une meilleure tendance à s’accumuler dans les organismes vivants (log Kow= 4.7) que le diméthoate (log Kow = 0.7) (Weber et al., 2007).• Enfin, les pesticides peuvent se dégrader. Les réactivités photochimiques, chimiques et biologiquescaractérisent cette dégradation. La demi vie des molécules DT50 (temps nécessaire pour que 50% duproduit soit dégradé) sert de référence en particulier. Un pesticide est considéré totalement dégradé aubout d’un temps égal à 5 fois le DT50, et persistant si DT 50 > 100 jours.Ces indicateurs dépendent généralement des caractéristiques physico-chimiques du milieu. L’estimationde la demi-vie par exemple est directement liée aux conditions pédoclimatiques, c’est pourquoi pour unmême pesticide, la DT50 est extrêmement variable (Millet et al., 1998).Cependant, des ordres de grandeur permettent de comparer les pesticides (cf. tableau 1) :Indicateur comparatif Classification Source 180 : très légèrement dégradable0 - 1 : peu ou pas soluble dans l’eau1 - 10 : peu soluble10 - 100 : soluble> 100 : très soluble< 2 : peu ou pas adsorbable2 - 3 : peu adsorbable3 - 5 : adsorbable> 5 : très adsorbable< 2 : peu ou pas bioaccumulable2 - 3 : peu bioaccumulable3 - 5 : bioaccumulableGouy, 1993Grebil, 2001Gouy, 1993Memić, 2005> 5 : bioaccumulableTableau 1 : Ordres de grandeur de propriétés des pesticides dans l’environnement (Robert et al., 1996,Gouy, 1993, Grebil, 2001, Memić et al., 2005)Ces indicateurs reflètent le devenir des pesticides dans l’environnement, régit par des phénomènescomplexes, qu’il convient de comprendre et d’étudier afin de pouvoir suivre et modifier la charge polluantedans les milieux sensibles.11

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)2. Leur devenir dans l’environnementUne molécule introduite dans un système Water-soil-plant (WSP) interagit avec les différentsconstituants en présence : phase aqueuse, gazeuse et matrice organo-minérale. Selon les propriétésintrinsèques de la molécule citées ci-dessus et l’accessibilité des composants du milieu, la molécule va sedistribuer dans les compartiments du système. Or ce système WSP est complexe, en état de non équilibre etest le siège de flux et de processus d’échange entre les différentes interfaces air/eau/sol/plante.Afin de résumer l’évolution des pesticides dans l’environnement, il convient de distinguer deuxphénomènes majeurs (Watanabe, 2007) : la disponibilité dépendant directement des processus de sorption, etla dissipation incluant le transfert et la dégradation.a. DisponibilitéUn pesticide est dit « disponible » lorsqu’il est susceptible d’être dégradé, c’est à dire, s’il n’est pasretenu par la matrice du sol ou de la biomasse. La disponibilité regroupe les processus d’absorption etd’adsorption, on parle alors de sorption pour caractériser ces phénomènes.Deux mécanismes de sorption se différencient par le degré d’interaction du soluté avec son adsorbant(Müller et al., 2007) :• L’absorption correspond à l’incorporation du xénobiotique dans la matrice des organismes vivants et dela végétation (Warren et al, 2003).• L’adsorption, principal facteur d’immobilisation des phytosanitaires au niveau du sol, correspond aupiégeage de la molécule à l’interface entre le solvant et la matrice poreuse : il y a association du pesticideavec la surface d’un composé minéral ou organique (Warren et al, 2003).La sorption est un phénomène réversible, d’où la remobilisation des pesticides ou de leurs résidus dansl’environnement par désorption. Cependant, le phénomène de désorption est très complexe, dans la mesureoù la réversibilité de la sorption est parfois incomplète, des « résidus liés », « non facilement extractibles »peuvent alors apparaître. Ces derniers sont de l’ordre de 15% pour une moyenne sur différents sols parrapport à la quantité totale de pesticides adsorbés (Barriuso, 2005). Les « résidus liés » sont piégésprincipalement dans la MO du sol et pour environ 10% dans la biomasse microbienne (Barriuso, 2005).L’incertitude des connaissances sur les phénomènes de désorption montre les limites de la connaissance del’évolution des pesticides dans l’environnement.Enfin, voici les facteurs agissant sur le phénomène de sorption (à température donnée) :• les propriétés moléculaires intrinsèques de la substance active (cités précédemment), son temps derésidence et de contact avec les adsorbants principalement.• les propriétés adsorbantes du sol, des végétaux et des micro-organismes : teneur, nature et propriétésdes constituants minéraux et organiques du sol (granulométrie…) Les sols riches en matières organiqueset en argile, auront une forte capacité de rétention, minimisant dès lors la dispersion par voie soluble(Ritter, 2001).• les propriétés pédoclimatiques : pH, teneur en eau notamment. Les sols à pH acide limitentl’hydrolyse des molécules, le pesticide est alors plus disponible pour le transfert (Ritter, 2001).Cependant, tous ces paramètres n’ont pas le même degré d’importance : les propriétés de l’adsorbant(Warren et al, 2003) ainsi que sa teneur en eau (Ritter, 2001) prédominent.b. DissipationLa dissipation des pesticides dans l’environnement est possible si ces derniers sont disponibles et nondégradés. Deux processus fondamentaux contribuent à la dissipation ou disparition de la substance mère dansle système d’étude : la dispersion (entraînement de la molécule et de ses dérivés hors du volume étudié) et ladégradation (transformation des pesticides dont l’étape ultime est la minéralisation) (Petit, 1995).La dispersionLa dispersion sous l’action des mouvements de l’eau correspond aux phénomènes de lixiviation, deruissellement de surface ou d’écoulement de sub-surface. Le transport se fait soit en phase soluble (Huang etal., 2004), soit en phase sorbée (Lennartz et al., 2007). Le transport sur les matières en suspension serait12

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)alors prépondérant, si la molécule présente un fort taux d’adsorption et/ou que le processus génère uneérosion significative (0.001kg/L).La dégradationLa dégradation est une réaction chimique où la molécule mère est transformée en molécules filles ourésidus. Ces derniers ont une toxicité parfois plus importante que celle de la molécule mère. L’aboutissementde ce processus est la minéralisation de la molécule en plusieurs étapes généralement : le composé organiquede départ est transformé alors intégralement en composés chimiques (dioxyde carbone, eau…).Ce phénomène est régit par différents paramètres :• Les propriétés chimiques intrinsèques du pesticide déterminant son aptitude à se dégrader.• La concentration du pesticide, qui joue un rôle important sur la cinétique de dégradation.• Les conditions pédoclimatiques (type de sol, température, teneur en eau…)• La nature des populations microbiennes et de la végétation (en moindre dose) présentes (Karpouzasand Singh, 2006).Deux voies de dégradation sont possibles : la voie abiotique et la voie biologique. Généralement, cesdeux voies s’effectuent simultanément.La dégradation abiotique correspond à l’ensemble des transformations d'une substance par unprocessus chimique ou photochimique (Syverson and Bechmann, 2004). Ce sont principalement lesréactions type photolyse (dissociation d'un composant, directement provoquée par son exposition aurayonnement ultraviolet essentiellement), réaction d’oxydoréduction et d’hydrolyse (dissociation ducomposé au contact de l’eau). Les réactions d’oxydation ont lieu principalement dans les eaux de surfacealors que les réductions s’effectuent préférentiellement dans les eaux anaérobiques et en profondeur dans lessédiments (Warren et al, 2003).Ces processus sont directement influencés par les conditionsenvironnementales telles que la température, le pH, l’état redox, le taux de particules organiques dissoutes eten suspension.Toutefois la biodégradation (transformation du produit par des micro-organismes) semble être leprocessus dominant (Bending et al., 2007) dans la majeure partie des cas, puisque la microflore du solprésente une grande diversité métabolique, une grande capacité d’adaptation et donc une bonne aptitude àdégrader pratiquement tous les xénobiotiques de l’environnement moyennant un certain temps d’adaptation(Ahtiainen et al., 2003). Ce processus est principalement actif dans la zone racinaire donc dans les premierscentimètres du sol, partie du sol qui abrite l’essentiel de la biomasse organique (Lin et al., 1999).Il convient de souligner la compétition permanente entre les différents processus cités précédemment. Ladisponibilité du pesticide influe directement sur sa dissipation. Les processus d’évolution des pesticides dansl’environnement et leurs durées dépendent du triplet « conditions pédoclimatiques/caractéristiques physicochimiques/propriétésintrinsèques des pesticides ».Néanmoins, l’adsorption est un phénomène qui s’effectue plutôt en heures (Barriuso et al, 1996) alorsque la biodégradation dure de quelques heures à quelques jours (Salvestrini et al., 2002). Une phase delatence peut avoir lieu avant le début de la dégradation des pesticides par les bactéries. Cette phase dépend dela disponibilité des pesticides ainsi que de l’adaptation physiologique des bactéries (Warren et al., 2003). Lescourbes types de dégradation du glyphosate et du diuron ont une tendance de décroissance exponentielle(Salvestrini et al., 2002).La connaissance des propriétés ainsi que des processus jouant sur le devenir des pesticides dansl’environnement est essentielle pour caractériser l’évolution de la charge polluante dans le prototype d’étude.Deux herbicides ainsi que leurs métabolites sont étudiés en particulier. Les concentrations moyennes del’année 2006 à l’entrée de l’ouvrage d’étude sont de 8.2 µgL -1 pour le glyphosate, 1.9 µgL -1 pour l’AMPA(son principal produit de dégradation détaillé dans la partie suivante) et 4.7 µgL -1 pour le diuron(communication CEVH-2007, cf. annexe 3). Ces concentrations sont largement supérieures à la norme dequalité des eaux destinées à la consommation française, 0.1 µgL -1 (directive 98/83/CE). Le captage des eauxne se fait bien sûr pas au niveau du bassin d’orage (BO). Néanmoins, l’étude de l’évolution de ces pesticidesdans l’environnement mérite d’être approfondie.13

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)3. Cas particuliers de deux herbicides et de leurs métabolitesUne étude des processus d’évolution dans l’environnement à l’échelle moléculaire du glyphosate, dudiuron ainsi que de leurs métabolites n’est ici pas envisageable. En effet, la caractérisation du site pour lemoment ne la permet pas. Les processus microbiologiques ainsi que les transferts des molécules d’étude dansles sédiments du BO sont étudiés par l’équipe de Thierry Lebeau et Adrien Wanko dans le cadre du projet.C’est pourquoi nous les évoquerons sans les détailler.L’étude d’un bilan des transferts de ces pesticides à l’échelle du bassin nécessite une comparaison deleurs propriétés intrinsèques influençant les mécanismes d’évolution dans le BO.Le glyphosate (N-(phosphonométhyl)glycine, C3H8NO5P), est un désherbant total, c’est-à-dire unherbicide non-sélectif, autrefois produit sous brevet, exclusivement par la société Monsanto depuis 1974. Laformulation commerciale épandue sur le bassin versant du prototype d’étude est le « Roundup ».Son principal produit de dégradation est l'AMPA ou acide aminométhylphosphonique, résultant de laperte du groupe acétate. La dégradation de l’AMPA conduit à la minéralisation du produit en dioxydecarbone et en phosphate notamment.Le diuron (N-(3,4-dichlorophényl)-N,N-diméthylurée) est un herbicide de la famille des phénylamides,sous-classe des phénylurées.La dégradation du diuron conduit par la perte d’un premier groupement méthyl à la formation du 1-(3,4-dichlorophényl)-3-méthyl urée, et par la perte d’un second groupement à la formation du 1-(3,4-dichlorophényl)-3-urée. Une dégradation plus poussée du diuron entraîne la formation du 3,4DiChloroAniline (3,4 DCA), métabolite plus couramment étudié que les précédents. Les deux premiersmétabolites formés sont choisis dans notre étude en fonction des types d’analyses effectués à l’IPL (InstitutPasteur de Lille). Ces analyses seront présentées dans la suite.Les propriétés du glyphosate, de l’AMPA et du diuron sont données dans le tableau 2. Il est à noter queles données sur les produits de dégradation du diuron sont quasi inexistantes et ne pourraient donc refléter demanière aussi précise que les molécules mères leur devenir dans l’environnement.Propriétés (sources) Glyphosate AMPA DiuronN°1071-83-6 1066-51-9 330-54-1d’enregistrementdes CASConstante de Henry 7 e-11 Pa*m3/mole(WHO, 2004)- 5.1 e-5 Pa*m3/mole(WHO, 2004)Solubilité (S) 12 g/L à 25°C(Jury et al, 1983)5.8 g/L à 25°C(WHO, 2004)0.042 g/L à 25°C(Moncada, 2004)Koc8 à 377 dm 3 /kg- 480 µg.g -1 (Deer, 2004) *24 µg.g -1 (Deer, 2004) *(Monsanto, 2005)Log Koc 1.38 (Gouy, 1993) - 2.68 (Margoum, 2003)Log Kow -3.20 à 25°C (WHO, 2004)-3.50 à 25°C (Schuette, 1998)DT 50 au sol en jours Réaction d’hydrolyse >35 j(j)(moyenne sur plusieurs pH)(Schuette, 1998)Valeurs moyennespour différents typesCondition aérobie : 96.4 j(Schuette, 1998)14 j (la dégradation s’arrête aubout de 15 jours) (WHO,1994)de sol Condition anaérobie :22.1 j (Schuette, 1998)22 j (la dégradation s’arrête aubout de 150 j) (WHO, 1994)- 2.85 (Margoum, 2003)2.84 à 25°C (Moncada, 2004)76 à 240 j Réaction d’hydrolyse (Moncada,(Veiga et al.,2004)2001)A pH 5 : 1490 jA pH 7 : 1240-1330 jA pH 9 : 2020 jCondition aérobie : 372 j(Moncada, 2004)Condition anaérobie : 995 j(Moncada, 2004)14

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)DT 50 au champ :44 j (Schuette, 1998)47 j (Deer, 2004)44 à 215 j en climat tempéré(Grunewald et al., 2000)DT 50 au champ :99.9-134 j (Moncada, 2004)90 j (Deer, 2004)56-231 j (Guide Agritox)DT50 dans l’eau 2-91 j (Schuette, 1998) - 43.1-2180 j (pH 7 à 25º C)(Moncada, 2004)Tableau 2 : Propriétés physico-chimiques du glyphosate, de l’AMPA et du diuron (Grunewald et al.,2000, Deer, 2004, Veiga et al., 2001, Gouy, 1993, Margoum, 2003, Jury et al., 1983, WHO, 2004, Brignon,2007, Moncada, 2004, Schuette, 1998, ARS-USDA, 2004, Guide Agritox, Monsanto, 2005)Le tableau 2 couplé notamment au tableau 1 permet de dégager les tendances des processus d’évolutiondu glyphosate et du diuron dans l’environnement.Le glyphosate est très peu volatile, le processus de volatilisation est systématiquement négligé dans lesétudes in situ. La molécule présente une très forte solubilité dans l’eau (12 g/L à 25°C d’après le tableau 2).Cependant, la forte adsorption sur le sol entraîne une rapide immobilisation de la molécule avec le sol.L’adsorption semble être prépondérante sur la désorption pendant la première heure (Tortensson, 1985).Néanmoins, pour des temps de contact courts (quelques heures), la désorption ne peut être négligée (Cheahet al, 1999). La principale voie de dégradation est biologique. Enfin, le glyphosate est considéré comme peuou pas bioaccumulable.L’AMPA présente une solubilité plus faible que le glyphosate mais une plus forte adsorption. Il est doncplus facilement immobilisé sur le sol que le glyphosate. De plus, il s’avère plus persistent que sa moléculemère (DT 50 plus élevée) (Veiga et al., 2001).La volatilisation du diuron est également considérée comme négligeable. Il est peu soluble (0.042 g/L à25°C d’après le tableau 2) mais persistent dans l’eau (superficielle ou souterraine). Il est égalementpersistent dans le sol et fortement adsorbable. Enfin, il est peu bioaccumulable.Il semblerait que le diuron soit plus adsorbable que ses produits de dégradation (Bouras et al., 2007). Deplus, la toxicité des métabolites est bien plus forte que celle de la molécule mère (Giesy et al., 2000). Lediuron transfert ainsi indirectement une quantité de molécules toxiques.Les ordres de grandeur du tableau 2 permettent de comprendre et de comparer de manière globalel’évolution du glyphosate et du diuron dans l’environnement. Le glyphosate présente une solubilité plusélevée que le diuron alors que le diuron est plus adsorbable. Ce dernier aura tendance lors d’un évènementruisselant à s’accumuler plus facilement dans les sols. De plus, la dégradation du diuron dans le sol et dansl’eau semble être plus lente que celle du glyphosate, la persistance du diuron dans l’environnement seraalors plus importante que celle du glyphosate (Domange, 2005).Les valeurs données dans le tableau 2 se veulent représentatives des phénomènes d’évolution despesticides dans l’environnement, dans la mesure où elles correspondent à des moyennes pour différentesconditions pédoclimatiques, physiques, chimiques et biologiques du milieu.Néanmoins, la comparaison du devenir dans l’environnement du glyphosate et du diuron est à nuancercar les différentes conditions énoncées peuvent modifier les valeurs mais également l’écart entre les valeursdes indicateurs comparatifs de l’évolution des deux pesticides considérés.Les phénomènes de sorption et de dissipation de ces pesticides se font dans cette étude dans un bassind’orage à Rouffach, considéré comme une zone humide artificielle (ZHA). Le fonctionnement hydrauliquedes ZHA est complexe et généralement spécifique à la zone considérée. Cependant, ce fonctionnementpourrait influencer le devenir des polluants dans cette zone. L’hydraulique des ZHA mérite d’êtreapprofondie.B. Fonctionnement hydraulique des zones humides artificiellesAvant d’aborder le fonctionnement hydraulique des ZHA, il convient de définir et de caractériser les« zones humides » (ZH) puis les « zones humides artificielles » (ZHA).Les ZHA, par leurs rôles de zone tampon ou de filtre biologique (Tack et al., 2007), permettent deréduire la charge polluante en sortie de zone.15

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)1. Définition, typologie et traitement des polluants dans les ZHAa. Définition et typologie des ZHALa définition de « zone humide artificielle »n’existe pas en tant que telle dans la littérature. En 1971, ladéfinition de « zone humide » est abordée dans la convention de Ramsar : « Les zones humides sont desétendues de marais, de fagnes, de tourbières ou d’eaux naturelles ou artificielles, permanentes outemporaires, où l’eau est stagnante ou courante, douce, saumâtre ou salée, y compris des étendues d’eaumarine dont la profondeur à marée basse n’excède pas six mètres ». Cette définition a évolué en précisant letype de plantes dans la zone avec la loi sur l’eau de 1992 : « la végétation, quand elle existe, y est dominéepar des plantes hygrophiles pendant au moins une partie de l'année. ». Enfin, le Dictionnaire Encyclopédiquede l'Ecologie (Ramade, 1993) précise la notion d’assèchement pour les biotopes aquatiques littoraux,« particulièrement menacés par les drainages et les assèchements pour leur mise en culture. »Le problème de la définition de ZHA peut être abordé de différentes manières :• D’un point de vue législatif, le Code de l’Environnement actuel définit une ZH par la définition de1992 mais ne définit pas de ZHA en elle-même. Cependant, dans la définition de ZH se trouve le terme« terrain exploité ou non »• Ce dernier terme impliquerait qu’une ZHA serait exploitée par l’Homme. La distinction avec une ZHpeut être alors abordée par la notion de gestion de la zone par l’Homme. Une ZH créée mais non géréepar l’Homme pourrait être considérée au bout d’un certain temps comme zone humide naturelle (ZHN).L’Agence de l’Eau a établi en 2002 une typologie des ZH. Dans cette typologie apparaît les ZHA dans lacatégorie 10 : Plans d’eau artificiels. Voici les différents types de ZHA :• Type 1 : bassins de lagunage• Type 2 : bassins de décantation• Type 3 : les parcelles inondées• Type 4 : les bassins d’orages (BOS). Le type 3 peut se transformer en type 4 par la mise en placed’une digue à l’aval d’une parcelle inondée. Un recensement des BO sur 32 communes d’Alsace(Blottière, 2007) a permis de mettre en évidence trois catégories de BOS :o bassins bétonnés de superficies réduites (3 à 575 m 2 ), sans végétation ni eau stagnante, curésfréquemment et présentant des débordements.o bassins constitués par une digue qui barre des parcelles agricoles de superficies les plus grandes(3300 à 166 000 m 2 ), toujours végétalisés avec des cultures, sans eau stagnante et non sujet à desdébordements.o bassins qualifiés de mixte, dont le fond est plus ou moins perméable (superficies de 12 à 10 800m 2 ), souvent végétalisés, avec un fond et des berges en terre, présentant souvent une humiditérésiduelle. Ils sont régulièrement curés et largement surdimensionnés. Le BO qui fait l’objet del’étude, fait partie de cette catégorie.Les différents critères permettant d’obtenir cette classification sont la superficie, le dimensionnement parrapport à la fonction hydraulique d’écrêtement des débits, l’environnement dans lequel ils s’inscrivent avecdes rejets en aval directement dans le milieu naturel ou dans le réseau d’assainissement, les dispositifs devidange dont des vannes ou des murs percés de nombreux orifices, les modes de gestion (fréquence decurage notamment) et le potentiel biologique associé à la présence d’une faune et à d’une microfloreappropriée.Sa fonction première est d’écrêter les débits provenant du bassin versant viticole en amont. Selon lecahier des charges, il doit permettre de lutter également contre les coulées de boue, et de réduire les flux depolluants vers l’aval. Son volume de stockage permet de réduire les débits de façon satisfaisante à l’aval. Ilrejette les eaux directement dans le réseau d’ Le stockage des sédiments dans le bassin stoppe les flux depesticides en phase solide, mais pour les pesticides en phase liquide, aucun dispositif en particulier n’estprévu. Le développement d’un potentiel biologique tel que cité dans le paragraphe précédent, permet deréduire le flux de pesticides à l’aval.• Type 5 : les bandes enherbées• Type 6 : les fossés aménagés• Type 7 : les rizières inondées• Type 8 : les bras de rivières.16

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)En complément des critères évoqués pour le type 4, la localisation géographique, les caractéristiquesmorphologiques de la zone, et le type d’impact auquel la zone est soumise permettent de distinguer les ZHAentre elles.Le potentiel de réduction de la charge polluante par les ZHA de type 1 et 2 rentre dans le cadre dutraitement des eaux usées domestiques et industrielles. Ce potentiel joue ici un rôle crucial à l’échelle desTerritoires. Le développement de ce potentiel au sein des ZHA convient d’être étudié plus en détail.b. Réduction de la charge polluante par les ZHALes nitrates, les phosphates et les métaux sont les principaux polluants destinés à être traités dans lesZHA (type 1,2 et 6 notamment).Un bassin de la rivière Ohio, destiné à limiter les débordements de flux, traite 40% des nitrates et 59% dela charge totale de phosphore (Fink et al., 2004). Un système de ZHA de 80 ha permet de réduire de 40.6(±15.3%) la charge total d’azote et de 29.6 (±12.8%) celle de phosphore, de 1999 à 2004 (Song, 2005).La littérature sur la fonction de traitement des ZHA pour les eaux usées ou les eaux d’autoroute estabondante. La fonction de traitement de la charge polluante de pesticides dans une ZHA a longtemps étéignorée mais commence depuis quelques années à être prise en compte. Ainsi, une ZHA de 11 m 2 permet en72 heures de traiter 98% de chlorpyrifos. Des petits bassins de rétention permettent, tout en réduisant leruissellement par trois, de diminuer de moitié les pics de concentration de terbutylazine (Fiener al., 2005).Ces résultats mettent en évidence une réduction de la charge polluante par les ZHA. Le taux d’abattement dela charge polluante est exprimé ici à l’échelle de la zone. Il serait intéressant d’étudier ce taux à l’intérieur dela zone. En effet, ceci permettrait de sortir de l’approche « système boîte noire » afin de pouvoir optimiser letraitement de la ZHA. Une nouvelle approche d’une dynamique spatio-temporelle du traitement de lapollution sera abordée dans notre étude, ce qui pose cette dernière comme un travail pionnier.Après avoir relevé l’importance et quelques enjeux du traitement de la pollution par les ZHA, il convientd’étudier l’influence du fonctionnement hydraulique sur ce traitement.2. Influence du fonctionnement hydraulique des ZHA sur le traitement de la chargepolluanteLes principaux paramètres régissant le fonctionnement hydraulique d’une ZHA sont : le fonctionnementglobal de la zone, la taille et les dimensions, les débits d’entrée et de sortie et la charge hydraulique.a. Fonctionnement global d’une ZHAUne ZHA peut avoir des flux circulant de façon horizontal ou vertical. Les différents typesd’écoulements (cf. tableau 2) dans les ZHA en Belgique sont recensés par Rousseau en 2004 : lesécoulements horizontaux peuvent être à surface libre ou en subsurface (dans la couche superficielle du sol).Les écoulements verticaux se font dans des massifs filtrants. Ces différents types peuvent bien-sûr êtrecombinés et permettre d’obtenir des performances de traitement différentes :Réduction de la DCO N PConclusioncharge (%)total totalEcoulements àsurface libre61% 31% 26% Faible efficacité detraitementEcoulements de 72% 33% 48% Efficacité moyennesubsurfaceEcoulementvertical94% 52% 70% Meilleure efficacité :DCO, P totalEcoulementscombinés91% 65% 52% Meilleure efficacité :N totalTableau 3 : Réduction de la charge polluante selon le type d’écoulement de ZHA en Belgique,(Rousseau, 2004)17

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Les écoulements verticaux permettent de concentrer la charge polluante et d’obtenir une plus grandesurface de contact avec la matrice poreuse et les bactéries qui s’y développent. Les écoulements de typecombinés permettent généralement d’obtenir des effluents de meilleure qualité (Gomez et al., 2001).Le traitement des pesticides dans une ZHA se fait généralement par des écoulements horizontaux à surfacelibre en entrée de la zone qui peuvent devenir verticaux au fur et à mesure de la progression du flux dans lazone. Il serait intéressant comparer ce processus à un écoulement vertical forcé.b. Dimensions, entrées et sorties de la ZHA• Taille et dimensions de la ZHA : la rétention du volume maximal d’eau permet d’améliorer la qualitéde l’eau en sortie (Kohler et al., 2004).• Le rôle des entrées et des sorties :o La maîtrise des débits : durant la période interévènementielle, le diminution du débit de sortiepermet de réduire la charge polluante des nitrates dans une ZHA utilisée pour un cours de golf(Kohler et al., 2004).o La position des entrées par rapport aux sorties : dans une ZHA avec écoulement de subsurface,le positionnement des entrées-sorties utilisant des couches de filtre à faible conductivité ets’opposant à la gravité augmente le trajet de l’eau et améliore ainsi l’efficacité du traitement(Suliman et al., 2006). Trois positionnements différents sont testés : L’entrée au point le plus haut etla sortie au point le plus bas / l’entrée et la sortie au niveau intermédiaire / l’entrée au point le plusbas et la sortie au point le plus haut. La configuration avec l’entrée au point bas et la sortie au pointhaut révèle une efficacité du traitement la plus importante. Un écoulement en charge est donc plusefficace dans ce cas qu’un écoulement à surface libre.o Le fractionnement de la zone : pour les écoulements de subsurface, l’efficacité du traitement peuêtre amélioré en divisant la ZHA en plusieurs sections interconnectées qui permettent de diminuer lavitesse du flux (Suliman et al., 2007).c. Le rôle de la charge hydrauliqueLa charge hydraulique représente le débit par unité de surface de la ZHA. Plusieurs travaux de recherchemontrent que la rétention des particules de sol augmente avec la charge hydraulique : tel est le cas pour lesparticules organiques (Braskerud, 2002a), pour le phosphore (Braskerud, 2002b) et pour les particulesd’argile (Barskerud, 2003) dans des ZHA en Norvège. Ces dernières particules ont un fort potentield’adsorption et contribuent donc à la rétention de phosphore, de métaux lourds et de pesticides dans la ZHA(Braskerud, 2003). Cependant, Braskerud (2003) évoque un phénomène contradictoire dans une ZHA où larétention des particules d’argile est inversement proportionnelle à la charge hydraulique. Barskerud expliqueses résultats contradictoires par le fait que l’augmentation de la charge hydraulique apporte de nombreuxagrégats qui peuvent augmenter ou non la vitesse de sédimentation des particules. L’étude des agrégatstransportés indique alors l’influence de la charge hydraulique sur la rétention de la charge polluante.Ces différents paramètres hydrauliques ne sont pas exhaustifs. Leur influence sur le traitement despolluants dans le système ZHA est souvent spécifique au système. Il n’est donc bien souvent pas possible deles transposer. Cependant, certains paramètres universels existent.d. Paramètres hydrauliques universelsPerformance et efficacité hydrauliqueLa performance hydraulique d’une ZHA influe directement sur la capacité de traitement de la zone(Persson et al., 2003). Afin d’évaluer cette performance au sein de ZHA de différents designs, Persson et al.(2000) ont développé un coefficient d’efficacité. On parle donc d’efficacité hydraulique. Cette dernière estfonction notamment du ratio du volume effectif, c’est-à-dire la quantité du volume total de la ZHA utilisé, etde la dispersion du flux, ou le degré de mélange du flux dans la zone. Par exemple, pour la réduction dunitrate dans 13 marres en série (Persson et al., 2000), le ratio du volume effectif a une grande importance aucontraire de la dispersion. Le degré de dispersion peut également être vu comme la mesure de l’uniformité18

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)du flux. Enfin, on peut également voir l’efficacité hydraulique comme une mesure de l’hydrodynamique dusystème.Temps de séjourLe temps de séjour hydraulique est défini comme le ratio entre le volume moyen mouillé et le débit quitransite dans l’ouvrage. Il est souvent utilisé comme une clef pour le design d’une ZHA ainsi que pouroptimiser la performance d’une ZHA (Watson et al., 1998 In Reilly et al., 2000). Le temps de séjourhydraulique peut être comparé au temps nécessaire pour un certain rendement de traitement dans une ZHA,fonction des phénomènes de sorption et de dégradation. Souvent de l’ordre de quelques jours (Rousseau etal., 2004), les temps de rétention des polluants n’excèdent parfois pas quelques heures (Reilly et al., 2000).Le temps de séjour optimal dans une ZHA a été suggéré de 5 à 14 jours (Mitsch et al., 1993). Pour les fluxurbains, Schutes et al. (1997) préconisent un temps optimal de 10 à 15 jours.L’étude de la performance hydraulique ainsi que des temps de séjour dans une ZHA peut s’effectuer partraçage dont la technique est présentée dans ce qui suit.3. Traçage en ZHAa. Définition, propriétés et intérêts des traceursUn traceur est un élément chimique qui est transporté par des mouvements hydriques. Les traceurs sontrégulièrement utilisés pour suivre le chemin parcouru par certaines substances (Käss et al., 1998).Par exemple un colorant mis dans un ruisseau d’eau va permettre de suivre les mouvements de cette eau.Les traceurs ont été utilisés également dans les aquifères comme en milieu karstique par exemple (Andreo etal., 2005). Ils permettent de suivre les chemins de l’eau dans le milieu souterrain et de trouver lesrésurgences.La liste des différents traceurs utilisés en hydrologie et en hydrogéologie est longue. Les principaux types detraceurs utilisés sont : les colorants, les sels, les surfactants, les isotopes radioactifs et activables et lestraceurs fluorescents (Käss et al., 1998).Les critères de distinction entre les différentes propriétés des traceurs se font par type de traceur. Nousutilisons dans cette étude des traceurs fluorescents qui seront présentés par la suite. Nous nous attachonsdonc à étudier les principales propriétés des traceurs fluorescents qui sont :• La sorptivité dans le milieu : les phénomènes de sorption, désorption et d’échange d’ions (réactionchimique réversible avec la phase solide) ont un rôle primordial dans le comportement des traceurs,puisqu’ils influent directement sur la dispersion du traceur dans le milieu.• Le pH : le pic de fluorescence est atteint pour un pH spécifique à chaque traceur. Ainsi, il estpossible de déterminer l’évolution des traceurs dans l’eau en comparant le pH de l’échantillon à celui del’eau. De plus, plusieurs traceurs peuvent être analysés pour un même échantillon, si les valeurs de pHpour les pics de concentration sont bien distinctes.• La photolyse : chaque traceur a un coefficient spécifique de dégradation à la lumière.• Les effets de la turbidité : la turbidité du milieu entraîne un signal faussement positif de lafluorescence, ce qui peut fausser la mesure.• La température : la fluorescence est inversement proportionnelle à la température. (Wilson, 1968)• Le rôle des agents oxydants : certains agents utilisés pour stériliser l’eau potable (chlorine, ozone)peuvent détruire les traceurs fluorescents.L’expérience de traçage présentée par la suite se fait dans le BO. Les intérêts des traceurs sont limités iciaux traçages en surface. Les traceurs, de part leurs propriétés, permettent de modéliser le comportementd’une substance dans l’eau. Les propriétés du traceur sont à rapprocher de celles de la substance. L’analysede traceur étant souvent moins chère que celle de pesticides, le suivi d’un traceur dans l’eau jusqu’à sadisparition est possible. La couleur d’un traceur permet la visualisation de son transfert dans la zoneconsidérée. L’injection d’un traceur peut être ponctuelle ou étalée dans le temps, mais sous conditionsmaîtrisée : la quantité de traceur ainsi que le débit d’injection et de sortie de la zone peuvent être connus.L’établissement d’un bilan de masse est alors possible.19

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)b. Choix d’un traceurLa mise en place d’une expérience de traçage se fait en premier lieu avec le choix d’un traceur. Le but del’expérience doit être bien sûr clairement défini et permet de distinguer l’utilisation de traceurs visibles ounon visibles par exemple. En effet, la détermination des chemins préférentiels de l’eau dans une zonenécessite l’injection de traceurs visibles (colorants et traceurs fluorescents notamment). Les caractéristiquesdu traceur doivent être adaptées au milieu.Différents critères doivent être vérifiés (Käss et al., 1998) (Xu et al., 2004):• Sa toxicité par rapport au milieu est bien sûr le critère principal.• Il doit être inerte (conservateur) dans le milieu afin de ne pas perturber l’écosystème.• Il doit être facile à détecter en faible quantité.• Il doit être présent en faible concentration dans la nature (moins de perturbations possibles).• Sa solubilité doit être connue et suffisante pour sa diffusion dans le milieu.• Ses interactions avec le sol ainsi qu’avec la végétation doivent être connues.• La température doit être prise en compte lors de l’expérience.• Le coût d’utilisation et d’analyse des traceurs n’est pas négligeable.De plus, le site doit permettre la prise d’échantillons de traceurs en différents points choisis. Enfin, un suivides traceurs dans le temps doit être possible (prise d’échantillons à l’aide de préleveurs automatiques…).Le tableau 4 résume la toxicité des principaux colorants fluorescents et sels (German FederalEnvironmental Agency Working Group, 2001).Traceurs Critères Toxicité Recherche effectuéeColorants fluorescentsUranine Sûr T,LEosine jaune Sûr L,WAmidorhodamine G Sûr TSodium naphthionate Sûr TPyranine Sûr TTinopal CBS-X Sûr TTinopal ABP liquide Sûr TSulforhodamine B Sûr TRhodamine WT Dangereux pour l'homme TRhodamine B Dangereux pour l'homme et l'environnement T,LRhodamine 6G Dangereux pour l'homme et l'environnement T,LSelsLithiumSûr sous conditions : la concentration en lithium dans l'eaupotable doit être au maximum de 5 mg/L pendantL,Wpas plus d'une semaine et de 0,5 g/L sur le long termeStrontiumSûr sous conditions : la concentration ne doit pasexcéder 15 mg/L dans l'eau potableL,WBromeSûr sous conditions : le traceur au brome ne doit pasapparaître dansL,Wde l'eau traitée pour devenir de l'eau potableTableau 4 : Résumé de la toxicité des principaux colorants fluorescents et sels (German FederalEnvironmental Agency Working Group, 2001) T : tests toxicologiques, L : recherches dans la littérature, W :jugement du groupe d’expertsEn règle générale, le traçage dans l’eau se doit d’être minimisé en terme de nombre d’expériences, detraceurs utilisés, de quantité de traceur appliquée et de durée d’exposition du milieu aux traceurs.4. Vers une modélisation du fonctionnement hydraulique d’une ZHAL’injection d’un traceur à l’entrée d’une ZHA permet de définir le temps de séjour du traceur comme letemps de résidence et le temps de transit (McGuire et al., 2006). A chaque point le long d’un cheminpréférentiel de la zone, le temps de résidence correspond au temps passé depuis l’injection du traceur jusqu’à20

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)son apparition en ce point. Le temps de transit correspond au temps passé depuis que le traceur sort de lazone. Un temps de transit plus long indique un temps de stockage plus long. De plus, le temps de transit tientcompte de l’hétérogénéité des chemins préférentiels du traceur et reflète les processus internes du bassin(McGuire et al., 2006).La modélisation à partir de temps de transits notamment permet de prévoir le comportement d’une zonepar rapport aux traceurs injectés pour d’autres conditions sur le débit d’entrée par exemple.Le fonctionnement hydraulique d’une ZHA est un facteur influençant sur le traitement d’une chargepolluante. Ce fonctionnement décrit l’évolution du compartiment eau dans la ZHA. Le comportementvégétation et son rôle dans le traitement de la pollution méritent d’être approfondis.C. Fonction biologique au sein des ZHA : rôle de la végétationLes ZHA à fonction épuratoire telles que les lits plantés de roseaux développent une végétationfavorisant la réduction de la charge polluante d’entrée (en nitrates, phosphates, métaux lourds notamment).Cette végétation a été introduite par l’Homme. Certaines ZHA à fonction principale d’écrêtement du débitd’entrée ont développé naturellement une végétation. Tel est le cas du prototype d’étude où les macrophytesPhragmites Australis (roseaux communs) couvrent plus de 90% de la superficie du bassin au printemps et enété. Un recensement des espèces végétales sur le bassin a été effectué le 1 er juin 2007 (cf. annexe 4). Lagestion classique d’un bassin d’orage est de le curer régulièrement (Blottière, 2007). Cependant, lavégétation pourrait jouer un rôle non négligeable dans la réduction de la charge polluante. Par exemple, lacomparaison de deux ZHA avec 5% et 90% de recouvrement par des macrophytes sur la réduction de lacharge polluante en méthyl-parathion montre, pour une concentration d’entrée de 400 µgL - 1, uneconcentration de sortie de 8 µgL - 1 pour la ZHA avec 5% de recouvrement et de 0.1 µgL - 1 pour celle avec90% de recouvrement (Schultz et al., 2003). Il convient donc de s’intéresser aux processus impliquant lavégétation et les pesticides dans les ZHA.1. Rôle direct des plantes : absorption/dégradationLes pesticides peuvent être extraits des compartiments eau, sol ou sédiment et être absorbés par la plante.Dans la plante, ils pourront être transformés. C’est ce qu’on appelle la phytoextraction. Les plantes peuventalors bioaccumuler les pesticides ou les dégrader. La nature même des herbicides semblerait aller enl’encontre d’une possible phytoremédiation par les plantes elles-mêmes. Néanmoins, les substances activesdes herbicides ont un effet toxique sur des espèces végétales ciblées.Scoenoplectus califorrnicus par exemple, en milieu aquatique peu profond, absorbe des pesticidesorganochlorés tels le DDT ou l’endosulfate. Différents compartiments végétaux permettent d’absorber lespesticides. Ici, les racines des joncs absorbent les plus fortes concentrations (30.2 à 45.7 ng.g -1 du poids sec),majoritairement à partir du compartiment sédiments (Miglioranza et al., 2004). La capacité des graines deLupinus angustifolius à consommer un certain nombre de pesticides a été testé. Au bout de 5 jours, plus de80% d’atrazine injecté dans le système est retrouvé dans l’ensemble des graines. Les pesticides ont étébioaccumulés par les graines. L’extraction des pesticides des graines au bout d’une semaine ne donne aucunrésidu de pesticides. Ceci met en évidence la capacité de dégradation des graines vis-à-vis de certainspesticides (Garcinuno et al., 2003).En ce qui concerne les Phramites Australis, la capacité de leurs racines ainsi que de leurs feuilles a ététestée pour différents pesticides (fenoxapropo-P, propachlor, pethoxamid et terbutylazine). La capacité estplus forte pour les racines que pour les feuilles. En outre, Phragmites Australis semblerait être efficace enterme de détoxification pour les herbicides et un bon candidat pour la phytoremédiation des effluentsagricoles (Schröder et al., 2005).La phytoextraction est cependant spécifique de la nature et des propriétés de la plante, du pesticideconsidéré, ainsi que des conditions physico-chimiques du milieu et des autres compartiments. Le pesticidedevra être disponible pour pouvoir être absorbé.Le glyphosate pénètre dans la plante par diffusion à travers la cuticule du feuillage (Morillo et al., 2000).La concentration en glyphosate et en surfactant dans la formulation influent sur le mécanisme d’absorption.La capacité des plantes à dégrader le glyphosate semble néanmoins réduite (Tortensson, 1985) (Spranckle etal., 1975). Cependant, une analyse de glyphosate effectuée sur des appareils végétatifs de Phragmites du BO21

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)(Hunault, 2005) a montré des concentrations faibles mais non négligeables de l’ordre du dixième de mg/kg.En prenant en compte les quantités de glyphosate arrivant dans le bassin ainsi que la densité des Phragmitesdans le BO, une première approximation serait que 17% du glyphosate entrant serait absorbé par lesPhragmites. Les plantes peuvent s’adapter à certains pesticides du milieu et leurs capacités d’absorptionpourraient être modifiées (Winkel et al., 2007). La possible absorption du glyphosate dans les Phragmites duBO peut résulter d’une adaptation des plantes au milieu. Néanmoins, cette analyse est ponctuelle et mérited’être approfondie.Contrairement au glyphosate, le diuron pénètre dans la plante par les racines. D’après Matamoros(2006), Phragmite Australis possède une capacité de bioaccumulation mais aucune capacité de dégradationdu diuron : du diuron (100 mg) est injecté dans une ZHA. Après 21 jours, des concentrations de 6.3 µg/kgdans les racines, 13.62 µg/kg dans les tissus et 107.4 µg/kg dans les feuilles. La dégradation du diuron estquasi-nulle. La forte présence du diuron dans la végétation et son accumulation dans les feuilles estattribuable à sa sorption à travers le système racinaire de la planteLes Phragmites n’absorbent que faiblement le glyhosate mais plus fortement le diuron. Cependant, ilsemblerait que la phytoremédiation par les végétaux directement soit limitée. L’étude de l’interaction desvégétaux avec les autres compartiments mérite d’être approfondie.2. Rôle indirect des plantes : favoriser la bioremédiationMac Kinlay (1999) a étudié la possibilité de traitement de l’atrazine dans des systèmes plantésmarécageux, avec entre autres Phragmite Australis. Après 53 jours, il n’y avait plus d’atrazine dans lesystème. Le mécanisme de décontamination mis en évidence est microbien et a lieu dans la zone racinaire, larhizosphère. Cette dernière est le lieu privilégié du développement des micro-organismes, acteurs directs dela bioremédiation des pesticides. Elle est la zone où l’interaction la plus intensive entre les microorganismeset la plante est observée (Stottmeister, 2003).Les plantes participent à la bioremédiation par différents processus :• Elles fournissent une surface énorme de fixation des micro-organismes.• Elles relargent du dioxygène (O 2 ) au niveau de la rhizosphère (jusqu’à 60% du volume total de tissus), cequi permet un développement accru de la biomasse microbienne (Stottmeister, 2003). Une couche oxique de1 à 3 mm d’épaisseur autour des racines se forme. Les conditions aérobies du milieu permettent en généralune meilleure dégradation des pesticides qu’en anaérobiose (DT50 inférieures en aérobiose qu’enanaérobioses) (communication orale Lebeau 2007).• Elles apportent des composés carbonés issus de leur photosynthèse sous forme de rhizodépôts (10 à 40%de leur production photosynthétique nette). Cependant, la connaissance sur les rhizodépôts des macrophytesreste faible.• Elles évitent le colmatage et augmentent la filtration physique dans le cas de filtration verticale• Elles isolent du froid durant l’hiver.• Elles ralentissent la vitesse d’écoulement et peuvent alors permettre d’augmenter le temps de contact despesticides avec les sédiments et bactéries de la zone.• Enfin, les végétaux morts permettent une surface d’adsorption non négligeable pour les pesticides.(Lebeau, communication orale).Les plantes ont également des aspects négatifs sur la bioremédiation. Elles diminuent le volume destockage de le ZHA (Kohler et al., 2004). Elles peuvent également induire des réactions anaérobiques defermentation lors de leur mort. Ces réactions peuvent être défavorables à la bioremédiation.L’absorption et dégradation des pesticides par les plantes se révèle être limitée. Néanmoins, les plantessont en interaction permanente avec les autres compartiments, sol-sédiments-bactéries. Elles sont nécessairesà la bioremédiation puisqu’elles favorisent de manière non négligeable le développement de l’activitébactérienne notamment.La végétation joue un rôle non négligeable dans la nouvelle fonctionnalité des ZHA de traitement de lapollution des produits phytosanitaires, et notamment dans le prototype d’étude. Dans le cas d’une nouvellefonction de remédiation prise en compte dans la gestion du prototype, le développement de la végétationdevra être maintenu et optimisé en relation avec les autres compartiments.Cette synthèse bibliographique a permis de mettre en avant les connaissances nécessaires aux transfertsde pesticides dans les ZHA, tout en prenant en compte les caractéristiques propres et différences entre lespesticides étudiés dans la suite de cette étude. L’hydraulique d’une ZHA ainsi que l’approfondissement durôle de la végétation dans la remédiation complètent l’approche pluridisciplinaire de cette étude.22

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Partie 2 : Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique des transfertsde glyphosate et de diuron sur le bassin d’orage du Waldweg,Rouffach, France. Mise en évidence de nouvelles fonctionnalités.A. Site, données, instrumentation1. Présentation du site d’étudeLe prototype d’étude est le bassin d’orage (BO) du Waldweg (cf. Figure 2), situé sur la commune deRouffach (Haut-Rhin, Alsace, France), 15 km au sud/sud ouest de Colmar. Il reçoit les eaux de ruissellementde deux bassins versants contigus. Les données dont nous disposons concernent le bassin versant exploité enmajeure partie par le LEGTAV de Rouffach, partenaire du CEVH. Ce bassin versant est nommé « bassinversant de Rouffach » (cf. Figure 1). Par la suite, ce bassin versant (BV) sera caractérisé uniquement.Ville de RouffachBVExutoire du BV : BO du WaldwegFigure 1 : Localisation du bassin versant (BV) et du bassin d’orage du Waldweg (BO) à l’exutoire du BV(piémont de Rouffach, Alsace, France)Ouvrage de vidange :mur percé de trousEntrée 2 : 4.8 haEntrée 1 : exutoire du BV : 61.5 haFigure 2 : Présentation du bassin d’orage (BO) du Waldweg (avril 2007) (Rouffach, Alsace, France)23

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Les produits phytosanitaires sont introduits sur les parcelles localisées au sein du BV amont sur lequelles eaux de ruissellement se forment et transitent. Pour cela, la caractérisation du BV mérite d’êtreapprofondie.a. Bassin versant amont (BV)Caractéristiques géographiques, climatiques, hydrologiques et morphologiquesLa figure 1 donne la localisation géographique du BV. Ses coordonnées géographiques sont 47°57N,7°17E.Le climat du BV est reflété par celui du piémont alsacien : influence continentale avec une forteamplitude thermique et des précipitations variables. En été, de fortes précipitations sont dues à de violentsorages.Une station météorologique de type MIRIA 5 paramètres, mesure au pas de temps de 6 minutes lesprécipitations depuis 12 ans. La température moyenne annuelle est de 11°C (Domange, 2005). Sur les troisdernières années, l’intensité maximale de pluie est de 7.8 mm en 6 min, 18.6 mm en 1 heure et 29.2 mm en24 heures (cf. annexe 1). La moyenne des précipitations est de 600 mm (période 1946-2006).La surface du BV topographique a été évaluée à 61.5ha, la surface hydraulique (tenant compte desaménagements hydrauliques, soit 5% de la surface totale) à 47.5ha, et la surface effectivement ruisselante à18.6ha. Orienté Sud-est, le BV se caractérise par une pente moyenne de 15%, avec une altitude compriseentre 230 et 370m (Tournebize, 2001). Le nombre d’épisodes pluvieux engendrant un débit à l’entrée du BOentre mars et octobre 2006 est de 30. Le volume moyen d’un évènement ruisselant à l’entrée du BO est de 50m 3 (cf. tableau 5).Débit max (L/s) Débit moyen (L/s) Volume max (m 3 ) Volume moyen (m 3 )130 14 1050 50Tableau 5 : Statistiques générales des débits et volumes annuels entrants dans le bassin d’orage duWaldweg, Rouffach, France (2003 à 2006)Caratéristiques géologiques, pédologiques et occupation du solLa géologie et le type de sol du BV influent sur le prototype d’étude. En effet, le matériel d’érosion duBV se retrouve dans l’eau qui ruisselle jusqu’au BO. Le BV est localisé sur un massif géologique würmien.Le sol est de type brun calcaire peu évolué et profond sur loess (limons calcaires éoliens, Calcosol) (FOA-UNESCO, 1981). Sa classe texturale est limoneuse : 70 % de limons fins et grossiers, 15 à 32 % d’argile,moins de 2% de sable. Le taux de matière organique varie de 1.3 à 1.6% selon les profondeurs considérées,les pourcentages les plus grands étant observés en surface.L’occupation du sol est en grande partie viticole (69% de la superficie du BV hydraulique), avecquelques vergers et prairies à l’amont.Données sur les pesticides épandus sur le BV et se retrouvant à l’entrée du BOLes apports en produits phytosanitaires font l’objet d’enquêtes auprès des exploitants. Les donnéesrécoltés jusqu’en 2006 concernent le LEGTAV et deux exploitations, ce qui représente 60% de la superficiedu BV. La quantité totale de produits phytosanitaires diminue de 2003 à 2005 mais l’année 2006 présenteune légère augmentation par rapport à l’année 2005 (cf., annexe 2). Le glyphosate et le diuron nousintéressent plus particulièrement dans cette étude. Le diuron semble donc être plus communément utilisédepuis 2006, ce qui est contradictoire avec la législation en vigueur qui vise à limiter depuis 2003 l’épandagede ce pesticide (cf. annexe 2). La quantité de glyphosate épandu est en augmentation en 2006 (de plus de300% par rapport à 2005). Ceci montre l’importance de cette substance dans l’étude. Enfin, le détail desépandages par quinzaine sur l’année 2006 (cf. figure 3) nous donne une idée du planning des épandages en2007.24

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Epandage par quinzaine des pes ticides s ur 60%du BV, année 2006120100Quant it é ( Kg)80604020DiuronGlyphosateAutres015 31 15 30 15 31 15 30 15 31 15 30 15 31 15 31 15 30 15 31 15 30 15 31jan f ev mar avr mai juin juil aoû sept oct nov décTemps (quinzaine)Figure 3 : Détail des épandages par quinzaine sur le « bassin versant de Rouffach », France en 2006Les épandages en diuron en 2007 se feraient donc principalement fin mars, ceux en glyphosate fin marset en plus grande quantité durant la première quinzaine de mai.Le ruissellement sur le BV entraîne moins de 0.3% en masse de pesticides à l’entrée du BO (Domange2005, Grégoire 2006). Cependant, les concentrations retrouvées en entrée du BO lors des épisodes ruisselantssont relativement élevées (cf. annexe 3).b. Prototype : bassin d’orage du Waldweg (BO)Entrée principale : exutoiredu BV : Entrée 1, rampe dedéversement bétonnéeOuvrage de vidange :mur percé de trousNBOESEntrée secondaire : Entrée 2AFigure 4 : Schéma de plan de projet du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France25

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Caractéristiques morphologiquesLors de son redimensionnement en 2002, le BO (cf. figures 2 et 4) a été construit afin de pouvoir écrêterles débits d’une pluie décennale. Sa superficie est de 325 m2, et son volume de stockage maximum est de1400 m 3 . Le fond de l’ouvrage n’est pas étanchéifié. En complément du tassement; quelques blocs rocheuxont été déposés sur le fond. Sur la partie aval du BO, la dalle en béton de l’ancien bassin a été laissée.Cependant, cette partie couvre moins de 20% de la superficie du BO, et la dalle n’est sans doute plus trèsétanche. Le pourtour du bassin est fait d’enrochement bétonné.L’intérieur de l’ouvrage est constitué d’une couche de sédiments de 40 cm en moyenne. Cette dernièreprovient du dépôt permanent de sédiments dans le bassin lors des évènements ruisselants. La végétation estdense et composée à plus de 90% par des roseaux communs : Phragmite Australis (cf. figure 2). La capacitéhydraulique du bassin est ainsi diminuée de 10% environ (0,40 m*325m 2 ). Le cahier des charges prévoit uncurage régulier du bassin (communication orale M.Merckling, DGS ville de Rouffach). Néanmoins, il n’apas été curé depuis sa construction, ce qui facilite notre étude. Cependant, un curage est prévu pour l’été2007, dans le cadre notamment de la suite du projet ArtWet pour la plateforme technologique de Colmar. Leproblème de la conciliation des deux fonctions est gardé à l’esprit durant notre étude et nous nousattacherons à définir une ébauche de curage approprié.Les eaux de ruissellement du BV sont concentrées dans le BO par un caniveau équipé d’un débitmètre etd’un préleveur automatique (comme détaillé dans ce qui suit) avant de se déverser dans le bassin par unerampe en béton : Entrée1 (cf. figure 4 et annexe 5). La collecte des eaux du bassin viticole de 4.86 ha se faitdans un tuyau en béton : Entrée 2 (cf. annexe 5). Les études effectuées sur le terrain de janvier à début juin2007 ont permises de constater un faible flux d’eau en continu par cette deuxième entrée, même durant lespériodes sèches. Nous avons remarqué que ce flux provient d’une fissure dans le sol, probablement d’unerésurgence.L’ouvrage de vidange (OV) est un mur en béton percé de plusieurs orifices de 5 cm de diamètre enmoyenne (cf. Figure 2, 4, 5 et annexe 5). Le fonctionnement hydraulique du bassin est basé sur l’ouverturede deux trous (T1 et T2) (cf. figure 5), situés du côté opposé à celui de l’entrée de l’eau dans le bassin. Letemps de séjour de l’eau pourrait donc être amélioré (Reilly et al., 2000). Certains orifices placés plus hautdans le mur sont ouverts mais en pratique, la ligne d’eau n’a jamais atteint ces orifices depuis 2005. La sortiesera plus détaillée dans la partie 2, 1.2. « Instrumentation du site ».BA55 cmLigne de trousFigure 5 : Coupe A-B (cf. figure 4) : schéma de l’écoulement dans l’ouvragela plus bassede vidange à partir des trous 1 et 2 (T1 et T2),bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, FrancePremières données et verrous à leverUne première approche sur l’hydraulique du BO est donnée par Hunault (2005).En ce qui concernel’infiltration, l’analyse de la composition de la couche compactée formant le fond du bassin indique que cedernier est imperméable (Hunault, 2005). Une approche théorique des temps de séjour (Ts) de l’eau dansl’ouvrage montre les résultats suivants (Hunault, 2005) :• Pour un épisode pluvieux générant un débit d’entrée de 6.9 m 3 /h pour un volume de 5.4 m 3 et un débit desortie de 7 m 3 /h :T2T195 cm26

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)o BO en eau (80m3) : pour 6% du volume entrant : Ts = 12.2h, la partie restante du volume d’eauentrée reste dans le BO jusqu’au prochain épisode pluvieux.o Bassin à sec : le volume d’entrée est stocké jusqu’à l’arrivée d’un nouvel épisode ou jusqu’àévaporation totale.• Pour un événement pluvieux générant un débit d’entrée de 175 m 3 /h pour un volume de 119 m 3 et undébit de sortie inférieur à 54 m 3 /h :o Bassin en eau (80m3): pour 60% du volume entrant, Ts = 4 h, pour le reste, la partie restante duvolume d’eau entrée reste dans le BO jusqu’au prochain épisode pluvieux.o Bassin à sec : remplissage du volume stocké en 27 min, Ts = 2.4h.Ces résultats donnent un premier ordre de grandeur des temps de séjour de l’eau dans le BO. Cependant,cette approche est purement théorique. La complexité de l’ouvrage et de son fonctionnement nécessite uneétude nouvelle présentée dans ce qui suit.Pour une concentration d’entrée en glyphosate de 3.5 µg.L -1 , la concentration en sortie est de 2.5 µg.L -1 ,soit un abattement de 30% (Hunault, 2005). Cependant, cette mesure est ponctuelle. Le bilan sera approfondidans la suite de l’étude.Les compartiments «sédiments + micro-organismes » du BO possèdent la capacité de fixer le Glyphosatedes eaux de ruissellement et de le traiter en moins de 10 jours par l’action simultanée des processus dedégradation et d’adsorption, et ceci sans tenir compte du caractère dynamique de l’arrivée de la pollution(Hunault, 2005). Ces processus microbiologiques ainsi que les transferts du glyphosate, du diuron et de leursmétabolites dans les sédiments du BO sont étudiés par l’équipe de Thierry Lebeau et Adrien Wanko dans lecadre du projet LIFE06 ENV/F/000133 - ArtWet.L’étude du fonctionnement hydraulique ainsi que celle de l’abattement du glyphosate et du diuron dansle BO requiert son instrumentation.2. Instrumentation du siteLe site est instrumenté en entrée, au niveau du caniveau qui concentre les eaux de ruissellements duBV (cf annexe 6). Un canal Venturi (marque Endress-Hauser) couplé à un débitmètre (DPN 7/2 Hydrologic)permet de mesurer en continu les variations de débit. Le canal permet de mettre en place un régimed’écoulement fluvial avec une surface libre stable. Un système bulle à bulle permet de mesurer la pression del’eau et ainsi la hauteur de l’eau. La précision de la mesure est de 1 mm. D’après une formule spécifique aucanal Venturi, la hauteur d’eau est convertie en débit. De plus, un préleveur automatique réfrigéré (4010Hydrologic) de 24 flacons est couplé au débitmètre. Le préleveur se doit d’être réfrigéré car les analyses depesticides nécessitent de maintenir au frais et à l’abri de la lumière les échantillons. L’appareil prélève unéchantillon d’eau tous les 8 m3. Cette valeur a été déterminée de façon à couvrir la majorité des évènementsruisselants et à permettre l’échantillonnage de deux épisodes successifs. Rappelons qu’à cet effet, le relevagedu préleveur est prévu une fois par semaine.Par contre, le site n’est pas instrumenté en sortie. L’établissement d’un bilan de la réduction dela charge polluante par le BO passe donc par cette étape. Un préleveur permet d’échantillonner encontinu. La concentration en produits phytosanitaires est déterminée grâce à des analyses à l’InstitutPasteur de Lille (IPL). La mesure du débit de sortie en continu par un débitmètre, couplée auxvaleurs des concentrations des échantillons, permet d’établir des bilans de masse en sortie du BO.a. Choix du préleveur et du débitmètreL’ouvrage de vidange (OV) est constitué de deux murs parallèles en béton délimitant l’écoulement del’eau. Il se termine par un tuyau circulaire en PVC par lequel l’eau sort (cf. figure 4).27

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Vers le réseau de collecte des eauxpluvialesSortie du tuyaucirculaire : canal enbétonSens de l’écoulement de l’eauTuyau circulaire : sortie OVVue de dessus de l’OV :écoulement de l’eau àpartir de T1 et T2Figure 6 : Fonctionnement de l’ouvrage de vidange du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France, etenvoi des eaux vers le réseau de collecte de la ville de RouffachPlusieurs entreprises proposent des préleveurs automatiques couplés à des débitmètres (Hydrologic,Endress-Hauser, Hydreka, Nivus, Neotek…). Le choix du matériel s’est fait en fonction des contraintes deterrain et de la durée d’étude (le projet ArtWet dure 3 ans). Le préleveur se doit d’être réfrigéré afin d’éviterla dégradation des produits phytosanitaires pendant le stockage. Il se doit également de contenir un nombrede flacons suffisants pour pouvoir être relevé au minimum une fois par semaine. La réfrigération pendant aumoins une semaine implique d’être relié sur secteur. Le préleveur choisi est le modèle 6712 de Neotek (cf.annexe 7). Il est réfrigéré et équipé d’une tête de programmation pouvant être couplée à un moduledébitmétrique. La température est réglable de 0 à 8°C. La gamme de température extérieure est de -29 à 50°C, gamme acceptable pour le site. Il comporte un jeu de 24 flacons en verre, la plupart des pesticides nes’adsorbant pas sur le verre.Le débit à la sortie du BO convient d’être mesuré dans l’OV ou dans le canal en béton (CB) donnant surla route (cf. annexe 6). Les modules débitmétriques pouvant être couplés au préleveur 6712 sont de différentstypes : ultrasons ou bulle à bulle principalement, l’écoulement en sortie étant toujours à surface libre. L’OVet le CB sont sujets au développement de végétaux (algues notamment). En mesurant le débit par ultrasons,la mesure pourrait être faussée par ces végétaux. Notre choix s’est porté sur le module débitmétrique 730bulle à bulle (même fonctionnement qu’à l’entrée) (annexe 7). Il est doté d’un système d’autopurge régulieret réglable. Sa gamme de lecture est 0 à 3 mètres en hauteur d’eau. La précision de la mesure est +/- 0,0015m de 0 à 0,31 m d’eau et +/-0,003 m jusqu’à 0,914 m. La mesure peut se faire par intervalles de 1, 2,5, 10, 15ou 30 minutes.La mesure de débit avec le système bulle à bulle nécessite d’avoir une relation « débit » en fonction de« hauteur d’eau. » Un déversoir est un dispositif qu’on utilise pour mesurer ou contrôler le débit s’écoulantdans les canaux (Vazquez, 2004, Cetmef, 2005). La mise en place d’un déversoir ou seuil triangulaire permetde rendre l’écoulement uniforme. La surface libre sera stabilisée en un point, ce qui permet de relier lahauteur d’eau au débit par calculs hydrauliques. De plus, le débit de sortie de l’ouvrage est faible la majeurepartie de l’année, de part sa fonction même d’ouvrage de retenue des eaux pluviales. Le tuyau de l’OV (cfannexe 6) n’est rempli au maximum qu’au quart (observations sur le terrain et expérience depuis 2002). Undéversoir ou seuil triangulaire (cf. figure7), en plus de permettre un calcul de débit en fonction d’une hauteurd’eau, permet de limiter la section d’écoulement. La mesure de faibles débits est alors possible. Un seuiltriangulaire (cf. figure 7 et 8) sera donc mis en place en sortie.28

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)10°10°50 cmSeuil « en V »Hauteur de pelle : 6 cmVolume « mort »Figure 7 : Coupe schématique transversale d’un seuil triangulaireDiamètre : 47 cmHauteur de pelle : 6 cmMise en place du seuilFigure 8 : Détail de la mise en placedu seuil triangulaire dans l’OVb. Couplage avec un déversoir triangulaireUn seuil triangulaire dans un canal permet de calculer le débit passant au niveau du seuil en fonction dela hauteur d’eau à ce même niveau, sous certaines conditions sur le canal données par la norme française surles déversoirs à profil triangulaire : NF(norme française)ISO4360 de novembre 1986. Ces conditionss’appliquent dans notre cas uniquement au canal amont du seuil, dans la mesure où ce dernier est dénoyé(Vazquez, 2004). La mesure de débit peut se faire dans l’OV, dans le tuyau ou dans le CB (cf. figure 6). Ilconvient de choisir l’emplacement adéquat pour la mise en place du seuil. La norme citée ci-dessus imposeles critères suivants :• La répartition des vitesses se doit d’être la plus uniforme possible. Le régime doit donc êtrelaminaire.• Le « volume mort » doit être pris en compte : il correspond au volume d’eau ne passant pas par leseuil (cf. figure 7).• Les fortes pentes sont à éviter si possible : la pente doit être de l’ordre du pour 1000. Les pentes del’OV, du tuyau et du CB ont été mesurées à l’aide entre autres d’une mire et d’un goniomètre. Le tuyau aune pente de 1.12%. La mise en place d’un seuil dans le tuyau est techniquement difficile. L’OV devidange a une pente variable mais faible voire nulle. Le CB a une pente variable, de l’ordre de 4% enmoyenne.L’eau arrivant dans le CB passe par un coude, la répartition des vitesses n’est donc pas uniforme. Deplus, la pente dans le CB est trop élevée. Il ne convient donc pas. Le seuil sera mis en place dans l’ouvragede vidange. Les deux trous de vidange (T1 et T2) sont placés du côté opposé au tuyau. La répartition desvitesses dans l’OV est uniforme vers le tuyau. L’ouvrage sera donc mis juste en amont du tuyau (cf. figure8).Le déversoir préconisé est à crête mince. L’angle d’ouverture du seuil se doit d’être défini ainsi que lahauteur de pelle (cf. figure 7). Il convient alors de choisir une gamme de débit pour déterminer cesparamètres. Le débit maximal d’un trou (T1 ou T2 à pleine section) est de 2 L/s environ (mesure manuelleeffectuée sur le terrain). Le débit maximal choisi pour la mesure sera pris par précaution égale à 5 L/s. Pourun souci de prise en compte des plus faibles débits, la gamme de débit choisie est de 0.001 L/s à 5 L/s.29

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Selon l’ouvrage « Synthèse des lois d’écoulement au droit des seuils et déversoirs » (Cetmef, 2005),plusieurs formules de débit en fonction de la hauteur d’eau sont préconisées. Néanmoins, l’angle minimalrequis pour l’ouverture du seuil est de 25°. L’ouverture du seuil devra cependant dans notre cas êtreinférieure à 25° pour une meilleure précision. D’après la formule de Kindsvater recommandée parl’Association Internationale de Normalisation (I.S.O) (Cetmef, 2005), pour ma gamme de débit et un angled’ouverture de 20°, la hauteur d’eau pour le débit maximal de 5 L/s est de 0.34 m (cf. annexe 8). Pour 0.01 mde hauteur d’eau, le débit minimal de 0.001 L/s est atteint. Avec une précision de 0,0015 m du débitmètre,une hauteur d’eau de 0.01 m (pour le débit minimal) sera mesurée à 15% près.L’angle d’ouverture est choisi égal à 20° dans un premier temps. Cependant, le seuil ainsi que l’OV nesatisfont pas toutes les conditions de la formule de Kindsvater (Cetmef, 2005). L’angle de 20° est trop faible.L’ouverture du seuil se doit d’être dans l’axe du tuyau pour permettre un bon écoulement à l’aval. Or, letuyau ne se trouve pas au milieu de l’OV. Enfin, la hauteur de pelle du seuil est prise égale à 6 cm, ce quicorrespond à la hauteur entre le radier de l’OV et le radier du tuyau. Ces trois conditions ne satisfont pas lesconditions initiales pour les calculs théoriques de débit de seuil. Ainsi, il convient de modéliser l’écoulementdans l’OV avec la gamme de débit choisie afin de trouver la loi « Débit en fonction de la hauteur d’eau enamont du seuil» spécifique à la sortie du BO.Loi spécifique débit-hauteur : modélisationL’ouvrage de vidange ainsi que le seuil préconisé sont modélisés par un maillage sous le logiciel Gambitversion 2.3.16. La représentation de l’OV est simplifiée dans la mesure où la pente est en réalité trèsirrégulière à l’échelle du centimètre. La modélisation de l’écoulement, à partir de la représentation sousGambit, se fait avec le logiciel Fluent version 6.3.26. Une section d’eau avec une vitesse (débit) estintroduite en amont de l’OV. La hauteur d’eau est représentée par le volume d’eau et la surface libre. Lelogiciel itère jusqu’à converger vers une solution où l’écoulement est stabilisé dans l’OV. Différentessimulations avec différents débits d’entrée ont été testées. Deux conditions sont à vérifier en plus de laconvergence. Le bilan de masse entrant et sortant de l’OV doit être acceptable. Dans les solutions trouvées, ilest toujours inférieur à 4%. De plus, le logiciel calcule différentes hauteurs d’eau en un même point pour lasurface libre. L’écart entre les différentes hauteurs d’eau mesurées doit être minimisé. Dans les solutionstrouvées, l’écart type est toujours de l’ordre du dixième de millimètre. La précision de la mesure de hauteurétant de 0.0015 m, cet écart est acceptable.Sur un seuil, la hauteur d’eau passe par la hauteur critique et forme une crête déversante, la surface libren’est pas stable. Il convient de déterminer la distance à partir du seuil où la surface libre est stabilisée afin depouvoir placer la canne de bullage pour le débitmètre. Les différentes simulations testées ont permises dedéterminer une distance de 40 cm à l’amont du seuil pour la mesure de hauteur d’eau.Les résultats des différentes simulations sont présentés en annexe 9, tableau 9-1. Ces relations « hauteurdébit» permettent de tracer une courbe représentative de la loi trouvée. La superposition de la courbeexpérimentale à une courbe théorique permet de déterminer la loi. Plusieurs courbes de tendance ont ététestées. Pour chaque hauteur d’eau calculée avec le logiciel Fluent, l’écart entre les valeurs de débit entréesdans la modélisation sous Fluent et les valeurs de débit théoriques calculées avec l’équation de la courbe detendance, est mesuré. La courbe de tendance avec l’écart maximal le plus faible est une courbe polynomialed’ordre 4. L’écart est alors inférieur à 5% (cf. annexe 9, tableau 9-2), à condition d’écarter la valeur dehauteur d’eau pour un débit introduit sous Fluent de 3.5 L/s. De plus, le coefficient de détermination est de0.9944, la régression est précise (cf. annexe 9 figure 9-1). La figure 7 donne l’équation de la loi « hauteurdébit» déterminée.Cependant, l’extrapolation de cette loi pour des faibles débits donne des valeurs aberrantes. Une courbepolynomiale ne peut être extrapolée. Il convient alors de choisir une courbe de tendance d’un autre type pourdes débits sortants de la gamme modélisée. Une courbe de tendance exponentielle (cf. annexe 9, figure 9-2)semble convenir. L’erreur relative maximale est de 12% (cf. annexe 9, tableau 9-3). Néanmoins,l’extrapolation des débits est possible (cf. annexe 9, tableau 9-3).Précision et verrous à leverLes relations « hauteur-débit » modélisées ne sont pas nombreuses et concernent des gammes de débitsassez élevées, au regard de la fonction de stockage du BO et des faibles débits engendrés à la sortie la plupartdu temps. La modélisation mérite d’être poursuivie, en commençant par introduire dans le modèle un débittrès faible et de guider l’écoulement modélisée pour un mince filet d’eau. Cette détermination sera plus30

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)complexe car la convergence ne se fera que quand l’OV sera rempli en entier. La modélisation est simplifiéepar rapport à la complexité du terrain. La précision du modèle pourrait être évaluée par l’introduction d’undébit contrôlé sur site et la mesure simultanée de la hauteur d’eau 40 cm à l’amont du seuil. Les coefficientsde l’équation de la loi de seuil pourraient alors éventuellement être ajustées.La mise en place du dispositif de prélèvements couplé à celui de mesure du débit de sortie du BO encontinu a malheureusement longtemps été retardée par des problèmes techniques. Des appareils deremplacement nous ont été fournis. Ils ont permis de mesurer le débit en convertissant la hauteur d’eau dansle tuyau en débit par la formule de Manning-Strickler (Vazquez, 2004). Abordons à présent l’étude dufonctionnement hydraulique de l’ouvrage.B. Fonctionnement hydraulique du bassin d’orage du Waldweg : expériencede traçage in situ1. Objectifs, principe et méthodeL’expérience de traçage mise en place dans l’étude a pour objectif de déterminer le fonctionnementhydraulique du BO, ceci dans l’optique d’une optimisation du traitement des produits phytosanitaires parl’ouvrage. Ainsi, il convient de déterminer la distribution des temps de séjour (temps de résidence et detransit) de l’eau dans le bassin. Un parallèle avec les temps de séjour des différents pesticides arrivant dans leBO est nécessaire pour optimiser le fonctionnement hydro-bio-chimique du dispositif.Le principe de l’expérience repose tout d’abord sur une approche multitraceurs. Cette approche sembleen effet pertinente ; un traceur représentant le comportement de l’eau dans le bassin permet de mettre enévidence l’hydraulique de l’ouvrage. Ce dernier est le sel de bromure, le choix de ce traceur est détaillé dansce qui suit. Deux autres traceurs fluorescents, l’uranine et la sulforhodamine B (choix détaillés dans ce quisuit) permettent d’étudier des phénomènes chimiques et/ou biologiques dans le bassin (adsorption,dégradation abiotique par photolyse). De plus, le prototype d’étude est un ouvrage complexe. En effet, lestockage de l’eau se fait principalement à l’aval du bassin. La moitié amont est la plupart du temps sèche. Deplus, la texture des sédiments est variable au sein même de l’ouvrage (Hunault, 2005). Enfin, la végétationest dense et quelque peu variable au sein du bassin. L’étude de la dynamique des compartiments intra bassinsera approfondie dans ce qui suit. Les deux trous de sortie (T1 et T2) sont situés du côté opposé à l’entrée 1où se fera l’injection des traceurs. Ainsi, la complexité de l’ouvrage laisse supposer une répartitionhétérogène des flux internes dans l’ouvrage. La visualisation de l’évolution des traceurs fluorescents dans lebassin permettra d’observer ce fonctionnement. Ceci souligne l’intérêt d’une approche multitraceurs.Le principe de l’expérience repose ensuite sur le fonctionnement hydraulique actuel du BO. Ce dernierrepose sur l’ouverture des deux orifices de sortie T1 et T2 (cf. figure 5). Le niveau d’eau avant l’expériencede traçage se trouve au-dessus du niveau des trous (le 29-03-07, le niveau d’eau était de 6 cm au-dessus deT1 et de 5 cm au-dessus de T2). Un volume d’eau entrant dans le BO pourrait alors transiter rapidement versla sortie sans être stocké. Nous pouvons nous poser la question de l’optimisation du fonctionnementhydraulique par une ouverture différente en sortie. En effet, l’ouverture d’un ou de plusieurs orifices les plusbas dans l’OV (cf. figure 5) forcerait l’eau à s’infiltrer dans la couche de sédiments au fond du BO, ce quipourrait permettre un temps de séjour plus long dans l’ouvrage. Néanmoins, le fonctionnement hydrauliqueactuel est en place depuis la construction du BO. Il se doit donc d’être caractérisé. L’étude d’un autrefonctionnement hydraulique pourra se faire par la suite et nécessite l’accord des différents acteurs du BO,notamment de la ville de Rouffach.La méthode suivie pour cette expérience de traçage est la suivante. Les traceurs choisis sont injectés àl’entrée principale du BO. Les quantités de traceurs sont déterminées. Le bassin recevant de l’eau parintermittence (lors des évènements ruisselants), il convient d’injecter un débit artificiel dans l’ouvrage. Cecipermet de déterminer et de connaître le volume d’eau injectée et de pouvoir planifier l’expérience de traçagesans être dépendant de la météo.La complexité de l’ouvrage détaillée précédemment souligne l’intérêt de la prise de mesures intraouvrage. Différents points de mesure et de prises d’échantillons de traceur dans le bassin seront définis.L’expérience de traçage nécessite également de suivre l’évolution des traceurs en sortie de l’ouvrage.Des prises d’échantillons ainsi que des mesures de débit en continu seront mises en place.31

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Enfin, le suivi des traceurs dans le temps nécessite la continuité des mesures et prises d’échantillons danset en sortie du BO. L’expérience de traçage se termine en théorie quand les quantités totales de traceursinjectées en entrée se retrouvent en sortie.2. Protocole expérimentalLe protocole expérimental pour l’expérience de traçage débute par le choix des traceurs.a. Choix des traceursLe fonctionnement hydraulique du prototype d’étude est inconnu. Le choix de la visualisation de larépartition d’un ou de plusieurs traceurs dans le BO amène à choisir un ou plusieurs traceurs colorants oufluorescents. L’expérience de traçage est réalisée en partenariat avec l’équipe allemande de Jens Lange,partenaire du projet LIFE06 ENV/F/000133 – ArtWet. Les analyses se font à l’université de Freiburg,Allemagne. Le choix des traceurs colorants ou fluorescents s’est alors porté vers l’uranine (encore appeléfluorescéine) et la sulforhodamine B (cf. figure 9).Cette approche multitraceurs du fonctionnement du BO utilise également le brome comme troisièmetraceur. Ce dernier est non sorbé et non dégradé par la lumière. Il permet donc de représenter lecomportement de l’eau dans l’ouvrage. Il est présent en faible concentration dans le BO au départ. Le bromepeut être toxique si il est présent dans de l’eau utilisée par une usine de production d’eau potable. Le transitde l’eau sortant du BO étant suffisamment important avant une éventuelle utilisation, le brome étant alorslargement dilué, sa toxicité est négligeable. L’analyse du brome étant en cours à Freiburg, nous nousattacherons au devenir de l’uranine et de la sulforhodamine dans cette expérience.La fluorescence présente l’avantage, par rapport à la colorimétrie, d’atteindre une sélectivité importantedans les analyses. En effet, pour la colorimétrie, l’absorption de la lumière peut seulement être analysée sousla forme d’une simple longueur d’onde. Par contre, la fluorescence est analysée sous forme de deuxlongueurs d’onde, une d’excitation et une d’émission. Ainsi, la fluorimétrie permet de mesurer chaquecomposé avec deux longueurs d’onde spécifiques, les limites de détection sont donc bien meilleures.UranineSulforhodamineFigure 9 : Préparation de l’uranine et de la sulforhodamine, 30-03-07, bassin d’orage du Waldweg,Rouffach, FranceLes traceurs fluorescents choisis satisfont aux conditions requises et évoquées dans la synthèsebibliographique pour le choix d’un traceur.L’uranine est le traceur fluorescent le plus utilisé dans les expériences de traçage (Käss et al., 1998). Ilprésente une forte solubilité dans l’eau >600 g/L à 20°C. Sa constante de diffusion est de 1.9*10 -5 cm²/s. Ilest de couleur verte. L’uranine est le sel de sodium de la fluorescéine. Il est souvent utilisé sur de longuesdistances (Käss et al., 1998). L’adsorption du traceur sur les minéraux argileux est nulle. L’uranine estconsidérée comme non sorbtive (Käss et al., 1998).Par contre, ce traceur est dégradable par la lumière.La sulforhodamine est de couleur rouge. Elle est souvent utilisée avec l’uranine. En effet, il est possiblede distinguer les deux traceurs fluorescents à l’analyse car les pics d’intensité de fluorescence en fonctiond’une longueur d’onde d’excitation sont bien distincts. Dans des aquifères poreux près de Freiburg, 20 g desulforhodamine et 10 g d’uranine ont été injectés pour une distance de 100 m. Les concentrations retrouvéesen sortie étaient de l’ordre de 0.3 µgL -1 pour l’uranine et de 4.2 µgL -1 pour la sulforhodamine. La solubilitéde la sulforhodamine est de 10 g/L à 20°C. Ce traceur est adsorbant et peu dégradable par la lumière. Ilprésente donc des propriétés différentes de l’uranine, ce qui permet d’étudier l’influence des phénomènes desorption notamment sur son comportement dans l’ouvrage.32

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Démarche et matériel nécessaireb. Mise en place de l’expérience et résultats observésL’expérience de traçage a été planifiée le 30 mars 2007. Un ordre de grandeur du volume d’eau contenudans le BO avant la mise en place de l’expérience de traçage est déterminé. La hauteur d’eau au niveau destrous est de 1.20 m environ (détermination sur le terrain le 29-03-07). La hauteur d’eau moyenne sera priseégale à 0.80 m. Le bassin étant rempli d’eau sur 14 m de longueur et 12 m de large, le volume estimé est de150 m 3 . Ceci permet de déterminer les quantités de traceurs injectées dans le BO : 50 g pour l’uranine, 100 gpour la sulforhodamine et 5 kg pour le sel de bromure de sodium.De plus, un débit artificiel est injecté par les pompiers de Rouffach. Ce débit est pris sur la réserveincendie de la ville. Le débit souhaité varie entre 30 et 100 m 3 environ. Néanmoins, le niveau d’eau à lasortie étant au-dessus de celui de T1 et T2 (cf. figure 5), le débit de sortie sera permanent. Le volume injectéen entrée ne nécessite pas d’être trop important.Cette expérience s’est déroulée dans un souci de respect du « code de bonne conduite ». Une autorisationa été demandée à la ville ainsi qu’aux pompiers de Rouffach, mais également à la SOGEST qui gèrel’alimentation en eau potable de la ville, ainsi qu’à la DDASS du Haut-Rhin. L’expérience a été autorisée parces autorités. Il est à noter que la réserve incendie de la ville est de 120 m 3 pour une pression de 1 barpendant 2 heures. Cette norme a été respectée.Le matériel nécessaire à l’expérience est conséquent. La mesure du sel de bromure se fait parconductivité. Des conductimètres sont nécessaires pour couvrir le bassin et mesurer la conductivité à lasortie. Certains multimètres ont également permis de mesurer le pH de l’eau, la fluorescence des traceursétant variable en fonction du pH. La température est mesurée de la même manière. Un grand nombre deflacons en verre opaque (pour éviter la dégradation des traceurs fluorescents par les ultraviolets) sontnécessaires pour recueillir les échantillons pendant la journée du 30 mars 2007 et jusqu’à la fin del’expérience. De plus, un débitmètre portable, système bulle à bulle, est utilisé en sortie dans l’OV. Desmesures manuelles de débit sont également effectuées en sortie. Deux préleveurs automatiques (de la marqueISCO) portables seront également utilisés pour prélever de manière permanente des échantillons en sortie duBO, pour chaque trou (T1 et T2) respectivement. Enfin, des appareils photographiques ainsi qu’une camérasont utilisés pour suivre les chemins des traceurs dans l’ouvrage.Journée du 30-03-07 : injection des traceurs dans le prototype d’étudeDéversem ent de l’uranine dans le BODéversem ent de la sulforhodamine dans le BORépartition des traceurs dans le BOSortie de l’uranine et de la sulforhodamine duBO : déversement par T2 dans l’OVFigure 10 : Injection, transfert et récupération de l’uranine et de la sulforhodamine dans le bassin d’oragedu Waldweg, Rouffach, France, 30-03-0733

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)La couverture du bassin pendant la journée du 30-03-07 se fait par mailles. Néanmoins, elle n’est pasdétaillée dans l’étude, car les analyses des échantillons intra bassins n’ont pas encore été effectuées.L’injection des traceurs se fait en entrée 1 (cf. annexe5). Néanmoins, un filet d’eau permanent s’écoule dansle bassin par l’entrée 2. Le débit est peu variable par cette entrée (observation de février à juin 2007) et trèsinférieur au débit de l’entrée 1 lors d’évènements ruisselants. Il peut donc être assimilé à un débit moyenpermanent. Des mesures manuelles du débit par cette entrée secondaire (début mars à mai 2007) ontpermises de déterminer un débit moyen de 0.038 L/s (cf. annexe 10). La variation du débit de l’entrée 2 de0.025 à 0.060 L/s est négligeable, par rapport au débit de l’entrée 1. L’incertitude sur les mesures manuellesdu débit en entrée 2 est estimée par les opérateurs à 10%.Il est à noter que l’eau des orifices de vidange de l’ouvrage (T1 et T2) sort quasiment à pleine section.Les débris végétaux obstruant T1 et T2 ont été enlevés.Le déroulement de l’expérience de traçage le 30-03-07 s’est fait comme suit :• 15h45 : début de l’injection d’un débit artificiel par les pompiers à l’entrée 1 par le caniveau. Cedébit est de 500 L/minute et est maintenu constant. Une prise d’échantillons aux différents pointsreprésentatifs des mailles dans le BO ainsi qu’à la sortie de l’ouvrage est effectuée. Elle permet dedéterminer l’état zéro du BO par rapport aux différents traceurs.• 15h55 : injection sous forme de dirac (quasi instantanée) de 50 g d’uranine dans le caniveau,déversement par la rampe bétonnée (cf. figure10).• 16h00 : injection sous forme de dirac de 100 g de sulforhodamine dans le caniveau, déversement parla rampe bétonnée (cf. figure 10).• 16h05 : injection sous forme de dirac de 5 kg de sel de bromure dans le caniveau, déversement par larampe bétonnée.• 16h50 : arrêt de l’injection de débit dans le BO. Le volume final injecté est de 32.5 m 3 .La méthode des mesures et prises d’échantillons intra bassin est présentée dans le tableau 6. Latempérature de l’eau en surface est de 15°C environ et peu variable intra bassin.Mesure Lieu Fréquence de mesure et de prise d’échantillonintra bassinConductivité Intra bassin, Pas de temps de 5 minutes de 15h45 à 16h25(µS/cm) par mailles, puis de 10 minutes jusqu’à 17h05 puis de 30Température(°C)pHen surfaceIntra bassin,par mailles,en surfaceIntra bassin,par mailles,en surface min jusqu’à 18h05. Arrêt des mesures à 18h05Tableau 6 : Méthode de mesures et d’échantillonnage intra bassin, expérience de traçage sur le bassind’orage du Waldweg, Rouffach, France, 30 mars 2007En sortie, les prises d’échantillons sont restées rapprochées jusqu’à ce que la majeure partie des traceurssoit sortie de l’ouvrage. Ainsi, les mesures des concentrations des traceurs en sortie sont proportionnelles à laquantité de traceurs sortis. Les variations de quantité de traceurs sont alors mesurées avec précision.A la fin de la journée, les préleveurs automatiques sont mis en place au niveau de ces orifices. Lesflacons contenant les échantillons sont placés en glacière et à l’abri de la lumière.Premières observations visuellesmin jusqu’à 18h05. Arrêt des mesures à 18h05Pas de temps de 5 minutes de 15h45 à 16h25puis de 10 minutes jusqu’à 17h05 puis de 30min jusqu’à 18h05. Arrêt des mesures à 18h05Pas de temps de 5 minutes de 15h45 à 16h25puis de 10 minutes jusqu’à 17h05 puis de 30Stockage desdonnéesFiches terrain +flaconsFiches terrain +flaconsFiches terrain +flaconsLes chemins des traceurs observés dans l’ouvrage sont complexes (cf. figure 10). Dans la partie aval dubassin, un mélange de couleurs est observé, ce qui traduit le mélange des traceurs. En sortie, l’uranine estsortie plus vite que la sulforhodamine. En effet, entre 16h30 et 17h00, la couleur jaune de l’uranine diluéeapparaît en sortie. A partir de 17h00, la couleur rouge-orangée en sortie traduit l’arrivée de lasulforhodamine. Le traceur adsorbant arrive plus tard que le non adsorbant. Une adsorption a donc eu lieudans le BO.34

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Suivi de l’expérienceL’expérience de traçage nécessite un suivi régulier du comportement des traceurs intra bassin et ensortie. Des mesures et prises d’échantillons intra bassin ont donc été effectuées régulièrement. Le débit desortie a été relevé sur le débitmètre portable installé dans l’OV. Les préleveurs automatiques sont réglés audépart pour des prélèvements horaires. Le but est de mesurer avec précision les variations des quantités detraceurs en sortie. Lors d’une pluie ou d’un évènement ruisselant, les traceurs restants dans le BO risquentd’être remobilisés et de sortir. Le réglage du pas de temps d’échantillonnage en sortie permet de prendre encompte ce phénomène. Ce réglage s’est fait suivant la météo, il a donc nécessité un suivi régulier du site.3. Protocole analytiqueLes analyses des traceurs fluorescents se font à l’aide d’un spectrofluorimètre (PerkinElmerLS50). Le principe d’analyse de la fluorescence s’appuie sur la littérature. Néanmoins, la méthode d’analyseutilisée ici est spécifique à l’expérience et aux appareils de mesure de l’université de Freiburg, Allemagne.La littérature indique une longueur d’onde d’extinction maximale spécifique à chaque traceurfluorescent, qui correspond à l’intensité maximale de fluorescence émise. Cette longueur d’onde est biendistincte pour l’uranine (491 nm) et la sulforhodamine (564 nm) (Käss et al., 1998). Ainsi, les pics defluorescence pour l’uranine et la sulforhodamine sont distincts. Les longueurs d’onde d’extinction maximalesont été déterminées pour les échantillons de l’expérience : 489 nm pour l’uranine et 564 nm pour lasulforhodamine. Quelle que soit la concentration de l’échantillon, les pics de fluorescence des deux traceurscorrespondent respectivement à ces longueurs d’onde spécifiques.Ainsi, des solutions témoins permettent de déterminer la courbe de tarage, qui détermine la relation entrel’intensité de fluorescence et la concentration de l’échantillon. Le témoin, de concentration connue, est placédans l’appareil et est excité avec l’ensemble des longueurs d’onde. La courbe intensité de fluorescence émiseen fonction des longueurs d’onde permet de trouver la relation : intensité de fluorescence maximale (pour lalongueur d’onde d’extinction maximale) en fonction de la concentration connue. La littérature indique unecourbe de tarage linéaire jusqu’à des concentrations de 1 mg/L (Käss et al., 1998). Afin de déterminer lesconcentrations des échantillons avec une équation de forme connue, ces derniers ont été dilués jusqu’à avoirune concentration inférieure à 1 mg/L. L’appareil de mesure est également calibré pour cette gamme deconcentrations. Ainsi, les deux courbes de tarage ont été déterminées pour chaque traceur. Les concentrationsfinales, en prenant en compte le facteur de dilution, sont déterminées en fonction du temps.Les analyses ont été effectuées pour l’uranine et la sulforhodamine pour les échantillons du 30-03-07 au23-04-07 au niveau des deux orifices de sortie. Les analyses des échantillons restants sont en cours.4. Résultats et interprétationsa. Les courbes de percéeLes résultats concernent en premier lieu les concentrations des traceurs en fonction du temps. Cesrésultats sont obtenus pour chaque traceur par rapport à un orifice de sortie spécifique (T1 ou T2) (cf.annexes 11 et 12). La pluviométrie, les débits d’entrée et de sortie sont également pris en compte, dans lamesure où ils influent sur l’évolution des traceurs dans le bassin. La mesure du débit en continu pour chaqueorifice de sortie est difficilement réalisable. Jusqu’au 23 avril, les débits ont été mesurés grâce à undébitmètre placé dans l’OV, à l’aval des deux trous. L’instrumentation du site en sortie n’était pas encore enplace. La hauteur d’eau dans le tuyau de l’OV (cf. figure 5) a été convertie par la formule de Manning-Strickler (Vazquez, 2004). Les débits des deux orifices de sortie sont quasiment équivalents durant la journéedu 30-03-07. Pour chaque trou, le débit de sortie est donc pris égal à la moitié du débit mesuré dans l’OV.Les résultats sont exprimés sur une échelle de temps en minute car les échantillons pris en sortie aumoment de l’arrivée des traceurs ont été prélevés toutes les 2 minutes. L’évolution des concentrations enfonction du temps (courbes de percée, cf. annexe 12 figure 12-1) indique la présence de plusieurs pics deconcentration pour les deux traceurs issus de T1 et T2. Quatre jours environ après le début de l’expérience detraçage, les concentrations redeviennent faibles et restent constamment faibles jusqu’au 23 avril (cf. annexe12 figure 12-2). Les résultats sont alors interprétés dans ce qui suit du début de l’expérience de traçagejusqu’à 6332 minutes, soit 4 jours 9 heures et 50 minutes. Les observations faites sur le terrain posent la35

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)question des chemins préférentiels des traceurs dans le BO. Afin d’étudier notamment cette question, ilconvient d’analyser l’évolution de la concentration d’un traceur au niveau de chaque trou.Les concentrations d’uranine pour chaque trou (T1 et T2) sont analysées en figure 11.36

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Uranine à T1 et T2Courbes de percée et débits - UranineConcentration (mg/L)16,0014,0012,0010,008,006,004,002,000,00-2,00Concentration Ur-T1Concentration Ur-T2Débit d'entrée (L/s)Débit de sortie (L/s)3,002,001,000,000 50 100 150 200 250 300-1,00Temps (min)10,009,008,007,006,005,004,00Débit (L/s)Figure 11 : Courbes de percée en uranine en sortie du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France, du 30 mars au 3 avril 2007Le temps de latence est défini comme le temps de résidence des premières particules de traceur en sortie. Pour l’uranine, le temps de latence dansl’ouvrage est le même pour T1 et T2 : 30 minutes (cf. figure 11 et annexe 11). Il est à noter que l’injection d’uranine s’est faite 10 minutes après le temps 0(15h45) comme indiqué précédemment. Pour ce temps, il n’y a donc pas de différence dans le fonctionnement hydraulique d’un trou par rapport à l’autre.Pour une courbe de percée, différents pics de concentration indiquent l’existence de chemins préférentiels dans l’eau. Le deuxième pic observé en T1apparaît quelques minutes après l’arrêt du débit artificiel d’entrée (62 minutes après le début de l’expérience). Cet arrêt de débit induit un écoulement moinsconvectif pouvant favoriser la dispersion du traceur dans le BO et donc les chemins préférentiels. Cette observation est spécifique à T1. Néanmoins, à la vuedes observations le 30-03-07, il semblerait que les chemins préférentiels des traceurs soient liés aux différentes perturbations occasionnées par les opérateurs àl’intérieur du BO. L’étude précise des chemins préférentiels de l’eau dans le bassin implique de ne pas perturber le fonctionnement naturel de ce dernier.Le premier pic de concentration à T1 est plus élevé que celui à T2, qui apparaît avec un retard de phase. L’existence de chemins préférentiels vers T1pourrait précipiter l’apparition du traceur moins dilué.37

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Sulforhodamine à T1 et T2Courbes de percée et débits - SulforhodamineConcentration (mg/L)4,003,503,002,502,001,501,000,500,00-0,500,000 200 400 600 800 1000 1200-1,00Temps (min)Concentration Sf-T1Concentration Sf-T2Débit d'entrée (L/s)Débit de sortie (L/s)10,009,008,007,006,005,004,003,002,001,00Débit (L/s)Figure 12 : Courbes de percée en sulforhodamine en sortie du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France, du 30 mars au 3 avril 2007Le temps de latence de la sulforhodamine dans l’ouvrage est de 37 minutes pour T1 et 39 minutes pour T2 (cf. annexe 11 et annexe 12). Les courbes depercée de 0 à 160 minutes dans l’expérience permettent d’observer de manière plus précise les temps de latence (cf. annexe 12 figure 12-2). Les tempsd’apparition des traceurs en sortie sont de l’ordre de 40 minutes environ, et ce quel que soit l’orifice de sortie (T1 ou T2).Pour les mêmes hydrogrammes (comparés à ceux de l’uranine), les courbes de percée de la sulforhodamine laissent apparaître de nombreux pics,constatations plus accentuée en T2 (cf. figure 12). L’explication sur l’existence des chemins préférentiels donnée au paragraphe précédent demeure,l’amplification du phénomène peut-être lié aux différentes propriétés des deux traceurs. Nous reviendrons sur ce point dans la suite de l’étude.Les pics de concentration en sulforhodamine pour les deux orifices de sortie sont du même ordre de grandeur (3 mg/L environ). La dilution pour lasulforhodamine semble donc équivalente d’un trou à un autre. Toutefois l’étalement de la courbe de percée paraît très large en T2 relativement à T1 ; ladispersion de ce traceur serait donc plus importante au niveau de T2.38

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Comme le montrent les observations de terrain, en chaque trou, les traceurs n’apparaissent pas en même temps. Il est intéressant d’étudier ici l’évolutionde la concentration de l’uranine par rapport à celle de la sulforhodamine en chaque trou. Afin de pouvoir comparer les courbes de percée d’un traceur à l’autre,nous rapportons les concentrations à la concentration maximale (pic de concentration) pour chaque traceur. Cette dernière sera prise égale à 100%. Chaqueconcentration représente un pourcentage de la concentration maximale (cf. annexe 11).T1 : Uranine / SulforhodamineCourbes de percée et débits - T1Concentration (mg/L)120.00100.0080.0060.0040.0020.000.00-20.00Concentration T1-UrConcentration T1-SfDébit d'entrée (L/s)Débit de sortie (L/s)1.000 50 100 150 200 2500.00300-1.00Temps (min)10.009.008.007.006.005.004.003.002.00Débit (L/s)Figure 13 : Evolution des concentrations cumulées en T1 en sortie du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France, du 30 mars au 3 avril 2007L’uranine (Ur) apparaît en T1 avant la sulforhodamine (Sf), ce qui confirme les observations de terrain (cf. figure 13). L’Ur sort en T1 plus concentré que la Sfau début, à l’exception d’un pic de Sf vers une heure après le début de l’expérience. Les courbes semblent s’inverser après 220 minutes, le pourcentage (% dela concentration maximale) en Sf devient plus important que celui en Ur. Ceci pourrait être lié à l’apparition d’un évènement pluvieux vers 330 minutes. Uneconcentration moindre en sortie peut être due à une dispersion plus forte dans le BO. La dispersion de la Sf semble être plus forte que celle de l’Ur jusqu’à 220minutes. La tendance s’inverse ensuite. Ceci peut être due à l’adsorption de la Sf et à sa désorption lors d’un évènement pluvieux.39

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)T2 : Uranine / SulforhodamineCourbes de percée et débits - T2Concentration (mg/L)120.00100.0080.0060.0040.0020.000.00-20.00Concentration T2-UrConcentration T2-SfDébit d'entrée (L/s)Débit de sortie (L/s)1.000 50 100 150 200 2500.00300-1.00Temps (min)10.009.008.007.006.005.004.003.002.00Débit (L/s)Figure 14 : Evolution des concentrations cumulées en T2 en sortie du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France, du 30 mars au 3 avril 2007L’Ur apparaît avant la Sf en T2 comme en T1 (cf. figure 14). De même que pour T1, les courbes s’inversent, à 180 minutes après le début de l’expérience, laconcentration de Sf devient plus élevée que celle de Ur. Les hypothèses quant à ces résultats sont les mêmes que pour T1.L’analyse des courbes de percée indique notamment la présence de chemins préférentiels dans le BO. L’étude du comportement des traceurs dans l’ouvrage etl’éventuelle relation avec leurs différentes propriétés (Sf adsorbante contrairement à Ur notamment) passe par l’analyse de l’évolution des quantités de matièredes traceurs au cours du temps.40

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)b. Bilan massique de la sortie des traceurs du BOLa détermination de la distribution des temps de séjour dans le BO notamment, passe par l’établissementd’un bilan massique. Ce dernier est déterminé par les débits massiques comme suit :Qm(t) = Qv(t)*C(t) (équation 2)M(t2-t1) = (t2 - t1)*(Qm(t1) + Qm (t2))/2 (équation 3)Avec :Qm(t) : Débit massique à l'instant t (mg/s, rapporté en mg/minute)Qv(t) : Débit volumique à l'instant t (L/s)C(t) : Concentration à l’instant t (mg/L)M(t2-t1) : Masse sortante entre t1 et t2 (mg)t2 – t1 : pas de temps (minutes)Le bilan massique est établi pour la sortie de chaque traceur en chaque trou T1 et T2 (cf. annexe 13). Ledébit de sortie est supposé être le même pour chaque trou, le débit total est alors divisé par deux. La masse detraceur sortie entre les instants t1 et t2 sera égale à la moyenne des débits massiques multipliée par le pas detemps (cf. équations 2 et 3).L’Ur et la Sf, de part leurs propriétés chimiques différentes, ont des comportements différents dans leBO. Il convient alors de faire un bilan massique global des deux traceurs sur le BO. Une première analyse dela différence des distributions des temps de séjour de l’Ur et de la Sf dans le BO peut alors être effectuée.A chaque point de mesure de la concentration en traceur, les débits massiques aux deux trous sontsommés (cf. annexe 13).Bilan massique de l’uranine en T1 et T2La masse sortie d’uranine le 23 avril est de 64.3 g en T1 et de 69.6 g en T2 (cf. annexe 13). Ces deuxvaleurs d’uranine récupérée en sortie posent le problème de la conservation de la masse. En effet, la quantitéde matière d’uranine injectée est de 50 g. Les deux valeurs trouvées sont impossibles en réalité, l’uranine nese trouvant pas au départ dans le BO. Plusieurs sources d’erreurs détaillées dans ce qui suit peuventintervenir dans l’établissement de ces valeurs.L’étude de l’évolution de la masse de traceur sortie du BO au niveau de chaque trou se fait alors par lesfractions massiques représentées dans les figures 15 et 16. Elles sont déterminées à partir des massescumulées par trou (T1 et T2), ramenées à la masse totale de traceur récupérée.Fraction massiquerécupérée (-)0,60,50,40,30,20,10Uranine - T1 et T2Fraction massique en T1Fraction massique en T20 2000 4000 6000 8000 10000Temps (min)Figure 15 : Fractions massiques d’uranine en T1 et T2Les courbes donnant les fractions massiques récupérées (cf. figure 12) se croisent au temps 1412minutes. Avant cette date; l’uranine passe préférentiellement par T1. Cette tendance est ensuite inversée.41

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Ceci confirme l’existence de chemins préférentiels pour T1 au début de l’expérience. Après le tempscorrespondant à l’inversion des fractions massiques, le niveau du bassin baisse continuellement puisque lesévènements pluvieux se situent avant 1412 minutes. La hauteur d’eau dans le BO pourrait donc influersur les chemins préférentiels du traceur.Bilan massique de la sulforhodamine en T1 et T2Sulforhodamine - T1 et T2Fraction massique récupérée(-)0,70,60,50,40,30,20,10Fraction massique T1Fraction massique T20 2000 4000 6000 8000 10000Temps (min)Figure 16 : Fractions massiques de sulforhodamine en T1 et T2A la différence des faits expérimentaux observés pour l’uranine, la fraction massique récupérée en T2 estconstamment plus élevée (près de deux fois supérieure) que celle obtenue via T1. De façon générale l’orificeT2 permet une récupération plus importante indépendamment du traceur ce qui pourrait s’expliquerpar les positions relatives de T1 et T2. T1 est situé à l’extrémité de l’OV alors que T2 est plutôt recentré (cf.figure 5).Bilan massique comparé des deux traceursEvolution de la masse cumulée (%) de Ur et Sf en sortieMasse (%)120,000100,00080,00060,00040,00020,0000,0000 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 2000 2200 2400 2600 2800 3000Temps (min)UranineSulforhodamineFigure 17 : Evolution de la masse cumulée (%) des deux traceurs en sortieLe bilan massique comparé des deux traceurs permet de rendre compte directement de la différence decomportement des traceurs dans le BO.L’évolution comparée des pourcentages massiques récupérés présente une nette différence decomportement des deux traceurs. Après 20% de masse récupérée pour chacun des traceurs, on observe un42

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)palier s’agissant de la sulforhodamine ; ce qui suppose une non récupération de ce traceur durant la périoded’établissement du palier. Ce phénomène peut s’expliquer par une propriété intrinsèque à ce traceur,l’adsorption en l’occurrence. Un second constat est celui d’un étalement plus accentué de l’évolution dansle temps du pourcentage massique récupéré de la sulforhodamine ; ce qui pourrait laisser présager une plusgrande dispersion de ce traceur dans le BO.Les différences de comportement d’un traceur à l’autre se traduisent par des temps de séjour différents.Pour 50% de masse sortie, le temps de séjour dans le BO est de 100 minutes environ (1h40) pour l’Uralors que il est de 500 minutes environ (8h20) pour la Sf. L’adsorption de la Sf serait non négligeable audébut de l’expérience de traçage, jusqu’à ce que 50% de la masse aient transité par la sortie. Le temps deséjour pour 90% de masse sortie est sensiblement le même pour les deux traceurs (1500 minutes soit unejournée et une heure). En ne prenant en compte que les différences de propriété de sorption des traceurs, letemps de séjour, similaire pour 90% de la masse, peut être dû à la désorption de la Sf, d’autant plus que lesévènements pluvieux intervenant après le début de l’expérience de traçage (cf. annexe 12) commencent 8heures environ après le début de l’expérience, soit aux environs du temps correspondant à 50% de massesortie de l’ouvrageAnalyse des différentes sources d’erreursLes bilans massiques effectués n’ont pas toujours permis de retrouver les masses de traceur injectées (cf.annexe 13). Ce problème s’est posé avec plus d’acuité dans le cas de l’uranine qui est pourtant le traceurpossèdant le coefficient d’adsorption le moins élevé. Une analyse des différentes sources d’erreurs estexposée dans ce qui suit.Tout d’abord, une incertitude demeure quant à la mesure de la hauteur d’eau en sortie et de sa conversionen débit. La précision du système bulle à bulle est de 1 mm de hauteur environ. L’erreur sur le débit est alorsde +/-0.001 L/s. Cette erreur ne peut expliquer un tel bilan de masse. Des erreurs dans l’étalonnage du bulle àbulle peuvent également intervenir mais sont également négligeables comparées à l’erreur sur le bilan demasse. La comparaison des mesures de débit du débitmètre avec des mesures manuelles prises en sortieindique une variation de 20%. Néanmoins, la prise de débit manuel comporte des erreurs estimées commepour celles de l’entrée 2 à 10% par les opérateurs.Une incertitude de mesure de la concentration en traceur fluorescent est ensuite possible. Il conviendrait derefaire des mesures de concentrations, notamment pour les échantillons en début d’expérience, au momentoù la majeure partie de la masse des traceurs sort. Les vérifications n’ont pour l’instant pas pu être réalisées àl’université de Freiburg, Allemagne.La détermination de paramètres hydrauliques universels spécifique au BO permettrait de caractériser demanière globale son fonctionnement. Une première approche de cette détermination se fait par le calcul desvitesses de flux effectif.c. Détermination des vitesses de flux effectifLa vitesse du flux effectif représente la vitesse moyenne du traceur dans le BO. Appliquée au prototyped’étude, elle permet de comparer la sortie d’un traceur par un trou par rapport à un autre, mais également letransit vers la sortie d’un traceur par rapport à un autre. Elle est caractérisée par deux autres vitesses : lavitesse du flux maximal correspondant au temps de la première apparition du traceur en sortie, et la vitessedominante correspondant au temps de passage de la concentration maximale en sortie (pic de concentration).La vitesse effective est déterminée par le temps médian entre le temps correspondant à la vitesse du fluxmaximal et celui correspondant à la vitesse dominante. Pour chaque traceur et pour chaque trou, lesdifférentes vitesses ont été calculées en multipliant la concentration par le débit de sortie au temps considéré.Les vitesses effectives sont de l’ordre du mm/s (cf. tableau 7).Ur-T1 Ur-T2 Sf-T1 Sf-T2Vitesse du flux effectif (mm/s) 1,55 0,51 0,56 0,57Tableau 7 : Vitesses du flux effectif pour l’uranine et la sulforhodamine sortant par T1 ou T2La vitesse du flux effectif d’uranine sortant par T1 est supérieure d’un facteur 3 à celle sortant par T2.Ceci confirme l’existence de chemins préférentiels pour l’uranine pour T1 au début de l’expérience.43

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Néanmoins, la tendance générale de sortie préférentielle par T2 due à son positionnement à la sortie parrapport à T1 (cf. figure 5) n’est pas confirmée.Les vitesses du flux effectif calculées ici sont indispensables pour la caractérisation du fonctionnementdu BO par un modèle. L’intérêt de la mise en place d’un modèle est expliqué dans ce qui suit.5. Conclusion, discussion et perspectives envisagéesL’expérience de traçage a permis de mettre en évidence des premiers résultats sur la sortie de l’uranineet de la sulforhodamine du BO du 30 mars au 23 avril 2007. Le temps de latence hydraulique, c’est-à-dire letemps mis par les premières molécules de traceur pour atteindre la sortie, est de 30 minutes pour le traceurnon adsorbant (Ur) et de 40 minutes environ pour le traceur adsorbant (Sf). Les temps de séjour hydrauliquedes traceurs sont variables en fonction du traceur et de l’orifice de sortie considérés. En outre, quelque soit letraceur, 50% de la masse de traceur rapportée à la masse totale sortie le 23 avril 2007 est passée en moinsd’une demi-journée et 90% de cette masse est passée en moins de 2 jours. Ces ordres de grandeur reflètent defaibles temps de séjour dans le BO. Néanmoins, les différences entre les temps de séjour des deux traceursindiquent que la Sf, par rapport à l’Ur, est adsorbée dans le milieu et aurait tendance à plus se disperser.De plus, les analyses méritent d’être approfondies. Les échantillons de traceurs fluorescents datantd’après le 23 avril 2007 sont en cours d’analyse.Les chemins préférentiels des traceurs dans le BO sont complexes. L’analyse des échantillons destraceurs intra bassin, couplée aux mesures effectuées intra bassin, pourraient permettre l’étude de la « boîtenoire » BO.L’expérience de traçage a permis une première caractérisation du comportement de l’uranine et de lasulforhodamine dans le BO. Le fonctionnement hydraulique et chimique du BO par rapport aux traceurs sedoit d’être approfondi. Les résultats actuels montrent une adsorption plus forte de la Sf dans le BO parrapport à l’Ur. Les analyses du sel de bromure permettraient de se rapprocher de la caractérisation dufonctionnement hydraulique du BO, dans la mesure où ce traceur est non adsorbant et non dégradé à lalumière contrairement aux traceurs fluorescents. Il permettrait alors de modéliser l’écoulement de l’eau dansle BO.Afin de caractériser le fonctionnement du BO vis-à-vis de pesticides entrant dans l’ouvrage, il seraitintéressant de déterminer les propriétés de pesticides choisis, comme le glyphosate ou le diuron, par rapport àcelles des traceurs.Les résultats de l’expérience de traçage, de part les propriétés hydrauliques, de transport, de sorption etde dégradation des traceurs dans le BO peuvent permettre d’établir un modèle du fonctionnement duprototype d’étude. La complexité de l’ouvrage et de ses chemins préférentiels amène à choisir un modèlemathématique de type génie des procédés. Ce dernier, validé par les résultats de l’expérience de traçage,permettrait alors de modéliser le comportement de différents types de pesticides dans le BO, en entrant lesdifférentes propriétés des pesticides dans le modèle, reportées aux propriétés des traceurs entrés dans lemodèle de départ. Ainsi, l’extrapolation à l’aide du modèle permettrait de déterminer des paramètreshydrauliques universels du comportement de pesticides dans le BO, tel le temps de séjour moyen parexemple. Ce dernier paramètre, comparé au temps nécessaire pour un certain pourcentage de dégradation dupesticide considéré, donnerait alors une idée du traitement du pesticide par le BO en vue d’une optimisation.Les perspectives envisagées avec la mise en place d’un modèle du fonctionnement du BO notammentlaissent place à une étude plus approfondie.Les différents chemins préférentiels existants dans le BO traduisent une dynamique intra bassin del’ouvrage. Cette dynamique vis-à-vis du devenir des pesticides traités dans l’étude mérite d’être approfondiepour chaque compartiment, en particulier pour l’eau et la végétation.44

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)C. Etude de la dynamique intra bassin sur la distribution des pesticides dansl’ouvrage1. Découpage du bassin d’orage : caractérisation de l’hétérogénéité intra bassinL’étude de la dynamique interne du prototype d’étude vis-à-vis des pesticides passe par la division dubassin d’orage en plusieurs mailles. L’hétérogénéité du BO se caractérise en premier lieu par deux entréesainsi qu’une sortie à un emplacement particulier (cf. figure 4, 5 et 18). Il convient donc de diviser leprototype d’étude par une maille au Nord (N) et une maille au Sud (S). De plus, la partie aval du BO (E) setrouve constamment en eau alors que la partie amont (O) n’est jamais en eau en dehors des évènementsruisselants. Il convient donc de diviser le BO amont/aval. Le BO est ainsi divisé en 6 mailles (cf. figure 18).Entrée 1NOEMaille 1 Maille 2Maille 3SEntrée 2Maille 4 Maille 5Maille 6T2T1Figure 18 : Découpage du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France, en 6 mailles2. Protocole d’échantillonnage et analysesLes prélèvements d’eau, de sédiments et de végétation ont été effectués le 9 mars 2007 pour caractériserl’état initial et le 11 mai après les premiers épandages.Le protocole d’échantillonnage est le même pour les trois types de matériel prélevés : par maille, 12spots de prélèvements sont choisis, le matériel est prélevé et mélangé afin de constituer l’échantillon final quiest analysé à l’Institut Pasteur de Lille (IPL). Les sédiments sont prélevés sur l’ensemble du profil, les partiesaériennes et souterraines (rhizomes) de la végétation sont distinguées. Pour chaque plant, les feuilles sontcollectées à différentes hauteurs de tige, mises en sachet et envoyées à Lille où le laboratoire se charge dubroyage. En ce qui concerne les échantillons d’eau, ceux-ci sont collectés et conservés dans des flacons PVC(analyse du glyphosate) ou verre (analyse autres pesticides). En effet, le glyphosate peut s’adsorber sur leverre, ce qui fausserait les mesures. Les échantillons sont transportés en glacière, mis au congélateur etenvoyés à Lille le lendemain. L’incertitude relative pour les analyses d’échantillons en phase soluble est de15%. Le rendement de l’extraction des pesticides dans les sédiments et la végétation est inconnu.Néanmoins, il est possible de comparer les résultats des sédiments et de la végétation entre eux, comme nousle verrons dans ce qui suit.3. Résultats et interprétationsa. Compartiment végétationPour les prélèvements du 9 mars et du 11 mai 2007, la totalité des échantillons indique des quantités dediuron et de glyphosate/AMPA inférieures au seuil d’analyse, soit 0,02 mg/kg de matière brute (diuron) et0,01 mg/kg de matière brute (glyphosate/AMPA). Nous posons, par hypothèse, une présence résiduelle égaleà la moitié du seuil de détection pour l’établissement des bilans. S’il parait logique de quantifier ainsi l’état45

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)initial du 9 mars, le fait de ne rien trouver dans les phytoéléments le 11 mai amène à deux interprétationspossibles : les molécules ne sont pas encore absorbées par la végétation car celle-ci possède un réel potentiel,le temps d’absorption est donc supérieur à 15 jours (temps entre les évènements ruisselants de fin avrilsusceptibles de véhiculer les pesticides des premiers épandages et la campagne d’échantillonnage). Ladeuxième interprétation est que la quantité de pesticides et les temps de contact solution/végétation(notamment rhizomes) ne sont pas suffisants pour laisser s’exprimer le processus. L’étude du compartimentvégétation vis-à-vis du traitement des pesticides ne permet donc ni de déduire une quantité absorbée depesticides dans la végétation, ni une dynamique interne de l’absorption des pesticides par la végétation.b. Compartiment sédimentsLes résultats d’analyse sont donnés sur poids sec et sont ainsi comparables d’une maille à l’autre mêmesi la teneur en eau du sol varie (cf. annexe 14). En ce qui concerne l’état initial, nous constatons que lesquantités de pesticides sont toutes égales ou inférieures au seuil de détection, soit 0,2 mg/kg sec pour lediuron et les molécules de dégradation et 0,01 mg/kg sec pour le glyphosate et l’AMPA. Lors de lacampagne du 11 mai, les quantités détectées dépassent les seuils, mais demeurent pour le glyphosateinférieures à 0,04 mg/kg sec (inférieur au seuil pour le diuron). Nous constatons des concentrations englyphosate et AMPA positivement corrélées. L’étude de la variabilité spatiale des concentrations ne montrepas de gradient amont aval, ni de gradient transversal dans le bassin d’orage. Ceci peut s’expliquer par le faitque les dépôts de sédiments se font au rythme des ruissellements d’orage et la répartition au sein du bassinest irrégulière. Les mêmes remarques que celles formulées au paragraphe précédent peuvent être évoquéessur les faibles teneurs trouvées.c. Compartiment eauNoir : Diuron (µg/L) / Rouge : 1-(3,4-diClphenyl)-Noir : Glyphosate (µg/L) / Rouge : AMPA3-methyl urée (µg/L) (µg/L)Figure 19 : Répartition des concentrations en glyphosate, AMPA, diuron et 1-(3,4-diClphenyl)-3-methyl uréeen µg/L sur les 6 mailles de division du bassin d’orage (schéma) de Rouffach (France) – campagne du 11mai 2007Force est de constater que les teneurs en pesticides sont les plus fortes dans les échantillons d’eauprélevés (cf. figure 19). Toutes molécules confondues, les concentrations sont supérieures à 0,1 µg/L. Nousconstatons également que les concentrations des molécules mères et filles sont positivement corrélées. En cequi concerne le glyphosate et l’AMPA, les concentrations sont les plus fortes (1 à 1,7 µg/L) en aval du bassindans les mailles qui sont les plus souvent en eau. Ce constat est en accord avec la littérature qui classe leglyphosate parmi les molécules solubles. En ce qui concerne le diuron, il est plus délicat de caractériser ungradient amont aval en fonction de la fréquence de la présence d’eau. En revanche, cette évolution est plusnette pour le premier produit de dégradation mais l’interprétation reste ouverte puisque nous ne possédons46

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)pas de connaissances sur les propriétés physico-chimiques de ces composés. En outre, les concentrations dudeuxième produit de dégradation du diuron sont toutes inférieures au seuil de détection de 0.05 µg/L. Ladégradation du diuron n’arrive pas jusqu’à ce stade. Un gradient transversal semble se dessiner. Néanmoins,l’incertitude relative de 15% ne permet pas d’interpréter ce gradient.Enfin, au regard des quantités épandues (en faisant l’hypothèse que le calendrier des épandages 2006 aété reconduit en 2007), nous constatons que les masses de diuron introduites dans le bassin versant amontsont 4 fois moins importante que celles de glyphosate. Toutefois, les concentrations en diuron mesurées dansle bassin d’orage sont 1, 5 fois plus importante que celles du glyphosate. Ce phénomène peut s’expliquer parla plus forte valeur du temps de demi-vie du diuron, le plus fort potentiel d’adsoprtion de la molécule (LogKoc = 2,68) qui provoquerait son transfert par les produits de l’érosion vers le bassin.4. Conclusion, discussion et perspectives envisagéesIl est raisonnable de constater qu’aucune tendance exploitable ne se dégage des résultats issus del’analyse de la végétation et des sédiments et qu’une campagne en juillet/août ou septembre permettraitd’étudier la dynamique spatio-temporelle avec plus de précisions. Il faut également replacer ces résultatsdans la perspective d’évolution globale du bassin d’orage depuis 2002, date du curage et redimentionnementinitial. En effet, chaque année, les conditions physiques et l’organisation interne du bassin évoluent (lavégétation se développe, les sédiments s’accumulent, ..). Au sein d’un même cycle saisonnier (et cultural),les événements porteurs de flux sont également différents et ne provoquent pas de réalisations régulières ausein du bassin.En outre, la caractérisation de la dynamique physique du BO est en cours. Les hauteurs de sédiments ontété recensées, la réalisation d’une banque de graines permettant d’analyser les potentialités dedéveloppement de la végétation est en cours. Ces différentes données sur les compartiments du BO sont enphase d’être recensées dans une base de données. La superposition des données sur les compartiments,couplées à la répartition des pesticides dans le BO permettrait de dégager les potentialités réelles de cemilieu.Une approche plus globale du traitement des pesticides par le BO est nécessaire afin de pouvoir évaluerle rendement du BO pour une charge polluante entrante. Les processus de devenir de pesticides dans le BOsont alors abordés à l’échelle de l’ouvrage.D. Bilan des flux de glyphosate et diuron à l’échelle du prototype d’étude1. Principe et méthodesLes pesticides arrivant dans le prototype d’étude peuvent être stockés, dégradés ou peuvent transiter versla sortie. Le bilan de traitement du glyphosate pour un événement ruisselant en 2005 (Hunault) révèle unabattement de 30% de la charge polluante par le BO. Ce bilan ponctuel mérite d’être approfondi. Un bilan nepeut se faire que sur différentes échelles de temps. La première échelle sera annuelle. La deuxième seraévènementielle.Une différence de concentration pour un pesticide donné en entrée et en sortie de l’ouvrage donne uneindication sur la dilution du pesticide par le BO. Néanmoins, il semble plus pertinent d’établir un bilan surles quantités de matière afin de pouvoir évaluer le traitement de la charge polluante par le BO. La mesure desdébits en entrée et en sortie du BO est nécessaire. Couplée sur une échelle de temps aux concentrations, lesdébits permettraient d’établir un bilan de masse.La démarche pour l’établissement de ces bilans tient compte des masses entrantes et sortantes ainsi quedes différents processus internes au bassin (cf. tableau 8). Ces derniers sont exprimés également en masse etsont alors estimés par les mesures intra bassin effectuées précédemment ou par la littérature, ou restentinconnus dans les bilans.47

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Echelle detempsEntrée Sortie DégradationbiotiqueAnnuelle Connu Connu ponctuellemnt :hypothèses à formulerEvènementielle Connu Connu ponctuellemnt :hypothèses à formulerEchelle detempsDégradationabiotiqueAbsorptionInconnu Inconnu EstimationmesuréeInconnu Inconnu Transpositionde l'échelleannuelleTableau 8 : Méthode d’établissement de bilans entrée-sortie sur le bassin d’orage du Waldweg,Rouffach, FranceL’établissement de ces bilans repose sur la formulation d’hypothèses permettant d’estimer les fluxmassiques à l’échelle du BO et internes au BO. Les mesures de campagnes de terrain relatées dans leprotocole ci-dessous concernent l’établissement de bilans à l’échelle d’un évènement ruisselant.2. Protocole expérimentalAdsorption Désorption VolatilisationAnnuelle Estimation mesurée Prise en comptedans l’adsorptionestiméeEvènementielle Transposition de l'échelleannuelleEstimation selonlittératurea. Relevés des débits entrée-sortieNégligéeNégligéeL’intervalle de temps choisi pour l’établissement du bilan entrée-sortie commence au 30 mars 2007(début de l’expérience de traçage) et se termine au 14 mai 2007. Les débits ont été relevés régulièrement enentrée et en sortie durant cette période. A partir du 26 avril, le module débit métrique 430 couplé aupréleveur 6712 a permis de relever les hauteurs d’eau en sortie. Les données ont été rapatriées à l’aide dulogiciel Flowlink 4.16. Ces hauteurs ont été converties en débit à l’aide de la formule de Manning-Strickler(Vazquez, 2004). Le débit de l’entrée 2 est supposé constant et égal à 0.038 L/s (cf. annexe 10) commeexpliqué précédemment.b. Relevés et analyses des échantillons d’eau entrée-sortieL’étude d’un bilan entrée-sortie passe par la prise d’échantillons d’eau en entrée et en sortie. Lesévènements ruisselants sont temporaires sur le bassin. Le préleveur automatique à l’entrée principale prélèveun échantillon tous les 8 m3 comme indiqué précédemment. L’ensemble des évènements ruisselants a étépris en compte dans la période de temps considérée. Néanmoins, certains prélèvements n’ont pas étéeffectués par le préleveur, ceci est du à des problèmes techniques internes au préleveur. Les analyses de tousles échantillons d’entrée pour un événement ruisselant donné sont très coûteuses, d’autant plus que l’étudeconcerne plusieurs pesticides et leurs métabolites et qu’un seul événement ruisselant ne peut êtrereprésentatif du fonctionnement du BO pour le traitement de pesticides. Une méthode peut être d’analyser lamoyenne des échantillons d’un événement (méthode « des mélanges »). Cette moyenne se devra d’êtrereprésentative de l’événement. La méthode d’analyse systématique de tous les échantillons d’un événementest la plus représentative de l’événement et sert de référence (méthode « de référence »).Les flux en masse pour le glyphosate, l’AMPA et le diuron pour les évènements ruisselants enregistrésde 2003 à 2006 avec la méthode « de référence » sont comparés aux mêmes types de flux avec la méthode« des mélanges » (cf. annexe 15 ). Les erreurs relatives en utilisant la méthode des mélanges par rapport àcelle de référence sont données dans le tableau x pour le glyphosate, l’AMPA et le diuron sur les années2003 à 2006.48

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Erreurs Glyphosate AMPA Diuron Pas de temps de l'erreurMoyenne 3,89% 3,94% 2,68% Bilan saisonMin -9,26% -10,42% -8,37%Bilan possibleMax 33,91% 38,27% 31,56% par événementTableau 9 : Erreurs relatives de la méthode « des mélange » par rapport à la méthode « de référence »pour les flux massiques de glyphosate, d’AMPA et de diuron pour les évènements ruisselants enregistrés àl’entrée principale du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France, de 2003 à 2006 (communicationCEVH 2007)L’écart maximal supérieur entre la valeur du flux « de référence » et la valeur du flux « de mélange » enmasse est de 38.27% pour l’AMPA (cf. tableau 9). L’écart minimal est de –10.42% pour l’AMPA. Les écartspour le glyphosate et le diuron sont inférieurs à ces valeurs. Ces valeurs se réfèrent à l’erreur la plus fortepour un évènement. L’erreur par événement peut être importante. Néanmoins, sur l’année, la moyenne deserreurs est inférieure à 4% pour les trois molécules, cette valeur est relativement proche de zéro.La méthode « des mélanges » ne reflète pas de manière exacte celle « de référence ». Les erreurs sontcependant déterminées pour les années précédentes depuis 2003. Les erreurs enregistrées cette année peuventressembler à celles des années antérieures. La méthode « des mélanges » sera utilisée dans l’étude du bilan àl’échelle du BO pour le flux massique en entrée de l’ouvrage. Les prélèvements de chaque évènementruisselant ont été mélangés sur la période de temps considéré. Les échantillons sont mis dans des flacons enverre et en polypropylène pour les mêmes raisons que précédemment.En sortie, les prélèvements ont été effectués ponctuellement en dix endroits de l’OV : au niveau dechaque orifice de sortie (T1 et T2) et le long du canal de l’OV.Les analyses ont été effectuées pour les cinq composés cités précédemment (glyphosate, diuron etcertains de leurs produits de dégradation) à l’IPL (cf. annexe 17).3. Résultats et interprétationsL’établissement d’un premier bilan annuel exploite entre autres les mesures de concentrations intrabassin détaillées précédemment.a. A l’échelle annuelleUn bilan annuel permet d’établir les pourcentages des flux massiques de pesticides transités en sortie duBO en fonction du flux arrivant en entrée. Nous nous attacherons dans l’étude à donner des ordres degrandeur des différents processus impliqués dans le bilan.Cas du glyphosateLa masse moyenne sur les quatre dernières années de glyphosate épandue sur le bassin versant (BV) estde 25 kg environ (cf. annexe 2). Nous faisons l’hypothèse que cette moyenne représente la masse deglyphosate épandue sur l’année 2007. Moins de 0.3% de la quantité de pesticides épandue sur le BV seretrouve en entrée du BO (Domange, 2005). Nous prenons l’hypothèse la plus défavorable, 0.3% de la masseépandue se retrouve en entrée du BO. Ainsi, la masse de glyphosate arrivant dans le BO durant l’année2007 est prise égale à 75 g.Le pourcentage d’adsorption des sédiments est déterminé par les résultats des campagnes deprélèvements intra bassin du 9 mars et du 11 mai 2007 présentées précédemment. Nous faisons l’hypothèseque la campagne du 11 mai 2007 est représentative de l’adsorption du glyphosate sur les sédiments du BOdurant l’année. L’adsorption durant le 9 mars ne semble pas représentative du processus annuel, dans lamesure où cette campagne caractérise l’état 0 du BO. Les sédiments sont alors moins chargés en produitsphytosanitaires que durant la période des épandages. La concentration moyenne en glyphosate dans lessédiments (campagne du 11 mai 2007) est prise égale à la moyenne des concentrations dans les six maillesmultipliées respectivement par le pourcentage de masse sèche pour chaque maille (cf. annexe16). Cetteconcentration est multipliée par la masse volumique des sédiments. Ces derniers sont de type limonoargileux(Hunault, 2005). La masse volumique est prise égale à 1200 kg/m 3 (ordre de grandeur d’aprèsMermoud, 2006). Cette masse est reportée au volume des sédiments dans le BO. Pour ce faire, la hauteur dessédiments est prise égale à 40cm (observations de terrain), la surface du BO est de 325 m². L’adsorption des49

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)pesticides dans les sédiments est supposée constante sur la hauteur totale de sédiments, à savoir 40 cm. Eneffet, l’apport successif de sédiments dans le BO entraîne une superposition des couches de sédiments. Lamasse annuelle de glyphosate dans les sédiments est ainsi égale à 2847 mg (cf. annexe 16). Reportée à lamasse totale de glyphosate arrivant dans le BO en 2007, la masse de glyphosate adsorbée est d’environ4%.Le BO étant couvert à 95% de Phragmites Australis, l’absorption dans la végétation est supposée égale àl’absorption dans les Phragmites Australis. Le pourcentage d’absorption dans la végétation est déterminé parles résultats des mêmes campagnes d’analyses intra bassin que précédemment, ainsi que par les résultats deHunault (2005). En effet, les résultas des analyses du 9 mars et du 11 mai 2007 indiquent de très faibles tauxd’absorption dans la végétation. Les concentrations pour le glyphosate sont inférieures au seuil de détectionde 0.01 mg/kg (cf. tableau), quel que soit la campagne et quel que soit la maille considérée. Or, la littératureindique une absorption faible mais réelle du glyphosate dans les Phragmites Australis (Torstensson, 1985),ce qui rapprocherait plus la quantité absorbée par la végétation des valeurs obtenues par Hunault (2005). Laconcentration en glyphosate dans la végétation est alors prise comme égale à la moyenne entre la valeurtrouvée par Hunault (0.275 mg/kg) et la valeur de la moitié du seuil de détection (0.05 mg/kg) (cf. annexe ).La masse moyenne d’un roseau a été estimée à 80 g environ. La couverture du bassin est de 400 Phragmitesau m² (mesure de terrain effectuée par I. Combroux le 31 mai 2007). Rapporté à une surface de 325 m², lamasse totale de glyphosate absorbée par la végétation est de 1456 mg (cf. annexe 16). Le pourcentagemassique de glyphosate absorbé sur l’année 2007 est de 2% environ.Le bilan annuel du traitement du glyphosate par le BO pour l’année 2007 est le suivant : sur les 100% deglyphosate entrant, 4% sont adsorbés sur les sédiments, 2% sont aborbés par la végétation. Les 94% restantssont soit dégradés abiotiquement ou biotiquement, soit ressortent sans être transformés.Cas de l’AMPADe même que pour le glyphosate, en prenant en compte la concentration moyenne en AMPA en 2007comme la moyenne des deux campagnes de terrain, et en la multipliant par les différents paramètres du BO(cf. annexe 16), la masse d’AMPA adsorbée à l’année est de 3614 mg. L’AMPA est supposé non épandu surle BV. Sa présence provient uniquement de la dégradation du glyphosate. La masse moyenne d’AMPA estalors rapportée à celle du glyphosate épandu. Le pourcentage massique d’AMPA adsorbé sur l’année2007 est de 5% environ.Les résultats des campagnes d’échantillonage du 9 mars et du 11 mai 2007 indiquent des tauxd’absorption de l’AMPA dans la végétation inférieurs au seuil de détection. L’absorption de l’AMPA dans lavégétation est alors considérée comme négligeable.Ainsi, pour 100% de glyposate entrant dans le BO, 5% de son produit de dégradation (AMPA) estadsorbé dans les sédiments. 95% de l’AMPA est dégradé (minéralisé) ou ressort sans être transformé.Cas du diuron, du 1-(3,4-dichlorophényl)-3-méthyl urée et du 1-(3,4-dichlorophényl)-3-uréeLes taux de sorption du diuron et de ses deux métabolites considérés dans l’étude sont considérés commenuls dans la mesure où les taux sont inférieurs aux seuils de détection lors des campagnes d’analyse intrabassin de 2007.Il est à noter que le phénomène de désorption sur l’année 2007 est supposé compris ici dans l’adsorptionestimée. Les pourcentages de dégradation étant jusqu’ici inconnus dans le BO, les résultats des travaux del’équipe de Thierry Lebeau (Colmar, France), partenaire du projet, permettront d’affiner ce premier bilan. Lavariation du stock (dégradation + sorption) sera alors mieux connue.Ce bilan global mérite d’être approfondi à l’échelle d’un évènement ruisselant.b. A l’échelle évènementielleLes masses de sortie du BO de l’AMPA et des produits de dégradation du diuron dépendent nonseulement de leurs masses d’entrée dans le BO pour l’événement considéré, mais également des massesd’entrée de leurs molécules mères (glyphosate et diuron). En effet, une certaine quantité de glyphosateentrant dans le BO peut par dégradation et entraînement des produits de dégradation vers la sortie, entraînerl’apparition d’une quantité d’AMPA en sortie. Le pourcentage de dégradation dans le prototype d’étude50

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)d’une masse d’entrée d’un pesticide est à ce jour inconnu. Un bilan entrée-sortie évènementiel sur le BO desmasses d’AMPA et des produits de dégradation du diuron serait trop approximatif. Les données sur cesmétabolites ne seront donc pas traités dans ce qui suit.Les résultats sont donnés par heure sur la période du 30 mars au 14 mai 2007. Il convient tout d’abord dedécouper les bilans par évènement ruisselant.Principe de délimitation des évènementsLes évènements ruisselants sont fonction de la masse d’entrée du pesticide dans le BO et de la masse desortie de ce même pesticide. Le début de l’évènement ruisselant se situe à la première heure d’un débitd’entrée non nul. La masse en entrée sera calculée en multipliant le volume total entré lors de l’évènementruisselant par la concentration moyenne de l’échantillon d’entrée. Les traceurs fluorescents injectés en entréese retrouvent en sortie en un peu moins d’une heure après l’injection. Ainsi, la masse de pesticide en sortiesera supposée dans la suite commencer à apparaître une heure après l’apparition de masse de pesticide enentrée. De façon théorique, le flux massique en sortie du à celui d’entrée s’arrête quand la concentration ensortie est nulle. Néanmoins, ceci ne tient pas compte notamment des phénomènes de désorption. La fin d’unbilan sur un évènement ruisselant est difficile à déterminer. L’apparition d’un nouvel évènement ruisselanten entrée du BO stoppe le bilan de l’évènement précédent. Le mode de découpage pour la fin de chaquebilan évènementiel sera spécifique aux débits d’entrée et de sortie ainsi qu’aux valeurs massiques calculées.L’étude s’attache à donner un premier bilan massique pour trois évènements définis dans la suite.Délimitation des évènements et hypothèses sur les concentrations des évènementsLes bilans de masse à l’échelle évènementielle sont donnés entre autres pour une concentration moyenneen entrée pour l’évènement ruisselant. Cette concentration moyenne sera alors la même pour tout le temps del’événement ruisselant d’entrée. Une analyse de l’eau de l’entrée 2 a été effectuée le 11 mai. Elle révèle unevaleur inférieure au seuil de détection pour tous les pesticides. De plus, l’eau provenant de l’entrée 2 provientpresque toujours d’une fissure dans le sol (observations de terrain) comme cité précédemment. La quantitéde pesticides provenant de cette entrée secondaire est négligée dans l’étude en première approximation. Uneanalyse ne reflète pas précisément la concentration de l’entrée 2 pour chaque événement. Il conviendraitd’effectuer d’autres analyses par la suite, en distinguant les périodes où l’eau de l’entrée 2 provient de lafissure dans le sol et celles où elle provient du bassin versant contigu (4.86 ha).Les concentrations mesurées en sortie sont ponctuelles. Il convient donc de définir dans un premiertemps de découper les évènements et de définir l’évolution des concentrations de sortie durant la périodechoisie définissant l’évènement.Premier événement : 30 mars à 23h au 31 mars à 17hUn premier évènement ruisselant apparaît le 30 mars à 23h. Un deuxième évènement ruisselant apparaîtle 31 mars à 6h, quelques heures après la fin du premier. Le rapprochement des deux évènements dans letemps permet de prendre les deux évènements comme un évènement ruisselant d’entrée. Le bilan sur cetévènement commence le 30 mars à 23h. Les concentrations en sortie sont mesurées le 31 mars à 17h ainsique le 10 avril. Or, le 31 mars, elles sont plus élevées pour le Gl et le Di que le 30 mars en entrée. L’étude sefait sur la période du 30 mars à 23h jusqu’au 31 mars à 17h (cf. figure 20 et annexe 18 tableau 18-1). Lapériode du bilan sur ce premier événement ruisselant pourra être augmentée par la suite, en fonction de lamasse de sortie par rapport à celle d’entrée.51

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Premier évènement : débits et concentrationsDébit (L/s) - Concentration(microgramme/L)87654321022:0023:0000:0001:0002:0003:0004:0005:0006:0007:0008:0009:0010:0011:0012:0013:0014:0015:0016:0017:0030-marsEvolution concentration sortie Di31-marsTemps (heure)Evolution concentration sortie GlDébit entrée (L/s)Débit sortie (L/s)Concentration Gl entréeConcentration Di entréeConcentration Gl sortieConcentration Di sortieFigure 20 : Premier événement : évolution des débits et des concentrationsLe début de l’apparition de la masse de sortie est pris le 31 mars à 0h, soit une heure après lecommencement du premier évènement ruisselant d’entrée. La concentration en sortie à cette heure ainsi quel’évolution de cette concentration en sortie jusqu’au 31 mars à 17h se doivent d’être déterminées.Les épandages du LEGTAV n’ont pas encore été effectués le 30 mars 2007 (communication orale, M.Roth, chargé du suivi des épandages pour le LEGTAV). A l’état 0 (campagne du 9 mars 2007), lesconcentrations du glyphosate et du diuron étaient inférieures aux seuils de détection. Le « bruit de fond » duglyphosate et du diuron adsorbés dans les sédiments est supposé quasi nul le 30 mars 2007, d’autant plus quele débit artificiel injecté dans le BO antérieurement au premier événement ruisselant a pu lessivé la majeurepartie des pesticides éventuellement adsorbés.En outre, lors du premier événement ruisselant (23h le 30 mars), la hauteur d’eau dans le BO n’est pasnégligeable sur toute sa surface. En effet, les observations durant l’expérience de traçage l’après-midi du 30mars indiquent une augmentation du niveau d’eau dans le BO et un volume stocké non négligeable à la fin dela journée (20h). La masse de pesticides arrivant dans le BO lors du premier épisode ruisselant est supposéealors transiter directement vers la sortie. Une heure après l’arrivée de l’épisode ruisselant en entrée, laconcentration en sortie sera alors prise égale à celle d’entrée. Le 31 mars à 17h, les concentrations de sortiepour le glyphosate et le diuron sont supérieures à celles d’entrée du premier épisode ruisselant. (cf. annexe 18tableau 18-1). En l’absence de connaissances précises quant à l’évolution des pesticides dans le BO,l’évolution des concentrations de sortie sera alors considérée comme linéaire (cf. figure 20).52

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Deuxième événement : 4 mai à 23h au 8 mai à 10hLe 4 mai à 23h apparaît un évènement ruisselant en entrée. Il dure jusqu’au 5 mai à 7h. Les concentrations de sortie sont mesurées le 6 mai à 16h (cf. annexe 18tableau 18-2). Néanmoins, jusqu’au 8 mai à 10h, on observe pas d’événement ruisselant en entrée. L’événement peut être découpé jusqu’au 6 mai à 16h. Néanmoins,les concentrations étant plus faibles en sortie le 6 mai par rapport à celles d’entrée le 4 mai, il peut être intéressant de poursuivre de délimiter le deuxième événementjusqu’au prochain événement ruisselant. Le deuxième événement est ici défini du 4 mai à 23h jusqu’au 8 mai à 10h.12Deuxième évènement : débits et concentrations10Débits (L/s) - Concentration (µg/L)8642022:0023:0000:0001:0002:0003:0004:0005:0006:0007:0008:0009:0010:0011:0012:0013:0014:0015:0016:0017:0018:0019:0020:0021:0022:0023:0000:0001:0002:0003:0004:0005:0006:0007:0008:0009:0010:0011:0012:0013:0014:0015:0016:0017:0018:0019:0020:0021:0022:0023:0000:0001:0002:0003:0004:0005:0006:0007:0008:0009:0010:0011:0012:0013:0014:0015:0016:0017:0018:0019:0020:0021:0022:0023:0000:0001:0002:0003:0004:0005:0006:0007:0008:0009:0010:0004-mai05-mai 06-mai 07-mai 08-maiDébit entrée (L/s) Débit sortie (L/s) Temps (heure)Concentration Gl entrée (µg/L)Concentration Di entrée (µg/L) Concentration Gl sortie (µg/L) Concentartion Di sortie (µg/L)Evolution de la concentration en sortie du GlFigure 21 : Deuxième événement : évolution des débits et des concentrationsEvolution de la concentration en sortie du DiLes concentrations de sortie du 6 mai sont plus faibles que celles d’entrée du 4 mai. Le volume dans le BO est plus faible que celui observé lors du premierévénement (30 au 31 mars). De plus on observe que le volume de sortie reste faible, même après l’événement ruisselant d’entrée. La concentration en sortie seraprise en première approximation égale, à partir d’une heure après l’apparition de l’événement ruisselant en entrée, à la concentration de sortie pour chaque pesticiderespectivement.Les valeurs des concentrations en sortie sont ponctuelles. L’estimation de l’évolution des concentrations en sortie repose sur des hypothèses. Des réservespeuvent être émises quant à cette détermination. Une étude comparative sur une période déterminée entre les valeurs des concentrations en Gl et en Di notamment53

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)d’échantillons de sortie pris régulièrement, comparée à la valeur moyenne en concentration de ceséchantillons permettrait de connaître le pourcentage d’erreur d’une concentration moyenne en sortie commepour l’entrée. Néanmoins, un flux d’eau continu est observé à la sortie, la réaction du BO suite à unévénement d’entrée ruisselant pourrait dépendre de nombreux paramètres tel que le volume de l’événementruisselant mais également son état initial ainsi que la période choisie. Une telle étude ne pourrait sans doutepas être exhaustive par rapport à l’évolution des concentrations de sortie à l’année.Il convient à présent de s’intéresser au bilan massique pour chaque événement afin d’étudier l’évolutiond’une quantité de pesticides arrivant dans le BO.Bilans massiques à l’échelle des évènementsLes concentrations prises au pas de temps horaire, couplées aux volumes horaires passés, permettentd’établir la masse de pesticide arrivant en entrée et sortant du BO.L’évolution de la masse cumulée d’entrée est comparée avec celle de la masse de sortie. Pour chaqueévènement, nous faisons l’hypothèse que les phénomènes de sorption sont homogènes sur l’année. Lessédiments sont considérés comme ne présentant pas de variation majeure sur l’année de leur texture ni deleur composition. L’absorption dans les végétaux sera négligée pour le premier évènement où ledéveloppement végétatif durant cette période est quasi nul, contrairement à la période correspondant audeuxième évènement. Ainsi, le pourcentage d’adsorption pour le Gl est pris égal à 4% de la masse entréepour les deux évènements. L’absorption du Gl est prise égale à 2% de la masse entrée pour le deuxièmeévènement. Pour le diuron, nous considérons les phénomènes de sorption négligeable dans les bilans, dans lamesure où ces phénomènes sont considérés en première approximation négligeables sur l’année.Premier événement : 30 mars à 23h au 31 mars à 17hLes courbes des masses cumulées d’entrée et de sortie du Gl durant le premier évènement se croisentrapidement, au bout de deux heures (cf. figure 22).Masses cumulées d'entrée, sortie, adsorbée et absorbée du Glyphosate EV 1300000250000Masse cumulée (µg)20000015000010000050000022:00 23:00 00:00 01:00 02:00 03:00 04:00 05:00 06:00 07:00 08:00 09:00 10:00 11:00 12:00 13:00 14:00 15:00 16:00 17:0030-mars31-marsTemps (heure)masse Gl cumulé entrée (µg) masse Gl cumulée sortie (µg) masse Gl cumulé adsorbée (µg) masse Gl cumulée absorbé (µg)Figure 22 : Evolution des masses cumulées de glyphosate en entrée, sortie, adsorbées et absorbées durant lepremier évènementLa totalité de la masse de Gl entrante dans le système arrive en sortie au bout de deux heures. La masseadsorbée ainsi que la masse dégradée sont sommées à la masse de sortie. Pendant les deux premières heures,l’écart entre la courbe de la masse de Gl entrée et la courbe de la masse de Gl absorbée pourrait représenterla dégradation de la masse dans le BO. Cependant, dans ce cas, l’intégralité de la masse d’entrée sembletransiter vers la sortie, et ce en deux heures. L’évolution des masses d’entrée et de sortie du Di est quasiment54

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)la même que pour le Gl (cf. annexe 19, figure 19-1). Le BO a donc ici un rôle de transit. Ceci laisse supposer que le mélange et la dispersion des pesticides dans leBO sont quasiment nuls. La fonction de traitement de la charge polluante en Gl et Di est quasi nulle pour cet évènement. L’évolution des débits souligne cettetendance, dans la mesure où le débit de sortie est important après chaque évènement ruisselant, il reste élevé entre les évènements (cf. figure 22). Le volume d’eaudans le BO avant le début de l’évènement était important, la hauteur d’eau est supérieure d’au moins 20 cm à la hauteur des orifices de sortie (T1 et T2) (observationde terrain durant l’expérience de traçage). Ainsi, les conditions initiales du BO jouent un rôle fondamental dans le traitement des pesticides (glyphosate et diuron enparticulier).Deuxième événement : 4 mai à 23h au 8 mai à 10hMasses cumulées d'entrée, sortie, adsorbée, et absorbée du Glyphosate EV 2M a s s e c u m u l é e (µ g )160000014000001200000100000080000060000040000020000002 2 3 0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 9 0 1 2 3 4 5 6 7 8 1 9 0 1 2 2 3 0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 9 0 1 2 3 4 5 6 7 8 1 9 0 1 2 2 3 0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 9 0 1 2 3 4 5 6 7 8 1 9 0 1 2 2 3 0 1 2 3 4 5 6 7 8 0 9 1 0 : 0 004-mai05-mai 06-mai 07-mai 08-maiTemps (heure)masse Gl cumulée entrée (µg) masse cumulé sortie (µg) masse Gl cumulé adsorbé (µg) masse Gl cumulée absorbé (µg)Figure 23 : Evolution des masses cumulées de glyphosate en entrée, sortie, adsorbées et absorbées durant le deuxième évènementLa masse du Gl en sortie est faible par rapport à la masse du Gl en entrée, de l’ordre d’un facteur quinze, et ceci jusqu’à la fin de l’évènement considéré. Lamasse entrante dans le système est alors stockée. Le stockage sous forme sorbée semble faible d’après les hypothèses faites sur les phénomènes de sorption à55

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)l’échelle de l’évènement. L’écart entre la courbe de la masse d’entrée et celle de la masse de sortie en Gl représente une simple rétention de la masse dans le volumed’eau stocké dans le BO ou/et une dégradation de la masse d’entrée, par des phénomènes abiotiques ou biotiques. Il en est de même pour la variation de la masse deDi en sortie par rapport à celle d’entrée (cf. annexe 19, figure 19-2). Cependant, comparée à la variation de masse du GL, l’écart entre la courbe de masse d’entrée duDi par rapport à la courbe de masse de sortie du Di est plus faible que celui du Gl. Il est de l’ordre d’un facteur sept. Le Di sur cet évènement pourrait être plusfaiblement stocké que le Gl. Néanmoins, la tendance générale est sensiblement la même. La faible variation du débit de sortie sur la totalité de la période considérée(cf. figure 23) montre un fonctionnement de stockage du BO pour le volume d’eau entrant. La dégradation dans le BO étant à ce jour inconnue, il est quasimentimpossible de savoir si la masse de Gl et Di stockée dans le BO est dégradée ou non.4. Discussion et perspectivesLes bilans massiques présentés dans cette étude sont définis pour deux évènements en particulier. Les quantités de glyphosate et de diuron durant le premierévènement sortent de l’ouvrage deux heures après leur entrée. Le BO a alors un simple rôle de transit et son éventuelle nouvelle fonction de traitement de la chargepolluante en pesticides est quasi nulle. Le phénomène inverse est observé pour le deuxième évènement où les masses de sortie ne dépassent pas un septième desmasses d’entrée au bout de deux jours. Le BO exerce alors son rôle de stockage. Les conditions initiales du BO semblent donc jouer un rôle majeur dans letraitement des pesticides (glyphosate et diuron en particulier) puisque le volume d’eau de départ dans le BO était différent d’un évènement par rapport à l’autre.L’étude détaillée des variations de volumes et de débits entrée-sortie du BO à l’échelle annuelle permettrait de mieux comprendre les bilans massiques entrée-sortie.En outre, il faut souligner le nombre important d’hypothèses faites dans l’établissement de ces bilans. Néanmoins, l’établissement de ces bilans a permisd’étudier deux fonctionnements du BO bien distincts dans le traitement des pesticides. Le contrôle du fonctionnement hydraulique du BO est donc primordial dansl’association du système étudié à une nouvelle fonction de réduction de la charge polluante en pesticides.Enfin, l’approfondissement de l’étude sur les phénomènes de dégradation et de sorption dans le BO des différents pesticides considérés est primordial pourl’établissement de bilans entrée-sortie plus précis. L’étude de ces phénomènes est en cours par l’équipe de Thierry Lebeau, partenaire du projet LIFE06ENV/F/000133 – ArtWet.56

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)CONCLUSIONCette étude s’inscrit dans le contexte de la réduction de la pollution diffuse, due aux produitsphytosanitaires, par des ouvrages compensateurs. Les objectifs étaient d’établir un bilan hydro-biochimiquede la réduction des produits phytosanitaires par le bassin d’orage du Waldweg, Rouffach,France. Il s’agissait tout d’abord d’instrumenter le site. Cette première étape devait permettre d’étudierle fonctionnement hydraulique de l’ouvrage, dans le but de comprendre et de donner des éléments deréponse quant à l’influence du comportement hydraulique du bassin d’orage, vis-à-vis d’une quantitéde produits phytosanitaires entrant dans le système. La complexité apparente de l’ouvrage supposealors une dynamique intra bassin. Cette dernière se devait d’être étudiée afin de donner des réponsesquant à la répartition des pesticides dans le bassin et dans les différents compartiments (eau etvégétation notamment). Enfin, la réduction de la charge polluante en pesticides entrante dans le bassinse devait d’être caractérisée de façon globale, afin de pouvoir donner des ordres de grandeur durendement du bassin quant au traitement des pesticides. La pluridisciplinarité est alors essentielle dansce travail.Le travail s’inscrit dans le projet européen LIFE06 ENV/F/000133-ArtWet visant à optimiser lefonctionnement de zones humides artificielles. L’étude met en place une démarche d’évaluation dusite pour le traitement des pesticides, qui entre dans l’établissement d’une méthodologie commune auxdifférents acteurs du projet. Cette méthodologie sera utilisée pour caractériser et optimiser une zonehumide artificielle ayant pour but de réduire la charge polluante en pesticides à l’aval. Les campagnesmenées sur le terrain s’inscrivent dans la campagne de l’année 2007 du projet devant instrumenter lesite et étudier les processus in situ et en laboratoire des transferts de pesticides par le bassin d’orage.La première étape a consisté à mettre en place un préleveur automatique réfrigéré couplé à undébitmètre en sortie de l’ouvrage. Les appareils sont protégés et permettent de mesurer les débits desortie ainsi que de prélever des échantillons d’eau en continu. La mesure du débit de sortie a nécessitéla mise en place d’un seuil triangulaire dans l’ouvrage de vidange. La loi de seuil permettant decalculer le débit est déterminée de façon précise grâce à une modélisation sous le logiciel Fluent pourune gamme de débits moyens (0.9 à 2.7 L/s). Néanmoins, le bassin ayant pour fonction première destocker les volumes d’eau ruisselés du bassin versant viticole, les débits sortants sont la plupart dutemps inférieurs à 0.9 L/s. L’extrapolation de la loi n’est pas précise. Il convient alors de poursuivre lamodélisation pour les faibles débits notamment et de valider la loi par des mesures de terrain.L’étude du fonctionnement hydraulique du bassin d’orage s’est fait par une expérience de traçagein situ. Les analyses de deux traceurs fluorescents (uranine et sulforhodamine) en sortie de l’ouvragedu 30 mars au 23 avril 2007 ont permises de mettre en évidence des premiers résultats quant auxcomportements des traceurs dans le bassin. Le temps de latence (temps mis par les premièresmolécules de traceur, depuis l’injection en entrée, pour atteindre la sortie) est de 30 minutes pourl’uranine et de 40 minutes pour la sulforhodamine. Des chemins préférentiels ont été mis en évidencedans le bassin. L’analyse des prélèvements de traceurs intra bassin pourra permettre d’approfondirl’étude de ces chemins. En supposant que la masse totale des deux traceurs est sortie du bassin le 23avril, les temps de séjour pour 50% de la masse sortie sont de moins d’une demie journée et pour 90%d’une journée et une heure environ. Le fonctionnement hydraulique actuel reposant sur l’ouverture dedeux orifices circulaires de sortie, une répartition différente des flux par rapport à l’orifice de sortie estconstatée. Une adsorption plus importante de la sulforhodamine par rapport à l’uranine est observée,ceci est dû aux propriétés adsorbantes de la sulforhodamine. Les analyses de traceurs fluorescentsméritent d’être poursuivies, car les traceurs pourraient rester dans le bassin plusieurs mois. De plus, lesanalyses du troisième traceur, le sel de bromure, permettraient de mettre en évidence descomportements différents de molécules dans le bassin, dans la mesure où les trois traceurs ont despropriétés différentes de sorption et de dégradation par la lumière notamment. La comparaison despropriétés des traceurs, par rapport à celles de pesticides dans le bassin permettrait d’étudier lecomportement des pesticides dans le bassin. Ce travail de comparaison est consistant. Enfin, unmodèle mathématique du fonctionnement hydraulique du prototype d’étude peut être testé et validépar les résultats de l’expérience de traçage. Ce modèle permettra alors de caractériser précisément le57

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)fonctionnement hydraulique de l’ouvrage et de prévoir les temps de séjour moyens de pesticides dansle bassin. Les premiers résultats de cette étude permettent d’envisager une étude de modélisationhydraulique de l’ouvrage.L’analyse de la dynamique intra bassin ne donne pas de tendance particulière de répartition depesticides dans une ou plusieurs zones du bassin. La campagne de terrain la plus récente date du 11mai 2007, il serait intéressant d’approfondir l’étude de la dynamique intra bassin avec une campagneen été, après la majorité des épandages. L’absorption des pesticides dans la végétation (PhragmitesAustralis) est nulle pour les analyses considérées. Les temps de contact des pesticides avec lavégétation, de même que le temps d’absorption du glyphosate et du diuron peuvent ne pas être assezlongs.En outre, les bilans, à l’échelle de l’ouvrage de la réduction de la charge en glyphosate et endiuron, indiquent deux tendances opposées du bassin. Le bassin peut tout d’abord faire transiter leseaux chargées en glyphosate et diuron directement vers la sortie : en deux heures, la masse depesticide entrée est sortie. Le bassin peut également stocker les eaux pendant quelques jours. La massede glyphosate en sortie ne dépasse pas 10% de la masse entrée en quatre jours. Ceci soulignel’importance des conditions initiales de fonctionnement du bassin d’orage. Dans le premier cas où lamasse de pesticide transite, le niveau d’eau dans le bassin est élevé, il est constamment supérieur auniveau des orifices de sortie. Dans le deuxième cas, il se situe au niveau des orifices de sortie. Ainsi, lefonctionnement hydraulique du bassin influe directement sur la fonction de réduction de la charge depesticides arrivant en entrée. La fonction principale de l’ouvrage de limitation du débit à l’avalconvient d’être approfondie avec une étude des variations de débit et de concentration en sortie.A l’année, un premier bilan annuel indique des faibles pourcentages des phénomènes de sorptiondans l’ouvrage, de l’ordre de 5% pour le glyphosate et négligeables pour le diuron. Néanmoins, laconnaissance des phénomènes de dégradation in situ est pour l’instant quasi nulle. Elle est en coursd’étude par l’équipe de Thierry Lebeau, partenaire du projet. L’établissement de bilans entrée-sortiepourra alors être plus précise.Enfin, un curage du bassin aura lieu à l’été 2007 afin de remplir des casiers lysimétriques oùseront étudiés plus en détail le rôle de chaque compartiment dans le traitement de la charge enpesticides. Les compartiments pourront alors être optimisés. Ceci amène un fonctionnementhydraulique différent du bassin d’orage, puisque les sédiments seront enlevés sur la moitié de lasurface du bassin environ. Le curage le plus approprié doit tout d’abord être déterminé dans uneperspective proche, afin d’optimiser notamment les temps de séjour dans le bassin. Une premièreproposition est décrite dans la figure ci-dessous.Sédimentslaissés sur sitePose de graviers :filtrationL’étude du nouveau fonctionnement du bassin d’orage, après curage, est possible. Néanmoins,après avoir déterminé le curage le plus approprié pour cet été, il convient de finaliser l’instrumentationdu site en sortie. Enfin, la poursuite de la modélisation du fonctionnement hydraulique actuel dubassin ainsi que l’approfondissement des bilans entrée-sortie notamment peuvent être les prochainespistes d’étude.58

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)BIBLIOGRAPHIEArticles, ouvrages, thèses ou mémoires, compte rendus de congrèsAHTIAINEN J. H., VANHALA P., MYLLYMÄKI A. Effects of different plant protection programs on soilmicrobes. Ecotoxicology and Environmental Safety, vol.54, n°1, 2003. p.56-64.ANDREO B., GOLDSCHEIDER N., VADILLO I., VÍAS J. M., NEUKUM C., SINREICH M., JIMÉNEZ P.,BRECHENMACHER J., CARRASCO F., HÖTZL H. Karst groundwater protection: First application of aPan-European Approach to vulnerability, hazard and risk mapping in the Sierra de Líbar (SouthernSpain). Science of The Total Environment, vol.357, n°1-3, 2006. p.54-73.BARRIUSO E., CALVET R., SCHIAVON M., SOULAS G. Les pesticides et polluants organiques des sols :transformation et dissipation, Forum « Le sol, un patrimoine menacé ? ». Paris, 24 octobre 1996.BARRIUSO E. Estimation des risques environnementaux des pesticides. INRA Editions, 2003. 123 p.ISBN : 2-7380-1110-1.BARRIUSO E. Approche cinétique de la stabilisation de pesticides dans les sols sous forme de résidus nonfacilement extractibles : conséquences sur l’accumulation et la libération différée des pesticides stabilisés.Actes du colloque de restitution : Pesticides, comment réduire les risques associés ? Evaluation et réductiondes risques liés à l’utilisation des pesticides. Avignon, 14-16 novembre 2005. Ineris, 2005. p.21-26.BENDING G. D., RODRIGUEZ-CRUZ M. S. Microbial aspects of the interaction between soil depth andbiodegradation of the herbicide isoproturon. Chemosphere, vol.66, n°4, 2007. p.664-671.BINTEIN S., DEVILLERS J. Evaluating the environmental fate of lindane in France. Chemosphere, vol.32,n°12, 1996. p.2427-2440.BLOTTIERE C. La bioremédiation dans les bassins d’orage d’Alsace : Du prototype à la généralisation.Mémoire présenté pour l’obtention du diplôme d’Ingénieur de l’Agriculture et de l’Environnement del’ENGEES : Laboratoires CEVH et GSP, ENGEES, 2007. 73p.BRASKERUD B. C. Clay particle retention in small constructed wetlands, 2003. Water Research, vol.37,n°16, 2003. p.3793-3802.BRASKERUD B. C. Factors affecting nitrogen retention in small constructed wetlands treatingagricultural non-point source pollution. Ecological Engineering, vol.18, n°3, 2002a. p.351-370.BRASKERUD B. C. Factors affecting phosphorus retention in small constructed wetlands treatingagricultural non-point source pollution. Ecological Engineering, vol.19, n°1, 2002b. p.41-61.CHEAH U. B., KIRKWOOD R. C., LUM K.Y. Adsorption, Desorption and Mobility of Four CommonlyUsed Pesticides in Malaysian Agricultural Soils. Pesticide Science, vol.50, n°1, 1999. p.53 – 63.DEER H. Pesticide adsorption and half-life. Utah State University Extension, pesticides n°15. Octobre 2004.DIMITRIOS G., KARPOUZA S., BRARAJESH K. S. Microbial Degradation of OrganophosphorusXenobiotics: Metabolic Pathways and Molecular Basis. Advances in MicrobialPhysiology, vol.51, 2006. p.119-225.DOMANGE N. Etude des transferts de produits phytosanitaires à l’échelle de la parcelle et du bassinversant viticole (Rouffach, Haut-Rhin). Thèse présentée pour obtenir le grade de docteur de l’Université LouisPasteur Strasbourg I, 2005.FAVA L., ORRÙ M. A., SCARDALA S., FUNARI E. Leaching potential of carbamates and theirmetabolites and comparison with triazines. Microchemical Journal, vol.86, n°2, 2007. p.204-208.59

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)FIENER P., AUERSWALD K., WEIGAND S. Managing erosion and water quality in agriculturalwatersheds by small detention ponds. Agriculture, Ecosystems & Environment, vol.110, n°3-4, 2005. p.132-142.FINK D. F., MITSCH W. J. Seasozrboifvbeoal and storm event nutrient removal by a created wetland in anagricultural watershed. Ecological Engineering, vol.23, n°4-5, 2004. p.313-325.GARCINUÑO R. M., FERNÁNDEZ-HERNANDO P., CÁMARA C. Evaluation of pesticide uptake byLupinus seeds. Water Research, vol.37, n°14, 2003. p.3481-3489.GÓMEZ CEREZO R., SUÁREZ M. L., VIDAL-ABARCA M. R. The performance of a multi-stage system ofconstructed wetlands for urban wastewater treatment in a semiarid region of SE Spain, EcologicalEngineering, vol.16, n°4, 2001. p.501-517.GOUY V. Contribution de la modélisation à la simulation du transfert des produits phytosanitaires de laparcelle agricole vers les eaux superficielles. Thèse ULP/ CEMAGREF, 1993. 349p.GREBIL G. La dissipation des produits phytosanitaires appliqués au sol. Ingénierie n° spécial 2001 : phyto.p.31-40.GREEN J. M., BEESTMA G. B. Recently patented and commercialized formulation and adjuvanttechnology. Crop Protection, vol.26, n°3, 2007. p.320-327.GRÉGOIRE C. Caractérisation et modélisation des processus de transfert de pollution diffuse au sein debassins versants viticoles avec prise en compte de l’hétérogénéité spatio-temporelle des systèmes étudiés.Aménagement de l’Espace Physique de l’Environnement. Mémoire présenté en vue de l’obtention del’Habilitation à Diriger des Recherches : ENGEES, Université Louis Pasteur Strasbourg, 2006. p.45.GRUNEWALD K., SCHMIDT W., UNGER C., HANSCHMANN G. Behavior of Glyphosate andaminomethylphosphonic acid (AMPA) in soils and water of reservoir Radeburg II catchment(Saxony/Germany). Journal of Plant Nutrition and Soil Science, vol.164, n°1, 2001. p.65 – 70.HUANG X., PEDERSON T., FISHER M., WHITE R., YOUNG T. M.,Herbicide Runoff along Highways. 2.Sorption Control. Environmental science Technology, vol.3, 2004. p.3272-3278.HUNAULT M. Influence des bassins d’orage sur le transfert de pesticides et possibilités de traitement. Casdu bassin d’orage de Rouffach (68). Mémoire de fin d’étude ENGEES. 2005. 83p.KASS W., BEHRENS H., HIMMELSBACH T., HOTZL H., HUNKELER D., LEIBUNDGUT C., MOSER H.,SCHULTZ H. D., STOBER I., WERNER A. Tracing Technique in Geohydrology, Rotterdam, Brookfield,A.A.Balkema, 1998. 581p. ISBN 3-443-01013-XKAWAHAR A., MORINAGA K., NAKAMURA M., SHIMONO S., FUMOTO S., OZAWA S. Agriculturalcompositions. US Patent Application 0,013,684. 2003.KOHLER E.A., POOLE V.L., REICHER Z.J., TURCO R.F. Nutrient, metal, and pesticide removal duringstorm and nonstorm events by a constructed wetland on an urban golf course Ecological Engineering,vol.23, n°4-5, 2004. p.285-298.LENNARTZ B., LOUCHART X. Effect of drying on the desorption of diuron and terbuthylazine fromnatural soils. Environmental Pollution, vol.146, n°1, 2007. p.180-187.LIN Q., BROOKES P. C. Comparison of substrate induced respiration, selective inhibition and biovolumemeasurements of microbial biomass and its community structure in unamended, ryegrass-amended,fumigated and pesticide-treated soils. Soil Biology and Biochemistry, vol.31, n°14, 1999. p.1999-2014.MARGOUM C. Contribution à l`étude du devenir des produits phytosanitaires lors d`écoulements dans lesfossés : caractérisation physico-chimique et hydrodynamique. Doctorat Environnement et Santé, universitéJoseph Fourier Grenoble I. 2003.60

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)MATAMOROS V., PUIGAGUT J., GARCIA J., CODONY F., MORATO J., BAYONA J.M. Behavior ofselected framework EU directive priority pollutants in subsurface flow constructed wetlands. In 10 thInternational Conference on Wetland Systems for Water Pollution Control, Lisbonne, 23-29 septembre 2006.p.559-565.MCGUIRE K. J., MCDONNELL J. J. A review and evaluation of catchment transit time modeling. Journalof Hydrology, vol.330, n°3-4, 2006. p. 543-563.MCKINLAY R. G., KASPEREK K. Observations on decontamination of herbicide-polluted water bymarsh plant systems, Water Research, vol.33, n°2, 1999. p.505-511MEMIC M., VRTAĈNIK M., VATRENJAK-VELAGIĆ V., WISSIAK GRM K.S. Comparativebiodegradation studies of pre-emergence broadleaf and grass herbicides in aqueous mediumInternational Biodeterioration & Biodegradation, vol.55, n°2, 2005. p.109-113.MERMOUD A. Cours de physique du sol. Propriétés de base du sol et de la phase liquide. Ecolepolytechnique fédérale de Lausanne. 2006. 30p.MIGLIORANZA K. S. B., DE MORENO J. E. A., MORENO V. J. Organochlorine pesticides sequestered inthe aquatic macrophyte Schoenoplectus californicus (C.A. Meyer) Soják from a shallow lake in Argentina.Water Research, vol.38, n°7, 2004, p.1765-1772.MILLET M., WOLF-ULRICH P., ZETZSCH C. Abiotic Degradation of halobenzonitriles: Investigation ofthe Photolysis in Solution. Ecotoxicology and Environmental Safety, vol.41, n°1, 1998. p.44-50.MITSCH W.J., GOSSELINK J.G. Wetlands. Van Nostrand Reinhold, n°2, NY, 1993. 722p.MULLER K., MAGESAN G.N., BOLAN N.S. A critical review of the influence of effluent irrigation on thefate of pesticides in soil. Agriculture, Ecosystems & Environment, vol.120, n°2-4, 2007. p.93-116.MULLER K., MAGESAN G.N., BOLAN N.S. A critical review of the influence of effluent irrigation on thefate of pesticides in soil. Agriculture, Ecosystems & Environment, vol.120, n°2-4, 2007. p.93-116.OZBEY A., UYGUN U. Behaviour of some organophosphorus pesticide residues in peppermint tea duringthe infusion process. Food Chemistry, vol.104, n°1, 2007. p.237-241.PERSSON J., WITTGREN H. B. How hydrological and hydraulic conditions affect performance of ponds.Ecological Engineering, vol.21, n°4-5, 2003. p.259-269.PERSSON J. The hydraulic performance of ponds of various layouts, Urban Water, vol.2, n°3, 2000. p.243-250.PETIT V., CABRIDENC R., SWANNELL R. P. J. and SOKHI R. S. Review of strategies for modeling theenvironmental fate of pesticides discharged into riverine systems. Environment International, vol.21,n°2, 1995. p.167-176.RAMADE Dictionnaire encyclopédique de l’écologie et des sciences de l’environnement Marque: Dunod,Collection Hors collection - 210 x 297 mm - 1152 pages - 2002 - 2e édition ISBN : 2100066706REILLY J. F., HORNE A. J., MILLER C. D. Nitrate removal from a drinking water supply with large freesurfaceconstructed wetlands prior to groundwater recharge, Ecological Engineering, vol.14, n°1-2, 1999. p.33-47.RITTER W. Pesticides and Water Quality Impacts. In Agricultural non point source pollution. LewisPublishers. ISBN : 1-56670-222-4. p.111-135.ROBERT M., STEPHEN C., WAGNER T., LEWIS A. Bentazon Degradation in Soil: Influence of Tillageand History of Bentazon Application. Southern Weed Science Laboratory, Agricultural Research Service, U.S.Department of Agriculture, 1996. 53p.61

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)ROUSSEAU D., VANROLLEGHEM P. A., DE PAUW N. Constructed wetlands in Flanders: aperformance analysis. Ecological Engineering, vol.23, n°3, 2004, p.151-163.SALVESTRINI S., DI CERBO P., CAPASSO S. Kinetics of the chemical degradation of diuron.Chemosphere, vol. 48, 2002. p.69-73.SCHRODER P., MAIER H., REINHARD D. Detoxification of Herbicides in Phragmites australis. Instituteof soil ecology. 2005.SCHULZ R., MOORE M.T., BENNETT E.R., FARRIS J.L., SMITH J. S., COOPER C.M. Methyl-parathiontoxicity in vegetated and non-vegetated wetland mesocosms. Environ. Toxicol. Chem. 22 2003, p.1262-1268.SHERRARD R. M., BEARR J. S., MURRAY-GULDE C. L., RODGERS J.H., SHAH Y.T. Feasibility ofconstructed wetlands for removing chlorothalonil and chlorpyrifos from aqueous mixtures. EnvironmentalPollution, vol.127, n°3, 2004. p.385-394.SHUTES R.B.E., REVITT D.M., MUNGUR A.S., SCHOLES L.N.L. The design of wetland systems for thetreatment of urban run off. Water Science and Technology, vol. 35, n°5, 1997. p.19-25.SONG Z., ZHAOPEI Z., JIE L., XIANFENG S. Seasonal and annual performance of a full-scale constructedwetland system for sewage treatment in China. Ecological Engineering, vol.26, n°3, 2006. p.272-282.SPRANKLE W., MEGGIT F., PENNER D. Adsorption, mobility and microbial degradation of Glyphosatein the soil, Weed Science. n°23. 1975. p.229–234.STOTTMEISTER U., WIEßNER A., KUSCHK P., KAPPELMEYER U., KÄSTNER M., BEDERSKI O.,MÜLLER R. A., MOORMANN H. Effects of plants and microorganisms in constructed wetlands forwastewater treatment, Biotechnology Advances, vol.22, n°1-2, 2003, p.93-117.SULIMAN F., FUTSAETHER C., OXAAL U., HAUGEN L.E., JENSSEN P. Effect of the inlet–outletpositions on the hydraulic performance of horizontal subsurface-flow wetlands constructed withheterogeneous porous media. Journal of Contaminant Hydrology, vol.87, n°1-2, 2006. p.22-36.SULIMAN F., FUTSAETHER C., OXAAL U. Hydraulic performance of horizontal subsurface flowconstructed wetlands for different strategies of filling the filter medium into the filter basinEcological Engineering, vol.29, n°1, 2007. p.45-55.SYVERSEN N., BECHMANN M. Vegetative buffer zones as pesticide filters for simulated surface runoff .Ecological Engineering, vol.22, n°3, 2004. p.175-184.TACK F. M.G., DE PAUW N., DU LAING G., ROUSSEAU D. Contaminants in natural and constructedwetlands : pollutant dynamics and control. Science of The Total Environment, vol.380, n°1-3, 2007. p.1-2.TORSTENSSON. Behavior of Glyphosate in soils and its degradation. In: Grossbard and Atkinson, TheHerbicide Glyphosate, Editors, Butterworths, London (1985).TOURNEBIZE J. Impact de l’enherbement du vignoble alsacien sur le transfert des nitrates. Thèse dedoctorat, ULP Strasbourg, ENGEES, 2001. 250p.VAZQUEZ J. Cours d’hydraulique à surface libre, formation initiale ENGEES, 2004. 96p.WARREN N., ALLAN I.J., CARTER JE., HOUSE W.A., PARKER A. Pesticides and other micro-organiccontaminants in freshwater sedimentary environnements - a review. Applied Geochemistry, n°18, 2003.p.159-194.WATANABE H., HOANG TRA NGUYEN M., SOUPHASAY K., HONG VU S., KHANH PHONG T.,TOURNEBIZE J., ISHIHARA S. Effect of water management practice on pesticide behavior in paddywater. Agricultural Water Management, vol.88, n°1-3, 2007, p.132-140.62

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)WEBER J. B., WARREN R. L., SWAIN L. R., YELVERTON F. H. Physicochemical property effects ofthree herbicides and three soils on herbicide mobility in field lysimeters. Crop Protection, vol.26, n°3, 2007.p.299-311.WILSON J. F. Fluorimetric procedures for dye tracing. Techniques of Water-Ressources Investigations USGeol. Surv. Washington D.C. p3-31.WINKEL NIELSEN L., DAHLLÖF I. Direct and indirect effects of the herbicides Glyphosate, Bentazoneand MCPA on eelgrass (Zostera marina), Aquatic Toxicology, vol.82, n°1, 2007. p.47-54.Documents électroniquesUIPP (Union des Industries de la Protection des Plantes). [en ligne] – 2006IFEN (Institut Français de l’Environnement). - [consulté en février2007]ARS-USDA, The Agricultural Research Services-U.S. Department of Agriculture. Pesticide PropertiesDatabase. [en ligne] – 2004 BOURAS O., BOLLINGER J. C., BAUDU M., KHALAF H., Adsorption of diuron and its degradationproducts from aqueous solution by surfactant-modified pillared clays. [en ligne] – 2007BRIGNON J-M., GOUZY A. Données technico-économiques sur les substances chimiques en France,Diuron. [en ligne] - Ineris, 2007. 35p. DRC-07-86334-03507A [consulté en février 2007]CETMEF (Centre d'Etudes Techniques Maritimes Et Fluviales). Division Environnement Littoral et Coursd’Eau, Division Hydraulique et Sédimentologie Fluviale. Notice sur les déversoirs – Synthèse des loisd’écoulement au droit des seuils et déversoirs. Consultable sur l’intranet de l’ENGEES. Edité en février 2005.89p.German Federal Environmental Agency Working Group : BEHRENS H., BEIMS U., DIETERi H., DIETZE G.,EIKMANN T., GRUMMT T., HANISCH H., HENSELING H., KÄβ W., KERNDORFF H., LEIBUNDGUTC., MÜLLER-WEGENER U., RÖNNEFAHRT I., SCHARENBERG B., SCHLEYER R., SCHOLZ W.,TILKES F.. Toxicological and ecotoxicological assessment of water tracers. Hydrogeology Journal, vol.9,n°3, juin 2001 Guide AGRITOX, base de données sur les substances actives pharmaceutiques. [en ligne] - INRA [consultéen février 2007] MONCADA A. Environmental fate of diuron. [en ligne] - Environmental Monitoring Branch, Department ofPesticide Regulation, Sacramento, CA 95812-4015 [consulté en février 2007]Monsanto Co. Backgrounder : History of Monsanto’s Glyphosate herbicides. 2005. [en ligne] – Monsanto,2007 SCHUETTE J. Environmental fate of glyphosate. [en ligne] - Environmental Monitoring and PesticideManagement, Department of Pesticide Regulation, Sacramento, CA 95824-5624 [consulté en février 2007]WHO. Environmental health criteria : Glyphosate. World Health Organization, Geneva.63

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)ANNEXESAnnexe 1 : Intensités pluviométriques sur le BV de 2003 à 2006______________________ 65Annexe 2 : Epandage des pesticides sur le BV ____________________________________ 65Annexe 3 : Concentrations en glyphosate, AMPA, diuron à l’entrée du BO _____________ 65Annexe 4 : Inventaire des végétaux présents dans le BO (1 er juin 2007) ________________ 66Annexe 5 : Détail des entrées et sorties du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, France _ 67Annexe 6 : Détail de l’instrumentation à l’entrée du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach,France ___________________________________________________________________ 68Annexe 7 : Détail de l’instrumentation en sortie du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach,France ___________________________________________________________________ 68Annexe 8 : Première approximation de la relation hauteur – débit avec la formule deKindsvater ________________________________________________________________ 69Annexe 9 : Comparaison des relations « hauteur – débit » modélisées et théorique _______ 69Annexe 10 : Détermination du débit moyen de l’entrée secondaire (entrée 2) du BO (04-04 au11-05-07)_________________________________________________________________ 71Annexe 11 : Evolution des concentrations d’uranine et de sulforhodamine, ainsi que desdébits durant l’expérience de traçage___________________________________________ 72Annexe 12 : Evolution des courbes de percée durant l’expérience de traçage ___________ 75Annexe 13 : Détermination des masses cumulées en sortie du BO durant l’expérience detraçage___________________________________________________________________ 77Annexe 14 : Résultas des campagnes du 9 mars et du 11 mai pour l’adsorption dans lessédiments du BO ___________________________________________________________ 89Annexe 15 : Comparaison des flux en masse de référence et de mélange pour le glyphosate,l’AMPA et le diuron pour des évènements ruisselants à l’entrée principale du bassin d’oragede Rouffach, France (2003 à 2006) (communication CEVH 2007) ____________________ 91Annexe 16 : Détermination du pourcentage sorbé dans les sédiments et les végétaux par leglyphosate te l’AMPA en 2007 ________________________________________________ 92Annexe 17 : Concentrations entrée-sortie en glyphosate, AMPA, diuron et produits dedégradation du diuron du 30-03-07 au 14-05-07 __________________________________ 92Annexe 18 : Concentrations et débits entrée-sortie du BO pour les deux évènementsconsidérés ________________________________________________________________ 93Annexe 19 : Evolution des masses cumulées de diuron entrée-sortie du BO _____________ 9564

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)Annexe 1 : Intensités pluviométriques sur le BV de 2003 à 2006DuréeAnnée6 min 1 h 24h2003 4,4 9,4 16,82004 5,6 12,2 29,22005 7,8 18,6 222006 6,6 12,8 28Intensités pluviométriques maximales de 2003 à 2006 en mm (Communication CEVH, 2007 etDomange, 2005)Annexe 2 : Epandage des pesticides sur le BVQuantités de pesticides épandus en 2003, 2004, 2005 et2006 sur 60% du BVQ uantités de glyphosate et de diuronépandues de 2003 à 2006 par rapport à laquantité totale de pesticides épandus sur60% du BV2006200520042003400350300250200150100DiuronGlyphosateAutres0 50 100 150 200 250 300 350Quantité (Kg)5002003 2004 2005 2006Sources : Communication CEVH, 2007 et Domange (2005)Annexe 3 : Concentrations en glyphosate, AMPA, diuron à l’entrée du BOAnnée Molécule Moyenne(µgL -1 )Minimum(µgL -1 )Maximum(µgL -1 )Nombred’échantillonsGlyphosate 9.0 0.4 86.0 142003 AMPA 4.9 0.5 23.0 14Diuron 1.3 0.2 11.0 14Glyphosate 17.7 0.4 70.0 302004 AMPA 3.6 0.9 8.7 30Diuron 0.5 0.1 5.4 21Glyphosate 13.0 1.8 63.0 212005 AMPA 4.1 0.7 12.0 19Diuron 2.1 0.4 8.8 19Glyphosate 8.2 0.0 40.0 822006 AMPA 1.9 0.2 5.5 82Diuron 4.7 0.0 32.0 82Diuron, glyphosate et AMPA : concentrations (phase en solution) moyenne, minimale et maximale àl’exutoire du bassin versant (BV) pour les campagnes de mesures de 2003 à 2006 réalisées à Rouffach(France) (communication CEVH, 2007)65

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)Annexe 4 : Inventaire des végétaux présents dans le BO (1 er juin 2007)Végétaux présents dans le BO, le 1 er juin 2007 (relevé floristique effectué par G. Haan-Archipof)Nom scientifique : Nom commun :Phragmites australis (Cavanilles) SteudelRecouvrement 98%Les 2% restant :Dans l’eau :Lemna minor L.Roseau communLentille d’eauAu bord de l’eau :Equisetum arvense L.Prêle des champsPoa trivialis L.S. L.Paturin communHordeum murimum L.S. L.Orge des ratsFestuca pratensis Hudson S. L.Fétuque des présBromus sterilis L.Brome stérileDactylis glomerata L.Dactyle aggloméréArrhenatherum elatius (L.) P. Beauv.ex J.Presl & Presl. Fromental élevéGalium mollugo L. subsp. album (Mill.)TzvelevGaillet mouGalium aparine L.Gaillet gratteronRanunculus repens L.Renoncule rampanteUrtica dioïca L.Ortie dioïqueSalix alba L.Saule blancSalix sp.Saule, espèce non déterminéeMedicago sativa L.Luzerne cultivéeVicia sativa L.Vesce cultivéeEupatorium canabinum L.Eupatoire chanvrineEpilobium hirsutum L.Epilobe hirsuteGeranium sp.66

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)Annexe 5 : Détail des entrées et sorties du bassin d’orage du Waldweg, Rouffach, FranceRampe dedéversementEntrée 1Trou déversant dans l’OVSens de l’écoulement dans l’OVMur percé de trous(5 cm de diamètre)Ouvrage de vidange67

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)Annexe 6 : Détail de l’instrumentation à l’entrée du bassin d’orage du Waldweg,Rouffach, FranceCanal VenturiCrépine deprélèvementDébitmètre hydrologic DPN 7/2Canal Venturi : Entrée 1BrasdistributeurJeu de 24flaconsPréleveur hydrologic 4010Annexe 7 : Détail de l’instrumentation en sortie du bassin d’orage du Waldweg,Rouffach, FranceTête deprogrammationJeu de 24 flaconsPréleveur 6712 + Module débitmétrique730 (Neotek), installés à la sortie du BO68

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)Annexe 8 : Première approximation de la relation hauteur – débit avec la formule deKindsvaterAngle d'ouverture du seuil (°) Hauteur d'eau en amont du seuil (m) Q (m3/s) Q (L/s)20 0,002 7,84377E-08 7,84377E-0520 0,01 1,22272E-06 0,00122272320 0,05 4,77951E-05 0,04779508320 0,1 0,000257558 0,25755814720 0,14 0,000588973 0,58897345820 0,17 0,000951034 0,95103386220 0,19 0,001252068 1,25206805420 0,24 0,002233126 2,23312625720 0,28 0,003273389 3,27338911520 0,34 0,005302005 5,302004942Calcul du débit en fonction de la hauteur d’eau en amont du seuil triangulaire à l’aide de laformule de KindsvaterAnnexe 9 : Comparaison des relations « hauteur – débit » modélisées et théoriqueQ introduit (L/s) Hauteur mesurée à 40 cm à l'amont du seuil (m)0,9000 0,13801,3000 0,14761,5000 0,15821,7000 0,16511,9000 0,16602,7000 0,17373,5000 0,1968Tableau 9-1 :Relations « Hauteur-Débit » trouvées à partir de la modélisation sous FluentDébit = f(Hauteur d'eau calculée sous Fluent)Débit (L/s)3,00002,50002,00001,50001,00000,50000,0000Equation de la droite de régression : y = 586938x 4 - 264118x 3 +38884x 2 - 1743,9x - 17,695R 2 = 0,99440,1200 0,1300 0,1400 0,1500 0,1600 0,1700 0,1800Hauteur d'eau (m)Courbe calculéeCourbe théorique polynomialeFigure 9-1 : Courbe de tendance polynomiale d’ordre 4 comparée à la courbe modélisée sous FluentHauteur d'eau calculéesous Fluent (m)Débit entré sousFluent (L/s)Débit (L/s) calculé à l'aide d'unecourbe polynomiale d'ordre 4Erreur entre lesmesures de débit (%)0,1380 0,900 0,900 0,0340,1476 1,300 1,302 -0,1440,1582 1,500 1,490 0,6970,1651 1,700 1,774 -4,3720,1660 1,900 1,830 3,6600,1737 2,700 2,701 -0,030Tableau 9-2 : Erreurs relatives de la courbe de tendance polynomiale par rapport à la courbemodélisée sous Fluent69

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)Débit (L/s)3,0002,5002,0001,5001,0000,5000,000Débit = f(Hauteur d'eau)Equation de la droite de régression : y = 0,0213e 27,226xR 2 = 0,94350,1200 0,1300 0,1400 0,1500 0,1600 0,1700 0,1800Hauteur d'eau (m)Courbe calculéeFigure 9-2 : Courbe de tendance exponentiellecomparée à la courbe modélisée sous FluentCourbe théorique exponentielleHauteur d'eau calculéeDébit (L/s) calculé à l'aide Erreur entre lesDébit entré sous Fluent (L/s)sous Fluent (m)d'une courbe exponentielle mesures de débit (%)0,1380 0,900 0,912 1,3590,1476 1,300 1,183 -8,9830,1582 1,500 1,579 5,2970,1651 1,700 1,909 12,3170,1660 1,900 1,953 2,8150,1737 2,700 2,412 -10,6520,1200 0,5590,1000 0,3240,0500 0,0830,0200 0,0370,0100 0,0280,1800 2,8620,2000 4,9340,2100 6,478Tableau 9-3 : Erreurs relatives de la courbe de tendance exponentielle par rapport à la courbemodélisée sous Fluent70

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO(Rouffach)Annexe 10 : Détermination du débit moyen de l’entrée secondaire (entrée 2) du BO (04-04 au 11-05-07)Débit entrée 2Date(L/s)04/04/2007 0,06013/04/2007 0,02517/04/07 0,03324/04/07 0,03302/05/07 0,05004/05/07 0,03209/05/07 0,03311/05/07 0,037Débit moyen (L/s) 0,038Mesures manuelles des débits de l’entrée secondaire du BO et débit moyen du 4 avril au 11 mai 200771

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)JourAnnexe 11 : Evolution des concentrations d’uranine et de sulforhodamine, ainsi que des débits durant l’expérience de traçageHeure Temps(min)Pluie(mm)Débitentrée1(L/s)Débitentrée2(L/s)Débitsentrées1+2(L/s)DébitsortieT1/T2(L/s)Concentrationuranine (mg/L)T1(mg/L)Concentrationcumulée uranine(%)T2(mg/L) T1 (%) T2 (%)Concentrationsulforhodamine(mg/L)T1(mg/L)Concentrationcumuléesulforhodamine(%)T2(mg/L) T1 (%) T2 (%)0 0,00 0,00 0,0030mars 15:45 0 0 8,33 0,04 8,37 0,71 0,00 0,00 0,01 0,00 0,00 0,00 0,10 0,0015:50 5 0 8,33 0,04 8,37 0,75 0,00 0,00 0,03 0,04 0,00 0,00 0,00 0,0015:55 10 0 8,33 0,04 8,37 0,80 0,00 0,00 0,02 0,04 0,00 0,00 0,00 0,0016:00 15 0 8,33 0,04 8,37 1,02 0,01 0,00 0,04 0,04 0,00 0,00 0,00 0,0016:05 20 0 8,33 0,04 8,37 1,90 0,00 0,00 0,03 0,04 0,00 0,00 0,00 0,0016:10 25 0 8,33 0,04 8,37 2,10 0,00 0,00 0,03 0,01 0,00 0,00 0,00 0,0016:15 30 0 8,33 0,04 8,37 2,20 0,00 0,00 0,03 0,04 0,00 0,00 0,00 0,0016:25 40 0 8,33 0,04 8,37 2,29 0,15 0,01 1,11 0,14 0,00 0,00 0,00 0,0016:35 50 0 8,33 0,04 8,37 2,39 1,60 0,56 11,67 6,39 0,00 0,00 0,00 0,0016:36 51 0 8,33 0,04 8,37 2,45 2,95 0,35 21,48 3,97 0,00 0,00 0,00 0,0016:37 52 0 8,33 0,04 8,37 2,80 5,50 0,80 40,04 9,23 0,59 0,00 16,83 0,0016:38 53 0 8,33 0,04 8,37 2,90 6,54 1,83 47,64 21,03 3,22 1,09 92,57 34,5116:45 60 0 8,33 0,04 8,37 2,91 11,40 2,85 83,05 32,80 1,80 1,77 51,75 55,8216:46 61 0 8,33 0,04 8,37 2,95 12,29 3,77 89,51 43,33 2,04 2,25 58,62 70,9516:47 62 0 8,33 0,04 8,37 2,99 10,59 4,98 77,12 57,28 2,34 0,19 67,18 6,0016:55 70 0 0,00 0,04 0,04 3,04 8,41 8,70 61,26 100,00 0,75 2,42 21,61 76,3816:56 71 0 0,00 0,04 0,04 2,09 8,07 7,35 58,75 84,48 2,49 0,61 71,61 19,3016:57 72 0 0,00 0,04 0,04 3,30 7,11 8,69 51,80 99,89 2,40 0,94 69,10 29,5516:58 73 0 0,00 0,04 0,04 2,11 13,73 3,29 100,00 37,82 3,48 3,17 100,00 100,0017:25 100 0 0,00 0,04 0,04 1,95 2,32 2,64 16,92 30,34 0,82 0,32 23,46 9,9717:55 130 0 0,00 0,04 0,04 1,79 3,19 1,87 23,27 21,53 0,34 0,41 9,75 12,8418:25 160 0 0,00 0,04 0,04 2,05 2,25 3,16 16,42 36,33 0,13 0,32 3,65 10,2119:17 212 0 0,00 0,04 0,04 0,80 1,29 1,68 9,37 19,36 2,23 1,98 64,15 62,5620:17 272 0 0,00 0,04 0,04 0,71 1,16 1,66 8,45 19,04 2,23 2,29 64,03 72,1272

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)21:17 332 3,6 0,00 0,04 0,04 0,69 0,79 1,99 5,76 22,90 1,76 2,66 50,59 83,9622:17 392 0,4 0,00 0,04 0,04 0,60 1,10 2,33 8,04 26,76 2,01 3,04 57,83 95,7923:17 452 0,4 1,41 0,04 1,45 0,60 1,06 1,45 7,75 16,68 0,46 2,54 13,16 79,9531mars 00:17 512 0 0,74 0,04 0,78 1,30 0,82 1,48 5,94 16,97 1,69 1,70 48,52 53,6001:17 572 0 0,00 0,04 0,04 0,91 0,54 1,14 3,93 13,08 1,30 1,66 37,43 52,3002:17 632 0 0,00 0,04 0,04 0,90 0,40 0,88 2,89 10,06 0,78 1,50 22,35 47,3503:17 692 0,2 0,18 0,04 0,22 0,81 0,31 0,87 2,23 10,00 0,59 1,40 16,93 44,0304:17 752 0,4 0,00 0,04 0,04 0,70 0,10 0,60 0,71 6,95 0,13 1,10 3,82 34,8205:17 812 0,8 0,00 0,04 0,04 0,53 0,25 0,78 1,85 8,91 0,02 1,35 0,47 42,6206:17 872 1,2 0,00 0,04 0,04 0,46 0,40 0,80 2,90 9,18 0,03 1,46 0,88 46,1407:17 932 0 0,28 0,04 0,32 0,34 0,34 1,05 2,45 12,02 0,02 1,80 0,59 56,6908:17 992 0 6,10 0,04 6,14 0,60 0,37 1,02 2,71 11,67 0,03 1,54 0,72 48,5609:17 1052 0 0,37 0,04 0,41 0,80 0,41 0,70 2,98 8,07 0,02 1,07 0,51 33,8710:17 1112 0 0,16 0,04 0,20 1,50 0,27 0,94 1,95 10,80 0,47 0,14 13,61 4,4911:17 1172 0 0,00 0,04 0,04 1,30 0,24 0,55 1,72 6,26 0,43 0,73 12,39 22,9812:17 1232 0 0,00 0,04 0,04 1,00 0,13 0,61 0,96 6,98 0,29 0,95 8,39 30,0313:17 1292 0 0,00 0,04 0,04 0,58 0,11 0,67 0,80 7,67 0,25 1,08 7,10 34,2014:17 1352 0 0,00 0,04 0,04 0,53 0,09 0,68 0,67 7,86 0,24 1,08 6,78 34,2015:17 1412 0 0,00 0,04 0,04 0,50 0,08 0,61 0,55 7,01 0,22 1,09 6,46 34,3316:17 1472 0 0,00 0,04 0,04 0,45 0,28 0,61 2,04 7,04 0,31 0,99 8,90 31,2317:17 1532 0 0,00 0,04 0,04 0,40 0,28 23,60 2,04 271,15 0,39 0,90 11,34 0,0019:17 1652 0 0,00 0,04 0,04 0,35 0,19 46,58 1,38 535,26 0,32 0,82 9,12 0,0021:17 1772 0 0,00 0,04 0,04 0,30 0,44 69,56 3,18 799,37 0,02 0,73 0,52 0,0023:17 1892 0 0,00 0,04 0,04 0,26 0,50 92,55 3,61 1063,48 0,02 0,64 0,67 0,0001-avr 01:17 2012 0 0,00 0,04 0,04 0,25 0,48 115,53 3,51 1327,60 0,02 0,56 0,60 0,0003:17 2132 0 0,00 0,04 0,04 0,21 0,49 138,51 3,54 1591,71 0,02 0,47 0,62 0,0005:17 2252 0 0,00 0,04 0,04 0,15 0,46 161,49 3,38 1855,82 0,02 0,38 0,61 0,0007:17 2372 0 0,00 0,04 0,04 0,10 0,46 184,48 3,39 2119,93 0,02 0,30 0,47 34,5111:17 2612 0 0,00 0,04 0,04 0,11 0,57 207,46 4,14 2384,04 0,03 0,21 0,87 55,8215:17 2852 0 0,00 0,04 0,04 0,09 0,56 0,94 4,05 10,79 0,06 0,12 1,68 3,8319:17 3092 0 0,00 0,04 0,04 0,10 0,13 0,69 0,96 7,93 0,07 0,07 1,88 2,1923:17 3332 0 0,00 0,04 0,04 0,09 0,24 0,70 1,74 8,04 0,45 0,05 12,91 1,5902-avr 03:17 3572 0 0,00 0,04 0,04 0,08 0,21 1,13 1,54 13,02 0,39 0,14 11,08 4,5373

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)07:17 3812 0 0,00 0,04 0,04 0,05 0,21 0,60 1,55 6,92 0,39 0,06 11,10 1,7411:17 4052 0 0,00 0,04 0,04 0,04 0,32 0,76 2,31 8,72 0,01 0,07 0,39 2,2917:17 4412 0 0,00 0,04 0,04 0,05 0,14 0,36 0,99 4,17 0,27 0,01 7,63 0,4203-avr 01:17 4892 0 0,00 0,04 0,04 0,04 0,16 0,32 1,20 3,64 0,30 0,03 8,63 1,1009:17 5372 0 0,00 0,04 0,04 0,03 0,14 0,38 1,00 4,39 0,27 0,04 7,77 1,1217:17 5852 0 0,00 0,04 0,04 0,02 0,08 0,14 0,58 1,58 0,22 0,02 6,34 0,6404-avr 01:17 6332 0 0,00 0,04 0,04 0,12 0,09 0,16 0,68 1,82 0,21 0,01 6,14 0,4411:17 6932 0 0,00 0,04 0,04 0,02 0,14 -29,87 1,05 -343,22 0,21 0,00 6,14 0,0019:17 7412 0 0,00 0,04 0,04 0,11 0,11 -59,89 0,80 -688,25 0,21 0,00 6,14 0,0005-avr 03:17 7832 0 0,00 0,04 0,04 0,04 0,10 -89,92 0,76 ###### 0,21 0,00 6,14 0,0013:17 8432 0 0,00 0,04 0,04 0,12 0,10 -119,94 0,70 ###### 0,21 0,00 6,14 0,0021:17 8912 0 0,00 0,04 0,04 0,03 0,03 -149,97 0,19 ###### 0,21 0,00 6,14 0,0006-avr 05:17 9392 0 0,00 0,04 0,04 0,04 0,04 -179,99 0,27 ###### 0,00 0,00 0,00 0,0011:17 9752 0 0,00 0,04 0,04 0,07 0,03 0,08 0,23 0,95 0,00 0,00 0,00 0,0019:17 10232 0 0,00 0,04 0,04 0,10 0,03 0,02 0,18 0,23 0,00 0,00 0,00 0,1007-avr 11:17 11192 0 0,00 0,04 0,04 0,07 0,02 0,03 0,14 0,36 0,00 0,01 0,00 0,3008-avr 03:17 12152 0 0,00 0,04 0,04 0,11 0,01 0,01 0,06 0,13 0,00 0,00 0,00 0,1219:17 13112 0 0,00 0,04 0,04 0,11 0,01 0,01 0,06 0,09 0,00 0,00 0,08 0,1409-avr 11:17 14072 0 0,00 0,04 0,04 0,08 0,01 0,08 0,08 0,95 0,00 0,01 0,08 0,4210-avr 03:17 15032 0 0,00 0,04 0,04 0,07 0,01 0,02 0,04 0,20 0,00 0,00 0,04 0,0919:17 15992 0 0,00 0,04 0,04 0,05 0,00 0,01 0,03 0,15 0,00 0,00 0,01 0,1211-avr 11:17 16952 0 0,00 0,04 0,04 0,06 0,00 0,01 0,04 0,16 0,00 0,01 0,08 0,3012-avr 03:17 17912 0 0,00 0,04 0,04 0,05 0,00 0,01 0,03 0,09 0,00 0,01 0,02 0,2219:17 18872 0 0,00 0,04 0,04 0,16 0,00 0,00 0,02 0,04 0,00 0,00 0,00 0,0913-avr 07:17 20312 0 0,00 0,04 0,04 0,06 0,00 0,01 0,02 0,07 0,00 0,01 0,03 0,1823:17 21272 0 0,00 0,04 0,04 0,06 0,00 0,01 0,02 0,06 0,00 0,01 0,02 0,1714-avr 23:17 22712 0 0,00 0,04 0,04 0,00 0,00 0,01 0,02 0,07 0,00 0,01 0,00 0,2315-avr 23:17 24152 0 0,00 0,04 0,04 0,05 0,00 0,01 0,02 0,10 0,00 0,01 0,03 0,2617-avr 03:17 25832 0 0,00 0,04 0,04 0,13 0,00 0,01 0,02 0,06 0,00 0,01 0,02 0,2318-avr 11:17 27752 0 0,00 0,04 0,04 0,11 0,00 0,01 0,03 0,10 0,00 0,01 0,07 0,2819-avr 19:17 29672 0 0,00 0,04 0,04 0,07 0,00 0,00 0,03 0,05 0,00 0,01 0,12 0,2821-avr 03:17 31592 0 0,00 0,04 0,04 0,11 0,00 0,00 0,02 0,05 0,00 0,01 0,08 0,2422-avr 11:17 32072 0 0,00 0,04 0,04 0,07 0,00 0,00 0,02 0,06 0,00 0,01 0,05 0,2723-avr 19:17 33992 0 0,00 0,04 0,04 0,04 0,00 0,00 0,01 0,03 0,00 0,01 0,07 0,1974

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Annexe 12 : Evolution des courbes de percée durant l’expérience de traçageEvolution des concentrations en sortie, de la pluviométrie et des débits416,000003,514,00000Pluviométrie (mm)32,521,510,50015305160707316033251269287210521232141216522012Temps (minutes)7523723092381248926332783293921119214072169522031224152296723399212,0000010,000008,000006,000004,000002,000000,00000-2,00000Pluviométrie Concentration S-T1 Concentration S-T2 Concentration U-T1 Concentration U-T2 Débit entrée Débit sortieFigure 12-1 : Courbes de percée des traceurs en chaque orifice de sortie du BO, en fonction de la pluviométrie et des débits d’entrée du 30 marsà 15h45 au 23 avril 2007Concentration (mg/L) + Débit (L/s)

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Courbes de percée et débits - SulforhodamineConcentration (mg/L)4,003,503,002,502,001,501,000,500,00-0,50Concentration Sf-T1Concentration Sf-T2Débit d'entrée (L/s)Débit de sortie (L/s)10,009,008,007,006,005,004,003,002,001,000,000 20 40 60 80 100 120 140 160 180-1,00Temps (min)Débit (L/s)Figure 12-2 : Courbes de percée de la sulforhodamine en chaque orifice de sortie du BO, en fonction de la pluviométrie et des débits d’entrée le30 mars 2007 de 15h45 à 18h2576

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Annexe 13 : Détermination des masses cumulées en sortie du BO durant l’expérience de traçageJourHeurePas de Tempstemps (min) (min)CT1 (mg/L)Débit total(L/s)Uranine T1Débit T1(L/s)Qm (T1)(mg/min)Masse (mg)Massecumulée (mg)Massecumulée (%)30 mars 15:45 0 0,00193 0,710 0,355 0,041 0,000 0,000 0,00015:50 5 5 0,00460 0,750 0,375 0,103 0,361 0,361 0,00115:55 5 10 0,00339 0,800 0,400 0,081 0,462 0,823 0,00116:00 5 15 0,00610 1,020 0,510 0,187 0,670 1,493 0,00216:05 5 20 0,00451 1,900 0,950 0,257 1,109 2,602 0,00416:10 5 25 0,00466 2,100 1,050 0,294 1,377 3,979 0,00616:15 5 30 0,00480 2,200 1,100 0,317 1,526 5,505 0,00916:25 10 40 0,15225 2,290 1,145 10,460 53,883 59,388 0,09216:35 10 50 1,60279 2,390 1,195 114,920 626,898 686,286 1,06716:36 1 51 2,94842 2,450 1,225 216,709 165,814 852,100 1,32516:37 1 52 5,49695 2,800 1,400 461,744 339,226 1191,327 1,85316:38 1 53 6,54118 2,900 1,450 569,083 515,413 1706,740 2,65416:45 7 60 11,40217 2,910 1,455 995,410 5475,723 7182,463 11,16916:46 1 61 12,28963 2,950 1,475 1087,632 1041,521 8223,984 12,78916:47 1 62 10,58781 2,990 1,495 949,727 1018,680 9242,663 14,37316:55 8 70 8,41117 3,040 1,520 767,098 6867,301 16109,965 25,05216:56 1 71 8,06611 2,090 1,045 505,745 636,422 16746,386 26,04216:57 1 72 7,11158 3,300 1,650 704,047 604,896 17351,282 26,98216:58 1 73 13,72939 2,110 1,055 869,070 786,558 18137,840 28,20617:25 27 100 2,32274 1,950 0,975 135,880 13566,827 31704,667 49,30317:55 30 130 3,19460 1,790 0,895 171,550 4611,455 36316,122 56,47418:25 30 160 2,25414 2,050 1,025 138,630 4652,698 40968,819 63,70919:17 52 212 1,28684 0,800 0,400 30,884 4407,357 45376,176 70,56320:17 60 272 1,16006 0,710 0,355 24,709 1667,800 47043,976 73,15721:17 60 332 0,79030 0,690 0,345 16,359 1232,051 48276,027 75,07377

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)22:17 60 392 1,10350 0,600 0,300 19,863 1086,662 49362,689 76,76223:17 60 452 1,06420 0,600 0,300 19,156 1170,553 50533,242 78,58331 mars 00:17 60 512 0,81554 1,300 0,650 31,806 1528,842 52062,084 80,96001:17 60 572 0,53970 0,910 0,455 14,734 1396,187 53458,271 83,13102:17 60 632 0,39733 0,900 0,450 10,728 763,847 54222,118 84,31903:17 60 692 0,30552 0,810 0,405 7,424 544,564 54766,681 85,16604:17 60 752 0,09798 0,700 0,350 2,058 284,456 55051,137 85,60805:17 60 812 0,25459 0,530 0,265 4,048 183,170 55234,306 85,89306:17 60 872 0,39815 0,460 0,230 5,495 286,277 55520,584 86,33807:17 60 932 0,33598 0,340 0,170 3,427 267,647 55788,231 86,75508:17 60 992 0,37139 0,600 0,300 6,685 303,361 56091,592 87,22609:17 60 1052 0,40912 0,800 0,400 9,819 495,120 56586,711 87,99610:17 60 1112 0,26777 1,500 0,750 12,050 656,064 57242,776 89,01711:17 60 1172 0,23550 1,300 0,650 9,184 637,026 57879,801 90,00712:17 60 1232 0,13115 1,000 0,500 3,935 393,566 58273,367 90,61913:17 60 1292 0,10946 0,580 0,290 1,905 175,175 58448,542 90,89214:17 60 1352 0,09245 0,530 0,265 1,470 101,239 58549,781 91,04915:17 60 1412 0,07544 0,500 0,250 1,132 78,049 58627,830 91,17016:17 60 1472 0,28065 0,450 0,225 3,789 147,613 58775,443 91,40017:17 60 1532 0,28065 0,400 0,200 3,368 214,699 58990,143 91,73419:17 120 1652 0,18995 0,350 0,175 1,994 321,740 59311,882 92,23421:17 120 1772 0,43713 0,300 0,150 3,934 355,718 59667,600 92,78723:17 120 1892 0,49557 0,260 0,130 3,865 467,974 60135,574 93,51501-avr 01:17 120 2012 0,48196 0,250 0,125 3,615 448,810 60584,384 94,21303:17 120 2132 0,48590 0,210 0,105 3,061 400,556 60984,939 94,83605:17 120 2252 0,46349 0,150 0,075 2,086 308,813 61293,752 95,31607:17 120 2372 0,46495 0,100 0,050 1,395 208,832 61502,584 95,64111:17 240 2612 0,56888 0,110 0,055 1,877 392,661 61895,245 96,25215:17 240 2852 0,55590 0,090 0,045 1,501 405,390 62300,635 96,88219:17 240 3092 0,13167 0,098 0,049 0,387 226,563 62527,198 97,23423:17 240 3332 0,23845 0,093 0,047 0,665 126,284 62653,482 97,43102-avr 03:17 240 3572 0,21145 0,080 0,040 0,507 140,730 62794,212 97,64907:17 240 3812 0,21299 0,050 0,025 0,319 99,236 62893,448 97,80478

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)11:17 240 4052 0,31746 0,044 0,022 0,419 88,624 62982,072 97,94217:17 360 4412 0,13528 0,049 0,025 0,199 111,223 63093,295 98,11503-avr 01:17 480 4892 0,16476 0,035 0,018 0,173 89,245 63182,540 98,25309:17 480 5372 0,13779 0,030 0,015 0,124 71,281 63253,821 98,36417:17 480 5852 0,07989 0,020 0,010 0,048 41,266 63295,087 98,42804-avr 01:17 480 6332 0,09401 0,115 0,058 0,324 89,371 63384,458 98,56711:17 600 6932 0,14356 0,020 0,010 0,086 123,174 63507,632 98,75919:17 480 7412 0,11002 0,105 0,053 0,347 103,866 63611,498 98,92005-avr 03:17 420 7832 0,10433 0,043 0,021 0,133 100,777 63712,275 99,07713:17 600 8432 0,09612 0,116 0,058 0,335 140,395 63852,669 99,29521:17 480 8912 0,02599 0,032 0,016 0,025 86,291 63938,961 99,43006-avr 05:17 480 9392 0,03719 0,045 0,022 0,050 17,968 63956,929 99,45811:17 360 9752 0,03126 0,066 0,033 0,062 20,166 63977,095 99,48919:17 480 10232 0,02533 0,097 0,048 0,074 32,531 64009,625 99,54007-avr 11:17 960 11192 0,01865 0,072 0,036 0,040 54,597 64064,222 99,62408-avr 03:17 960 12152 0,00757 0,106 0,053 0,024 30,892 64095,114 99,67219:17 960 13112 0,00806 0,112 0,056 0,027 24,637 64119,751 99,71109-avr 11:17 960 14072 0,01104 0,076 0,038 0,025 25,058 64144,809 99,75010-avr 03:17 960 15032 0,00581 0,072 0,036 0,013 18,071 64162,881 99,77819:17 960 15992 0,00373 0,052 0,026 0,006 8,844 64171,724 99,79211-avr 11:17 960 16952 0,00485 0,064 0,032 0,009 7,291 64179,015 99,80312-avr 03:17 960 17912 0,00362 0,049 0,024 0,005 7,030 64186,045 99,81419:17 960 18872 0,00276 0,161 0,080 0,013 8,916 64194,961 99,82813-avr 07:17 1440 20312 0,00322 0,055 0,028 0,005 13,385 64208,345 99,84923:17 960 21272 0,00298 0,060 0,030 0,005 5,128 64213,473 99,85714-avr 23:17 1440 22712 0,00232 -0,001 0,000 0,000 3,827 64217,300 99,86215-avr 23:17 1440 24152 0,00240 0,055 0,027 0,004 2,789 64220,089 99,86717-avr 03:17 1680 25832 0,00266 0,125 0,063 0,010 11,672 64231,761 99,88518-avr 11:17 1920 27752 0,00407 0,114 0,057 0,014 22,909 64254,670 99,92119-avr 19:17 1920 29672 0,00428 0,071 0,036 0,009 22,119 64276,789 99,95521-avr 03:17 1920 31592 0,00310 0,111 0,055 0,010 18,652 64295,441 99,98422-avr 11:17 480 32072 0,00226 0,069 0,034 0,005 3,590 64299,031 99,99023-avr 19:17 1920 33992 0,00184 0,042 0,021 0,002 6,704 64305,735 100,00079

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Massetotalerécupérée(mg)64305,735JourHeurePas de TempsDébit totalCT2 (mg/L)temps (min) (min) (L/s)Uranine T2Débit T2(L/s)Qm (T2)(mg/min)Masse (mg)Massecumulée (mg)Massecumulée (%)30 mars 15:45 0 0,00000 0,710 0,355 0,000 0,000 0,000 0,00015:50 5 5 0,00365 0,750 0,375 0,082 0,205 0,205 0,00015:55 5 10 0,00317 0,800 0,400 0,076 0,395 0,601 0,00116:00 5 15 0,00348 1,020 0,510 0,107 0,456 1,057 0,00216:05 5 20 0,00350 1,900 0,950 0,199 0,764 1,821 0,00316:10 5 25 0,00099 2,100 1,050 0,062 0,654 2,475 0,00416:15 5 30 0,00334 2,200 1,100 0,221 0,707 3,182 0,00516:25 10 40 0,01206 2,290 1,145 0,828 5,243 8,426 0,01216:35 10 50 0,55645 2,390 1,195 39,898 203,629 212,055 0,30516:36 1 51 0,34564 2,450 1,225 25,405 32,651 244,706 0,35216:37 1 52 0,80349 2,800 1,400 67,493 46,449 291,155 0,41816:38 1 53 1,82992 2,900 1,450 159,203 113,348 404,503 0,58116:45 7 60 2,85416 2,910 1,455 249,168 1429,298 1833,802 2,63516:46 1 61 3,77073 2,950 1,475 333,710 291,439 2125,241 3,05316:47 1 62 4,98465 2,990 1,495 447,123 390,417 2515,657 3,61416:55 8 70 8,70207 3,040 1,520 793,629 4963,008 7478,665 10,74416:56 1 71 7,35135 2,090 1,045 460,929 627,279 8105,944 11,64616:57 1 72 8,69268 3,300 1,650 860,575 660,752 8766,696 12,59516:58 1 73 3,29096 2,110 1,055 208,318 534,447 9301,143 13,36317:25 27 100 2,64025 1,950 0,975 154,454 4897,426 14198,569 20,39917:55 30 130 1,87368 1,790 0,895 100,616 3826,062 18024,631 25,89518:25 30 160 3,16119 2,050 1,025 194,413 4425,441 22450,071 32,25319:17 52 212 1,68462 0,800 0,400 40,431 6105,941 28556,013 41,02580

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)20:17 60 272 1,65690 0,710 0,355 35,292 2271,686 30827,698 44,28921:17 60 332 1,99294 0,690 0,345 41,254 2296,376 33124,074 47,58822:17 60 392 2,32898 0,600 0,300 41,922 2495,268 35619,343 51,17323:17 60 452 1,45177 0,600 0,300 26,132 2041,608 37660,951 54,10631 mars 00:17 60 512 1,47685 1,300 0,650 57,597 2511,867 40172,818 57,71501:17 60 572 1,13781 0,910 0,455 31,062 2659,772 42832,590 61,53602:17 60 632 0,87536 0,900 0,450 23,635 1640,904 44473,494 63,89403:17 60 692 0,87022 0,810 0,405 21,146 1343,431 45816,925 65,82404:17 60 752 0,60477 0,700 0,350 12,700 1015,398 46832,323 67,28205:17 60 812 0,77556 0,530 0,265 12,331 750,948 47583,271 68,36106:17 60 872 0,79890 0,460 0,230 11,025 700,684 48283,955 69,36807:17 60 932 1,04565 0,340 0,170 10,666 650,714 48934,669 70,30308:17 60 992 1,01586 0,600 0,300 18,285 868,533 49803,203 71,55109:17 60 1052 0,70225 0,800 0,400 16,854 1054,185 50857,388 73,06510:17 60 1112 0,93960 1,500 0,750 42,282 1774,086 52631,474 75,61411:17 60 1172 0,54501 1,300 0,650 21,255 1906,121 54537,595 78,35212:17 60 1232 0,60767 1,000 0,500 18,230 1184,557 55722,152 80,05413:17 60 1292 0,66767 0,580 0,290 11,617 895,424 56617,576 81,34114:17 60 1352 0,68401 0,530 0,265 10,876 674,798 57292,374 82,31015:17 60 1412 0,61011 0,500 0,250 9,152 600,825 57893,199 83,17316:17 60 1472 0,61220 0,450 0,225 8,265 522,493 58415,692 83,92417:17 60 1532 0,64491 0,400 0,200 7,739 480,110 58895,802 84,61419:17 120 1652 0,67761 0,350 0,175 7,115 891,230 59787,032 85,89421:17 120 1772 0,71032 0,300 0,150 6,393 810,467 60597,499 87,05823:17 120 1892 0,74302 0,260 0,130 5,796 731,306 61328,805 88,10901-avr 01:17 120 2012 0,77573 0,250 0,125 5,818 696,811 62025,616 89,11003:17 120 2132 0,80843 0,210 0,105 5,093 654,664 62680,279 90,05105:17 120 2252 0,84114 0,150 0,075 3,785 532,693 63212,973 90,81607:17 120 2372 0,87384 0,100 0,050 2,622 384,398 63597,370 91,36811:17 240 2612 0,90654 0,110 0,055 2,992 673,574 64270,944 92,33615:17 240 2852 0,93925 0,090 0,045 2,536 663,308 64934,252 93,28919:17 240 3092 0,69025 0,098 0,049 2,029 547,838 65482,090 94,07623:17 240 3332 0,69969 0,093 0,047 1,952 477,777 65959,867 94,76281

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)02-avr 03:17 240 3572 1,13303 0,080 0,040 2,719 560,569 66520,437 95,56807:17 240 3812 0,60242 0,050 0,025 0,904 434,749 66955,185 96,19211:17 240 4052 0,75895 0,044 0,022 1,002 228,652 67183,837 96,52117:17 360 4412 0,36263 0,049 0,025 0,533 276,276 67460,113 96,91803-avr 01:17 480 4892 0,31666 0,035 0,018 0,332 207,732 67667,845 97,21609:17 480 5372 0,38189 0,030 0,015 0,344 162,285 67830,130 97,44917:17 480 5852 0,13748 0,020 0,010 0,082 102,284 67932,415 97,59604-avr 01:17 480 6332 0,15827 0,115 0,058 0,546 150,885 68083,300 97,81311:17 600 6932 0,14742 0,020 0,010 0,088 190,395 68273,695 98,08719:17 480 7412 0,13657 0,105 0,053 0,430 124,494 68398,189 98,26505-avr 03:17 420 7832 0,12572 0,043 0,021 0,161 124,078 68522,267 98,44413:17 600 8432 0,11487 0,116 0,058 0,400 168,183 68690,450 98,68521:17 480 8912 0,10402 0,032 0,016 0,099 119,843 68810,294 98,85706-avr 05:17 480 9392 0,09317 0,045 0,022 0,125 53,930 68864,223 98,93511:17 360 9752 0,08232 0,066 0,033 0,163 51,947 68916,170 99,01019:17 480 10232 0,02043 0,097 0,048 0,059 53,407 68969,577 99,08607-avr 11:17 960 11192 0,03165 0,072 0,036 0,068 61,215 69030,791 99,17408-avr 03:17 960 12152 0,01136 0,106 0,053 0,036 50,149 69080,941 99,24619:17 960 13112 0,00783 0,112 0,056 0,026 30,068 69111,009 99,29009-avr 11:17 960 14072 0,08289 0,076 0,038 0,188 102,933 69213,942 99,43710-avr 03:17 960 15032 0,01723 0,072 0,036 0,037 108,189 69322,131 99,59319:17 960 15992 0,01274 0,052 0,026 0,020 27,481 69349,612 99,63211-avr 11:17 960 16952 0,01364 0,064 0,032 0,026 22,202 69371,814 99,66412-avr 03:17 960 17912 0,00768 0,049 0,024 0,011 18,018 69389,833 99,69019:17 960 18872 0,00326 0,161 0,080 0,016 12,925 69402,758 99,70913-avr 07:17 1440 20312 0,00622 0,055 0,028 0,010 18,703 69421,461 99,73623:17 960 21272 0,00549 0,060 0,030 0,010 9,686 69431,147 99,74914-avr 23:17 1440 22712 0,00643 -0,001 0,000 0,000 7,013 69438,160 99,76015-avr 23:17 1440 24152 0,00831 0,055 0,027 0,014 9,681 69447,841 99,77317-avr 03:17 1680 25832 0,00548 0,125 0,063 0,021 28,689 69476,530 99,81518-avr 11:17 1920 27752 0,00882 0,114 0,057 0,030 48,652 69525,182 99,88519-avr 19:17 1920 29672 0,00445 0,071 0,036 0,009 38,053 69563,235 99,93921-avr 03:17 1920 31592 0,00452 0,111 0,055 0,015 23,546 69586,781 99,97382

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)22-avr 11:17 480 32072 0,00496 0,069 0,034 0,010 6,063 69592,843 99,98223-avr 19:17 1920 33992 0,00239 0,042 0,021 0,003 12,710 69605,554 100,000Massetotalerécupérée(mg)69605,554JourHeurePas de Tempstemps (min) (min)CT1(mg/L)Débit total(L/s)Sulforhodamine T1Débit T1(L/s)Qm (T1)(mg/min)Masse (mg)Massecumulée (mg)Massecumulée (%)30 mars 15:45 0 0,00338 0,710 0,355 0,072 0,000 0,000 0,00015:50 5 5 0,06161 0,750 0,375 1,386 3,646 3,646 0,01015:55 5 10 0,11984 0,800 0,400 2,876 10,656 14,301 0,03916:00 5 15 0,17807 1,020 0,510 5,449 20,812 35,114 0,09616:05 5 20 0,23629 1,900 0,950 13,469 47,294 82,407 0,22516:10 5 25 0,29452 2,100 1,050 18,555 80,059 162,466 0,44416:15 5 30 0,35275 2,200 1,100 23,281 104,591 267,057 0,73016:25 10 40 0,41098 2,290 1,145 28,234 257,577 524,634 1,43516:35 10 50 0,46920 2,390 1,195 33,642 309,380 834,014 2,28116:36 1 51 0,52743 2,450 1,225 38,766 36,204 870,218 2,38016:37 1 52 0,58566 2,800 1,400 49,195 43,981 914,199 2,50016:38 1 53 3,22138 2,900 1,450 280,260 164,728 1078,927 2,95116:45 7 60 1,80081 2,910 1,455 157,210 1531,147 2610,074 7,13916:46 1 61 2,03978 2,950 1,475 180,521 168,866 2778,939 7,60116:47 1 62 2,33771 2,990 1,495 209,693 195,107 2974,046 8,13416:55 8 70 0,75200 3,040 1,520 68,583 1113,100 4087,146 11,17916:56 1 71 2,49183 2,090 1,045 156,238 112,410 4199,556 11,48616:57 1 72 2,40441 3,300 1,650 238,036 197,137 4396,693 12,02616:58 1 73 3,47982 2,110 1,055 220,273 229,154 4625,848 12,65217:25 27 100 0,81648 1,950 0,975 47,764 3618,496 8244,344 22,54917:55 30 130 0,33938 1,790 0,895 18,225 989,832 9234,176 25,25718:25 30 160 0,12691 2,050 1,025 7,805 390,443 9624,619 26,32583

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)19:17 52 212 2,23222 0,800 0,400 53,573 1595,827 11220,447 30,68920:17 60 272 2,22806 0,710 0,355 47,458 3030,925 14251,371 38,97921:17 60 332 1,76047 0,690 0,345 36,442 2516,982 16768,353 45,86422:17 60 392 2,01222 0,600 0,300 36,220 2179,852 18948,205 51,82623:17 60 452 0,45788 0,600 0,300 8,242 1333,856 20282,062 55,47431 mars 00:17 60 512 1,68827 1,300 0,650 65,843 2222,538 22504,599 61,55301:17 60 572 1,30234 0,910 0,455 35,554 3041,894 25546,493 69,87302:17 60 632 0,77767 0,900 0,450 20,997 1696,528 27243,021 74,51303:17 60 692 0,58905 0,810 0,405 14,314 1059,332 28302,353 77,41004:17 60 752 0,13301 0,700 0,350 2,793 513,212 28815,565 78,81405:17 60 812 0,01640 0,530 0,265 0,261 91,618 28907,183 79,06506:17 60 872 0,03049 0,460 0,230 0,421 20,447 28927,630 79,12107:17 60 932 0,02053 0,340 0,170 0,209 18,906 28946,535 79,17208:17 60 992 0,02510 0,600 0,300 0,452 19,834 28966,370 79,22709:17 60 1052 0,01778 0,800 0,400 0,427 26,353 28992,722 79,29910:17 60 1112 0,47363 1,500 0,750 21,313 652,195 29644,917 81,08311:17 60 1172 0,43117 1,300 0,650 16,816 1143,867 30788,784 84,21112:17 60 1232 0,29199 1,000 0,500 8,760 767,267 31556,051 86,31013:17 60 1292 0,24721 0,580 0,290 4,301 391,839 31947,890 87,38114:17 60 1352 0,23592 0,530 0,265 3,751 241,578 32189,467 88,04215:17 60 1412 0,22463 0,500 0,250 3,369 213,618 32403,086 88,62616:17 60 1472 0,30956 0,450 0,225 4,179 226,458 32629,543 89,24617:17 60 1532 0,39450 0,400 0,200 4,734 267,392 32896,936 89,97719:17 120 1652 0,31733 0,350 0,175 3,332 483,955 33380,890 91,30121:17 120 1772 0,01815 0,300 0,150 0,163 209,718 33590,608 91,87523:17 120 1892 0,02331 0,260 0,130 0,182 20,708 33611,315 91,93101-avr 01:17 120 2012 0,02103 0,250 0,125 0,158 20,372 33631,687 91,98703:17 120 2132 0,02159 0,210 0,105 0,136 17,625 33649,312 92,03505:17 120 2252 0,02113 0,150 0,075 0,095 13,865 33663,177 92,07307:17 120 2372 0,01630 0,100 0,050 0,049 8,639 33671,816 92,09711:17 240 2612 0,03039 0,110 0,055 0,100 17,905 33689,721 92,14615:17 240 2852 0,05851 0,090 0,045 0,158 30,994 33720,715 92,23019:17 240 3092 0,06558 0,098 0,049 0,193 42,095 33762,809 92,34584

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)23:17 240 3332 0,44930 0,093 0,047 1,254 173,561 33936,371 92,82002-avr 03:17 240 3572 0,38543 0,080 0,040 0,925 261,430 34197,801 93,53507:17 240 3812 0,38612 0,050 0,025 0,579 180,507 34378,308 94,02911:17 240 4052 0,01341 0,044 0,022 0,018 71,626 34449,934 94,22517:17 360 4412 0,26543 0,049 0,025 0,390 73,419 34523,353 94,42603-avr 01:17 480 4892 0,30038 0,035 0,018 0,315 169,339 34692,691 94,88909:17 480 5372 0,27055 0,030 0,015 0,243 134,133 34826,824 95,25617:17 480 5852 0,22065 0,020 0,010 0,132 90,211 34917,035 95,50204-avr 01:17 480 6332 0,21349 0,115 0,058 0,737 208,598 35125,634 96,07311:17 600 6932 0,19432 0,020 0,010 0,117 256,009 35381,642 96,77319:17 480 7412 0,17515 0,105 0,053 0,552 160,424 35542,066 97,21205-avr 03:17 420 7832 0,15599 0,043 0,021 0,199 157,726 35699,792 97,64313:17 600 8432 0,13682 0,116 0,058 0,476 202,713 35902,506 98,19821:17 480 8912 0,11765 0,032 0,016 0,112 141,313 36043,819 98,58406-avr 05:17 480 9392 0,09848 0,045 0,022 0,133 58,770 36102,589 98,74511:17 360 9752 0,07932 0,066 0,033 0,157 52,163 36154,752 98,88819:17 480 10232 0,06015 0,097 0,048 0,175 79,658 36234,410 99,10607-avr 11:17 960 11192 0,04098 0,072 0,036 0,088 126,226 36360,636 99,45108-avr 03:17 960 12152 0,02181 0,106 0,053 0,070 75,831 36436,467 99,65819:17 960 13112 0,00265 0,112 0,056 0,009 37,722 36474,189 99,76109-avr 11:17 960 14072 0,00287 0,076 0,038 0,007 7,404 36481,593 99,78210-avr 03:17 960 15032 0,00146 0,072 0,036 0,003 4,643 36486,236 99,79419:17 960 15992 0,00043 0,052 0,026 0,001 1,844 36488,080 99,79911-avr 11:17 960 16952 0,00262 0,064 0,032 0,005 2,749 36490,830 99,80712-avr 03:17 960 17912 0,00055 0,049 0,024 0,001 2,808 36493,638 99,81519:17 960 18872 0,00075 0,161 0,080 0,004 2,128 36495,766 99,82013-avr 07:17 1440 20312 0,00096 0,055 0,028 0,002 3,754 36499,519 99,83123:17 960 21272 0,00075 0,060 0,030 0,001 1,408 36500,927 99,83514-avr 23:17 1440 22712 0,00089 -0,001 0,000 0,000 0,956 36501,883 99,83715-avr 23:17 1440 24152 0,00103 0,055 0,027 0,002 1,193 36503,076 99,84017-avr 03:17 1680 25832 0,00077 0,125 0,063 0,003 3,832 36506,908 99,85118-avr 11:17 1920 27752 0,00245 0,114 0,057 0,008 10,810 36517,718 99,88119-avr 19:17 1920 29672 0,00414 0,071 0,036 0,009 16,519 36534,237 99,92685

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)21-avr 03:17 1920 31592 0,00285 0,111 0,055 0,009 17,559 36551,796 99,97422-avr 11:17 480 32072 0,00183 0,069 0,034 0,004 3,178 36554,973 99,98223-avr 19:17 1920 33992 0,00232 0,042 0,021 0,003 6,431 36561,404 100,000Massetotalerécupérée(mg)36561,404JourHeurePas de TempsDébit totalCT2 (mg/L)temps (min) (min) (L/s)Sulforhodamine T2Débit T1(L/s)Qm (T1)(mg/min)Masse (mg)Massecumulée(mg)Massecumulée(%)30 mars 15:45 0 0,00000 0,710 0,355 0,000 0,000 0,000 0,00015:50 5 5 0,00000 0,750 0,375 0,000 0,000 0,000 0,00015:55 5 10 0,00000 0,800 0,400 0,000 0,000 0,000 0,00016:00 5 15 0,00000 1,020 0,510 0,000 0,000 0,000 0,00016:05 5 20 0,00000 1,900 0,950 0,000 0,000 0,000 0,00016:10 5 25 0,00000 2,100 1,050 0,000 0,000 0,000 0,00016:15 5 30 0,00000 2,200 1,100 0,000 0,000 0,000 0,00016:25 10 40 0,00000 2,290 1,145 0,000 0,000 0,000 0,00016:35 10 50 0,00000 2,390 1,195 0,000 0,000 0,000 0,00016:36 1 51 0,00000 2,450 1,225 0,000 0,000 0,000 0,00016:37 1 52 0,00000 2,800 1,400 0,000 0,000 0,000 0,00016:38 1 53 1,09436 2,900 1,450 95,209 47,605 47,605 0,08716:45 7 60 1,77023 2,910 1,455 154,541 874,125 921,730 1,68116:46 1 61 2,24988 2,950 1,475 199,114 176,827 1098,558 2,00416:47 1 62 0,19032 2,990 1,495 17,072 108,093 1206,651 2,20116:55 8 70 2,42196 3,040 1,520 220,883 951,820 2158,471 3,93716:56 1 71 0,61187 2,090 1,045 38,364 129,623 2288,094 4,17416:57 1 72 0,93690 3,300 1,650 92,754 65,559 2353,653 4,29316:58 1 73 3,17108 2,110 1,055 200,729 146,741 2500,394 4,56117:25 27 100 0,31615 1,950 0,975 18,495 2959,527 5459,922 9,96086

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)17:55 30 130 0,40714 1,790 0,895 21,864 605,379 6065,301 11,06418:25 30 160 0,32380 2,050 1,025 19,914 626,659 6691,959 12,20719:17 52 212 1,98387 0,800 0,400 47,613 1755,688 8447,647 15,41020:17 60 272 2,28703 0,710 0,355 48,714 2889,796 11337,443 20,68121:17 60 332 2,66238 0,690 0,345 55,111 3114,748 14452,191 26,36322:17 60 392 3,03773 0,600 0,300 54,679 3293,714 17745,905 32,37123:17 60 452 2,53537 0,600 0,300 45,637 3009,477 20755,382 37,86131 mars 00:17 60 512 1,69961 1,300 0,650 66,285 3357,649 24113,032 43,98601:17 60 572 1,65841 0,910 0,455 45,275 3346,788 27459,819 50,09102:17 60 632 1,50154 0,900 0,450 40,542 2574,488 30034,308 54,78703:17 60 692 1,39608 0,810 0,405 33,925 2233,991 32268,299 58,86204:17 60 752 1,10426 0,700 0,350 23,190 1713,429 33981,728 61,98805:17 60 812 1,35148 0,530 0,265 21,488 1340,340 35322,068 64,43306:17 60 872 1,46299 0,460 0,230 20,189 1250,330 36572,398 66,71307:17 60 932 1,79780 0,340 0,170 18,338 1155,803 37728,201 68,82208:17 60 992 1,53995 0,600 0,300 27,719 1381,698 39109,899 71,34209:17 60 1052 1,07393 0,800 0,400 25,774 1604,803 40714,702 74,27010:17 60 1112 0,14251 1,500 0,750 6,413 965,622 41680,324 76,03111:17 60 1172 0,72882 1,300 0,650 28,424 1045,105 42725,428 77,93712:17 60 1232 0,95213 1,000 0,500 28,564 1709,629 44435,057 81,05613:17 60 1292 1,08454 0,580 0,290 18,871 1423,043 45858,100 83,65214:17 60 1352 1,08436 0,530 0,265 17,241 1083,370 46941,470 85,62815:17 60 1412 1,08865 0,500 0,250 16,330 1007,131 47948,601 87,46516:17 60 1472 0,99042 0,450 0,225 13,371 891,011 48839,612 89,09117:17 60 1532 0,90351 0,400 0,200 10,842 726,383 49565,995 90,41619:17 120 1652 0,81660 0,350 0,175 8,574 1164,982 50730,977 92,54121:17 120 1772 0,72968 0,300 0,150 6,567 908,486 51639,462 94,19823:17 120 1892 0,64277 0,260 0,130 5,014 694,848 52334,310 95,46501-avr 01:17 120 2012 0,55586 0,250 0,125 4,169 550,955 52885,266 96,47003:17 120 2132 0,46895 0,210 0,105 2,954 427,401 53312,666 97,25005:17 120 2252 0,38204 0,150 0,075 1,719 280,413 53593,079 97,76207:17 120 2372 0,29513 0,100 0,050 0,885 156,273 53749,352 98,04711:17 240 2612 0,20821 0,110 0,055 0,687 188,698 53938,051 98,39187

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)15:17 240 2852 0,12130 0,090 0,045 0,328 121,755 54059,806 98,61319:17 240 3092 0,06934 0,098 0,049 0,204 63,766 54123,572 98,72923:17 240 3332 0,05042 0,093 0,047 0,141 41,343 54164,915 98,80502-avr 03:17 240 3572 0,14376 0,080 0,040 0,345 58,283 54223,198 98,91107:17 240 3812 0,05528 0,050 0,025 0,083 51,354 54274,552 99,00511:17 240 4052 0,07263 0,044 0,022 0,096 21,454 54296,005 99,04417:17 360 4412 0,01339 0,049 0,025 0,020 20,799 54316,804 99,08203-avr 01:17 480 4892 0,03484 0,035 0,018 0,037 13,504 54330,308 99,10609:17 480 5372 0,03564 0,030 0,015 0,032 16,479 54346,787 99,13617:17 480 5852 0,02015 0,020 0,010 0,012 10,600 54357,387 99,15604-avr 01:17 480 6332 0,01401 0,115 0,058 0,048 14,505 54371,893 99,18211:17 600 6932 0,01264 0,020 0,010 0,008 16,779 54388,672 99,21319:17 480 7412 0,01126 0,105 0,053 0,035 10,335 54399,007 99,23205-avr 03:17 420 7832 0,00989 0,043 0,021 0,013 10,103 54409,110 99,25013:17 600 8432 0,00851 0,116 0,058 0,030 12,684 54421,794 99,27321:17 480 8912 0,00714 0,032 0,016 0,007 8,752 54430,545 99,28906-avr 05:17 480 9392 0,00577 0,045 0,022 0,008 3,498 54434,044 99,29611:17 360 9752 0,00439 0,066 0,033 0,009 2,964 54437,008 99,30119:17 480 10232 0,00302 0,097 0,048 0,009 4,193 54441,200 99,30907-avr 11:17 960 11192 0,00946 0,072 0,036 0,020 13,990 54455,191 99,33408-avr 03:17 960 12152 0,00377 0,106 0,053 0,012 15,558 54470,749 99,36319:17 960 13112 0,00429 0,112 0,056 0,014 12,714 54483,463 99,38609-avr 11:17 960 14072 0,01345 0,076 0,038 0,031 21,585 54505,048 99,42510-avr 03:17 960 15032 0,00298 0,072 0,036 0,006 17,741 54522,788 99,45819:17 960 15992 0,00366 0,052 0,026 0,006 5,843 54528,632 99,46811-avr 11:17 960 16952 0,00948 0,064 0,032 0,018 11,527 54540,158 99,48912-avr 03:17 960 17912 0,00682 0,049 0,024 0,010 13,566 54553,724 99,51419:17 960 18872 0,00281 0,161 0,080 0,014 11,274 54564,998 99,53513-avr 07:17 1440 20312 0,00561 0,055 0,028 0,009 16,398 54581,396 99,56423:17 960 21272 0,00523 0,060 0,030 0,009 8,976 54590,372 99,58114-avr 23:17 1440 22712 0,00725 -0,001 0,000 0,000 6,659 54597,031 99,59315-avr 23:17 1440 24152 0,00814 0,055 0,027 0,013 9,464 54606,496 99,61017-avr 03:17 1680 25832 0,00720 0,125 0,063 0,027 33,893 54640,388 99,67288

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)18-avr 11:17 1920 27752 0,00892 0,114 0,057 0,030 55,203 54695,591 99,77319-avr 19:17 1920 29672 0,00878 0,071 0,036 0,019 47,256 54742,847 99,85921-avr 03:17 1920 31592 0,00772 0,111 0,055 0,026 42,621 54785,468 99,93722-avr 11:17 480 32072 0,00852 0,069 0,034 0,018 10,379 54795,848 99,95623-avr 19:17 1920 33992 0,00615 0,042 0,021 0,008 24,316 54820,164 100,000Massetotalerécupérée(mg)54820,164Annexe 14 : Résultas des campagnes du 9 mars et du 11 mai pour l’adsorption dans les sédiments du BOCampagne du 09-03-07Concentration en mg/kg de matière sèche% de matière sèche Glyphosate AMPA Diuron 1-(3,4-dichlorophényl)-3-uréeMaille 1 61

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Campagne du 11-05-07Concentration en mg/kg de matière sèche% de matière sèche Glyphosate AMPA Diuron 1-(3,4-dichlorophényl)-3-uréeMaille 1 64 0,03

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Annexe 15 : Comparaison des flux en masse de référence et de mélange pour le glyphosate, l’AMPA et le diuron pour des évènementsruisselants à l’entrée principale du bassin d’orage de Rouffach, France (2003 à 2006) (communication CEVH 2007)Glyphosate AMPA DiuronDate del'événementNombred'echantillonsFlux deréférenceFluxmélangeRatiomélangeFlux deréférenceFluxmélangeRatiomélangeFlux deréférenceFluxmélangeRatiomélange04/06/2003 24 1173 1200 2,29% 665 678 1,95% 1420 1442 1,56%21/07/2003 21 5839 6072 3,99% 1649 1653 0,24% 240 246 2,56%28/08/2003 4 421 400 -4,97% 393 413 5,10% 10 10 0,01%30/08/2003 3 358 372 3,74% 211 241 14,47% 14 14 -1,71%07/09/2003 8 601 613 1,92% 541 560 3,64% 27 27 0,34%03/10/2003 8 92 87 -5,90% 123 119 -3,69% 20 20 -1,80%07/10/2003 3 47 47 -0,12% 23 25 12,02% 10 10 -2,91%08/10/2003 10 89 89 -0,17% 104 104 -0,05% 19 19 -0,31%02/06/2004 10 579 581 0,23% 304 308 1,29% 22 21 -1,69%11/06/2004 17 1101 1070 -2,86% 484 470 -2,90% 92 96 4,96%08/07/2004 2 62 80 27,82% 37 48 28,30% 14 13 -8,37%08/07/2004 3 394 393 -0,38% 161 160 -0,92% 37 37 0,60%13/07/2004 4 267 290 8,45% 136 140 3,11% 37 36 -2,08%21/07/2004 3 1979 1959 -1,01% 153 155 1,04% 17 17 1,36%22/07/2004 3 1121 1213 8,14% 165 165 0,03% 12 12 1,46%10/08/2004 6 1308 1244 -4,89% 203 210 3,34% 6 7 12,82%17/08/2004 4 118 128 9,05% 54 54 0,41% 3 3 -0,45%24/08/2004 22 2720 2681 -1,44% 872 904 3,67% 309 360 16,68%25/07/2005 10 3804 3644 -4,22% 521 539 3,46% 152 156 2,38%01/08/2005 10 2047 2155 5,28% 562 556 -1,04% 504 497 -1,35%21/08/2005 3 413 440 6,64% 232 238 2,57% 72 69 -2,98%11/09/2005 3 1013 920 -9,26% 213 191 -10,42% 143 147 2,57%16/09/2005 3 262 299 14,36% 80 92 15,51% 134 155 15,64%01/10/2005 6 225 228 1,02% 128 128 0,51% 59 71 19,65%05/04/2006 8 79 81 1,97% 45 45 -0,11% 7 6 -7,06%10/04/2006 13 263 327 24,33% 88 94 7,96% 74 97 31,56%08/05/2006 7 824 865 5,01% 184 193 4,48% 1457 1427 -2,06%09/05/2006 15 3525 4720 33,91% 513 709 38,27% 2113 2465 16,68%04/08/2006 12 2308 2301 -0,28% 391 387 -0,92% 35 34 -1,02%18/09/2006 7 99 106 6,85% 72 70 -2,99% 14 14 -2,79%24/09/2006 6 88 84 -5,16% 57 56 -2,71% 22 21 -8,11%25/09/2006 14 109 110 0,23% 112 112 0,41% 15 15 -0,32%91

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Annexe 16 : Détermination du pourcentage sorbé dans les sédiments et les végétaux par le glyphosate te l’AMPA en 2007Concentration moyenne englyphosate dans la végétation(mg/kg)Surfacedu BO(m²)Absorption dans les végétauxDensité desPhragmites au m²Masse moyenne d'unroseau (kg)Masse de glyphosatedans la végétation (mg)% de pesticideabsorbéGlyphosate 0,14 325 400 0,08 1456 2Adsorption sur les sédimentsConcentration moyenne englyphosate dans les sédiments(mg/%kg de matière séche)Surfacedu BO(m²)Hauteurmoyenne desédiments (m)kg de matièresèche/m3 desédimentsMasse de glyphosatedans les sédiments(mg)% de pesticideadsorbéGlyphosate 0,01825 325 0,4 1200 2847 4AMPA 0,023166667 325 0,4 1200 3614 5Annexe 17 : Concentrations entrée-sortie en glyphosate, AMPA, diuron et produits de dégradation du diuron du 30-03-07 au 14-05-07Date de l'événementruisselantEntréeConcentration(µg/l)Glyphosate AMPA Diuron 1-(3,4-dichlorophenyl)-3-methyl uree 1-(3,4-dichlorophenyl)-3-uree30/03/2007 3,7 2,6 0,19 0,21 0,0531/03/2007 0,40 0,60 0,20 0,31

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Annexe 18 : Concentrations et débits entrée-sortie du BO pour les deux évènementsconsidérésJourHeureDébitentrée(L/s)Débitsortie (L/s)ConcentrationG entréeConcentrationD entréeConcentrationG sortieConcentrationD sortie30-mars 22:00 0,038 0,60023:00 1,448 0,61031-mars 00:00 0,778 1,300 3,700 0,19001:00 0,038 0,91002:00 0,038 0,90003:00 0,218 0,81004:00 0,038 0,70005:00 0,038 0,53006:00 0,038 0,46007:00 0,318 0,34008:00 6,138 0,60009:00 0,408 0,800 0,400 0,20010:00 0,198 1,50011:00 0,038 1,30012:00 0,038 1,00013:00 0,038 0,58014:00 0,038 0,53015:00 0,038 0,50016:00 0,038 0,45017:00 0,038 0,400 6,80 1,90Tableau 18-1 : Premier évènement : débits et concentrationsJourHeureDébitentrée(L/s)Débitsortie (L/s)ConcentrationGl entrée93ConcentrationDi entrée04-mai 22:00 0,038 0,18823:00 0,038 0,17905-mai 00:00 2,980 0,18101:00 8,645 0,20502:00 1,671 0,224 11 2,603:00 2,880 0,22704:00 9,021 0,28705:00 7,979 0,34406:00 2,103 0,32907:00 0,038 0,30108:00 0,038 0,28209:00 0,038 0,25410:00 0,038 0,24211:00 0,038 0,23112:00 0,038 0,22713:00 0,038 0,21814:00 0,038 0,21115:00 0,038 0,20916:00 0,038 0,19917:00 0,038 0,20418:00 0,038 0,20019:00 0,038 0,204ConcentrationGl sortieConcentrationDi sortie

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)20:00 0,038 0,20221:00 0,038 0,18922:00 0,038 0,18323:00 0,038 0,19106-mai 00:00 0,038 0,19401:00 0,038 0,19502:00 0,038 0,19403:00 0,038 0,19504:00 0,038 0,19705:00 0,038 0,18606:00 0,038 0,19507:00 0,038 0,19608:00 0,038 0,19809:00 0,038 0,19510:00 0,038 0,19511:00 0,038 0,19212:00 0,038 0,19313:00 0,038 0,18914:00 0,038 0,17615:00 0,038 0,17116:00 0,038 0,174 2,00 1,3017:00 0,038 0,17518:00 0,038 0,17319:00 0,038 0,17920:00 0,038 0,18521:00 0,038 0,18422:00 0,038 0,17823:00 0,038 0,18107-mai 00:00 0,038 0,17701:00 0,038 0,17702:00 0,038 0,17603:00 0,038 0,18604:00 0,038 0,18105:00 0,038 0,18406:00 0,038 0,19407:00 0,038 0,20108:00 0,038 0,20409:00 0,038 0,19910:00 0,038 0,19211:00 0,038 0,19312:00 0,038 0,19213:00 0,038 0,19314:00 0,038 0,19315:00 0,038 0,18416:00 0,038 0,19417:00 0,038 0,19118:00 0,038 0,19219:00 0,038 0,19520:00 0,038 0,18921:00 0,038 0,18622:00 0,038 0,19323:00 0,038 0,18908-mai 00:00 0,038 0,19701:00 0,038 0,18994

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)02:00 0,038 0,18703:00 0,038 0,18504:00 0,038 0,19105:00 0,038 0,18906:00 0,038 0,19307:00 0,038 0,18908:00 0,038 0,19709:00 0,038 0,19110:00 0,038 0,198Tableau 18-2 : Deuxième évènement : débits et concentrationsAnnexe 19 : Evolution des masses cumulées de diuron entrée-sortie du BOMasse cumulée de Diuron en entrée et sortie EV 1Masse (µg)600005000040000300002000010000022:0023:0000:0001:0002:0003:0004:0005:0006:0007:0008:0009:0010:0011:0012:0013:0014:0015:0016:0017:0030-mars31-marsTemps (heure)masse Di cumulée entrée (µg)masse Di cumulée sortieFigure 19-1 : Evolution de la masse cumulée de sortie par rapport à la masse cumulée d’entréepour le diuron durant le premier évènement (du 30 mars à 23h au 31 mars à 17h)95

BLUM Jean – Mémoire de stage de fin d’études – Etablissement d’un bilan hydro-bio-chimique sur un BO (Rouffach)Masse cumulée de Diuron en entrée et sortie EV 2Masse (µg)350000,00300000,00250000,00200000,00150000,00100000,0050000,000,0022:0023:0000:0001:0002:0003:0004:0005:0006:0007:0008:0009:0010:0011:0012:0013:0014:0015:0016:0017:0018:0019:0020:0021:0022:0023:0000:0001:0002:0003:0004:0005:0006:0007:0008:0009:0010:0011:0012:0013:0014:0015:0016:0017:0018:0019:0020:0021:0022:0023:0000:0001:0002:0003:0004:0005:0006:0007:0008:0009:0010:0011:0012:0013:0014:0015:0016:0017:0018:0019:0020:0021:0022:0023:0000:0001:0002:0003:0004:0005:0006:0007:0008:0009:0010:0004-mai05-mai 06-mai 07-mai 08-maiTemps (heure)masse Di cumulée entrée (µg)masse Di cumulée sortie (µg)Figure 19-2 : Evolution de la masse cumulée de sortie par rapport à la masse cumulée d’entréepour le diuron durant le deuxième évènement (du 4 mai à 23h au 8 mai à 10h )96