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![Fig. 1 Carte des décharges de la ZRA, des autres sites pollués (à gauche) et des points de mesure et directions d'écoulement des eaux souterraines (à droite) [11].](/media/1738152/fa-wersin-fig1-web.jpg?width=760&height=440&bgcolor=e8e8e8 "Fig. 1 Carte des décharges de la ZRA, des autres sites pollués (à gauche) et des points de mesure et directions d'écoulement des eaux souterraines (à droite) [11].")
![Fig. 2 Evolution de la production de betteraves sucrières et de la charge d'eaux usées dans la ZRA (d'après [5] et [12]). DBO₅ : demande biologique en oxygène après cinq jours.](/media/1738153/fa-wersin-fig2-web.jpg?width=760&height=440&bgcolor=e8e8e8 "Fig. 2 Evolution de la production de betteraves sucrières et de la charge d'eaux usées dans la ZRA (d'après [5] et [12]). DBO₅ : demande biologique en oxygène après cinq jours.")
Le Seeland bernois abrite l'une des plus importantes nappes phréatiques de Suisse, exploitée pour la production d'eau potable [1]. Depuis la première correction des eaux du Jura au 19e siècle, la région est marquée par une exploitation agricole et industrielle progressive, ce qui a entraîné des atteintes à la qualité des eaux souterraines. Alors que dans la partie centrale, les eaux souterraines sont menacées par les activités agricoles [2, 3], dans la partie est, on constate plutôt des pollutions dues aux activités industrielles. Ainsi, dans la région d'Aarberg-Lyss, les eaux souterraines présentent un large panache redox. Celui-ci est lié aux anciennes activités de la Sucrerie et Raffinerie d'Aarberg SA (ZRA) (qui fait aujourd'hui partie de Sucre Suisse SA) [4, 5].
La production de sucre à partir de betteraves sucrières génère une grande quantité de boues riches en matières organiques et d'eaux usées. En raison des problèmes qui se posent pour les eaux souterraines et les eaux de surface, les procédés de traitement des eaux usées ont été progressivement améliorés. De 1899 à 1964, toutes les eaux usées étaient déversées dans les étangs de la décharge, où les matières en suspension pouvaient se déposer [6], selon un système «à sens unique». Les eaux usées restantes étaient ensuite acheminées vers des bassins d'infiltration pour y être infiltrées. Les décharges et les étangs d'infiltration ont été construits le long de la Vieille Aar, à une distance toujours plus grande du site de l'entreprise (Fig. 1). Dans les années 1960, les nuisances causées à différentes stations de pompage de Lyss et de Bienne ont donné lieu à un long litige qui ne s'est terminé qu'en 1981 par un accord devant le Tribunal fédéral [7]. Durant cette période, la mise en service des stations d'épuration mécaniques et biologiques ainsi que d'autres mesures ont permis de réduire continuellement les quantités d'eaux usées et les apports dans la nappe phréatique. Depuis la mise en service de deux bassins de stockage étanches (1989), il est possible de renoncer aux étangs de décharge.
Entre 1940 et 1964, la charge d'eaux usées infiltrées était de loin la plus importante (environ 73% selon [6]), bien que la quantité de betteraves sucrières traitées ait ensuite augmenté de manière continue (Fig. 2). Selon [6], la charge de carbone organique dégradable infiltrée pendant cette période était en moyenne de 650 tonnes/an. Depuis 1989, la charge de lixiviation a nettement diminué et se limite essentiellement aux lixiviats qui s'infiltrent dans le sous-sol à partir d'anciennes décharges et d'étangs de drainage. Cette charge en C a été estimée à 3,4 tonnes/an selon une étude sur les sites contaminés réalisée en 1998-1999 par [4]. Sur la base de modélisations, il a également été possible d'estimer la charge de C dégradable encore stockée dans le sous-sol, à savoir 43 tonnes/an. Sur la base de ces considérations quantitatives, qui ont été faites il y a environ 25 ans, les conclusions suivantes ont pu être tirées:
Cet article présente et discute l'évolution spatiale et temporelle du panache redox dans l'aval de la ZRA. Les données issues du programme de surveillance du Wasserverbund Seeland, collectées depuis 1950 (depuis 2000 seulement dans une mesure très réduite), ainsi que le travail de master de S. Weber de 2015 [8]. Sont en outre pris en compte les travaux [4] des années 1998-99 et les compilations de données de [9] et [10].
L'aquifère du Seeland est principalement constitué de ce que l'on appelle les cailloutis de l'Aar (sédiments graveleux-sableux fluviatiles avec des couches intermédiaires irrégulières siliceuses et silteuses-argileuses). A l'étage inférieur, on trouve surtout des argiles lacustres et, localement, des moraines ou de la roche molassique qui forment le barrage de la nappe phréatique. Les couches de couverture sont constituées de dépôts peu épais qui, dans la région d'Aarberg-Lyss, sont surtout de nature graveleuse. L'espacement entre les dalles est faible, entre 2 et 5 m [1]. L'aquifère se trouve dans ce que l'on appelle le Seelandtrog, qui est limité à l'ouest et à l'est par la roche molassique et les moraines de fond. Son épaisseur atteint jusqu'à 40 m dans la partie centrale, alors qu'elle diminue jusqu'à 0 m vers les bords est et ouest. La perméabilité hydraulique est variable, de l'ordre de 10-4 et 10-2 m/s [13] et les vitesses d'écoulement varient de 1 à 10 m/jour. Les fluctuations maximales de la nappe phréatique sont de l'ordre de 1,5 m.
L'eau souterraine est principalement alimentée par l'infiltration de la Vieille Aar, qui traverse la zone d'étude du sud au nord. Le sens d'écoulement entre Aarberg et Lyss est subparallèle à celui de la Vieille Aar. D'autres apports dans la zone ont lieu depuis le sud (via l'infiltration du canal de Hagneck), depuis l'est (apports des versants) et depuis le haut (précipitations).
Les principaux composants des substances dissoutes dans les eaux souterraines sont le calcium et le bicarbonate (type d'eau Ca-HCO₃), avec des proportions moindres de magnésium, sulfate, sodium et chlorure.
De par les échanges avec l'atmosphère, la zone d'étude présente naturellement des conditions aérobies (riches en oxygène) dans les eaux souterraines. Suite à l'apport de matière organique dégradable, l'oxygène est consommé par des processus microbiens, ce qui conduit finalement à des conditions anaérobies. Ce processus peut être représenté chimiquement comme une réaction d'oxydoréduction, dans laquelle le carbone organique (exprimé de manière simplifiée comme une molécule CH₂O) s'oxyde avec l'agent oxydant O₂ en CO₂ (voir encadré, réaction 1). Dans des conditions anaérobies, la dégradation microbienne se poursuit, dans laquelle le nitrate (NO₃), le manganèse (Mn(IV)), le fer (Fe(III)) et le sulfate (SO₄) agissent successivement comme agents oxydants. Comme indiqué dans l'encadré, la réduction du nitrate libère de l'azote gazeux et de l'ammonium (NH₄) (réactions 2 et 3). La réduction du Mn(IV) et du Fe(III), présents dans l'aquifère sous forme d'oxydes minéraux insolubles, entraîne la formation de Mn(II) et de Fe(II) dissous dans les eaux souterraines (réactions 4 et 5). La réduction du sulfate produit du sulfure (S-II) (réaction 6) et dans des conditions très réductrices, il peut même y avoir formation de méthane (réaction 7).
Réactions d'oxydoréduction et de carbonatation qui se produisent lors de la dégradation du carbone organique. Les indicateurs d'oxydoréduction mesurés dans les eaux souterraines sont mis en évidence en gras.
Si O₂ est introduit dans une eau souterraine réduite, le processus d'oxydoréduction se déroule dans l'ordre inverse ; c'est-à-dire que les espèces réduites S(-II), Fe(II), Mn(II) et NH₄ sont successivement oxydées jusqu'à ce que, finalement, les conditions aérobies prévalent à nouveau.
Les paramètres O₂, NO₃, NH₄, Mn, Fe et S(-II) peuvent être mesurés sous forme dissoute dans les eaux souterraines et utilisés comme indicateurs redox [14]. Les processus d'oxydoréduction décrits précédemment produisent du CO₂ et de la dureté carbonatée (alcalinité). Cela provoque également une dissolution de la calcite et de la dolomite présentes en abondance dans l'aquifère, ce qui a pour effet de durcir davantage les eaux souterraines (réactions 8 et 9).
Les points de mesure des eaux souterraines dont il est question dans cet article se trouvent dans la zone immédiate des anciennes décharges ZRA ainsi que dans l'aval proche et lointain (Fig. 1).
Ici, les indicateurs redox indiquent généralement des conditions réductrices dans les eaux souterraines, ce qui se traduit par des teneurs plus faibles en O₂ et NO₃ et des teneurs plus élevées en Mn et Fe dissous (Fig. 3). Les séries temporelles présentées ici mettent toutefois en évidence les variations de concentration des différents paramètres, qui sont dues à plusieurs causes. D'une part, des rapports redox hétérogènes à petite échelle dans l'aquifère peuvent conduire à des échantillons d'eau «mélangés» en ce qui concerne le redox [15]. D'autre part, la dynamique des apports d'eau souterraine est influencée par des variations saisonnières, ce qui se répercute sur les niveaux d'eau souterraine et sur les conditions redox [4, 5]. Ainsi, en été, la capacité d'infiltration de la Vieille Aar augmente généralement avec la baisse du niveau des eaux souterraines, ce qui entraîne des conditions plus oxydantes. Enfin, des aspects méthodologiques tels que l'apport d'oxygène pendant le prélèvement d'échantillons peuvent également contribuer aux variations observées. Néanmoins, des tendances temporelles peuvent être dégagées. Ainsi, la station de mesure 7.4 (Fig. 3) montre une nette diminution du fer et du manganèse dissous entre le début des mesures en 1964 et le début des mesures en 2000, puis la concentration en Fe diminue jusqu'à devenir nulle, alors que ce n'est pas le cas pour les concentrations en Mn. Pour les autres stations de mesure (ZRA2, KB98/2, V12), les mesures régulières ne sont disponibles que depuis la fin des années 1990. Celles-ci montrent des tendances redox différentes. ZRA2 montre une tendance à des conditions plus oxydantes, alors que pour KB98/3, c'est plutôt la tendance inverse qui est observée.
Dans ce secteur (situé à environ 0,5-1 km de la zone de la décharge), la tendance à long terme se traduit généralement par une amélioration continue de la qualité des eaux souterraines (Fig. 4). Ainsi, les concentrations de Fe et de Mn dissous ont diminué aux stations de mesure A2 et A3 à l'est de la Vieille Aar, tandis que les teneurs en O₂ dissous ont augmenté. Une tendance similaire est observée pour A1 à l'ouest de la Vieille Aar, bien que cette station de mesure n'ait jamais présenté de teneurs en Fe élevées, ce qui indique des conditions moins réductrices, au moins depuis 1950. La limite ouest du panache redox se situe entre les deux stations de mesure A1 et A1.1. Cette dernière indique des conditions oxydantes depuis le début des mesures. L'augmentation des teneurs en nitrates dans cette zone est due aux activités agricoles.
Dans cette zone (~1,5-4 km de la zone de décharge), on observe une tendance similaire à l'amélioration de la qualité des eaux souterraines (fig. 5 et 6), mais les signaux sont moins clairs. L'augmentation générale des teneurs en oxygène entre 1950 et 2000 (fin de la campagne de surveillance pour ces stations de mesure) n'est cependant pas confirmée partout par des mesures plus récentes effectuées en 2015. Dans les stations de mesure B2 et B3, les conditions sont à nouveau plus réductrices.
L'évolution spatiale et temporelle du panache redox est représentée dans la Figure 7 pour les années 1965, 1982, 1999 et 2015. L'état redox est représenté selon les indicateurs redox O₂ (vert), NO₃ (vert clair), Fe2+ (orange) et sulfure (S2-, rouge). Il convient de noter qu'en raison des lacunes dans les données et des différences de méthodologie au fil des années, la marge d'interprétation est relativement importante. Ainsi, la zone sud n'a pratiquement pas été étudiée au cours des années précédentes (zones hachurées), tandis que peu de données sont disponibles depuis peu pour la zone nord. Dans cette zone, un changement significatif vers des conditions moins réductrices est déjà visible entre 1965 et 1982. Dans la zone proche des décharges de la ZRA, une légère amélioration semble se dessiner depuis 1999 : en 2015, par exemple, on n'a plus détecté de sulfure. En outre, la zone de réduction du fer semble avoir nettement diminué. Cela ne s'applique toutefois pas à la zone située à l'est de la Vieille Aar. En 2015, on y a rencontré des conditions nettement plus réductrices que du côté ouest (Fig. 7). Les données disponibles sont toutefois très minces dans la zone orientale.
L'évolution temporelle des concentrations de nitrates dans le panache redox s'explique d'une part par des processus d'oxydation (nitrification). D'autre part, l'apport croissant de nitrates par l'agriculture se manifeste dans la zone périphérique ouest. Les concentrations d'ammonium (non montrées), qui étaient parfois nettement plus élevées (>1 mg N/l) dans le panache redox, ont diminué de manière significative. Ce n'est qu'à l'intérieur de la zone de la décharge que l'on trouve encore des valeurs élevées dans quelques points de mesure.
Le Seeland bernois est un aquifère important, utilisé pour la production d'eau potable. Dans la région d'Aarberg-Lyss, les eaux souterraines ont été affectées par les activités antérieures de la ZRA, ce qui a entraîné la formation d'un panache redox à grande échelle en aval des décharges et des bassins d'infiltration. La mise en œuvre d'une série de mesures techniques de protection des eaux depuis les années 1960 a entraîné une nette amélioration de la qualité des eaux souterraines et le recul du panache redox entre 1950 et 2000. Les données du programme de surveillance du Wasserverbund Seeland le prouvent. Une étude de 1998/99 a pu montrer que si la majeure partie de la matière organique apportée par la ZRA avait été dégradée par des processus biologiques, des quantités considérables restaient présentes dans le sous-sol au niveau des anciennes décharges et des étangs d'infiltration.
Depuis l'an 2000, on recueille nettement moins de données en rapport avec le panache redox près d'Aarberg. Un travail de master réalisé en 2015 fournit des informations importantes sur l'état actuel. La tendance est à une nouvelle amélioration de la qualité des eaux souterraines malgré des lacunes importantes dans les données. Des conditions réductrices continuent toutefois de régner à l'intérieur du périmètre de dépôt et en partie aussi dans la zone d'écoulement proche. L'extension et le développement du panache redox dans le courant aval plus lointain sont incertains. La zone périphérique orientale jusqu'à Lyss semble toujours présenter des conditions réductrices. Il faudra probablement encore de nombreuses décennies avant que le panache redox ne revienne à un niveau supportable par atténuation naturelle, c'est-à-dire que des conditions oxydantes prévalent au moins en dehors de la zone de la décharge.
Enfin, il convient de noter que le jeu de données disponible est trop lacunaire pour pouvoir décrire plus précisément l'extension et l'évolution actuelles du panache redox. Dans ce sens, une reprise du programme de surveillance systématique ainsi que la mise en place de stations de mesure supplémentaires sont indiquées.
[1] WEA (2004) : Hydrogéologie Seeland état 2004, Office de gestion des eaux du canton de Berne, rapport technique, traitement : Geotechnisches Institut AG, Berne
[2] AWA (2023) : Fiche d'information sur les nitrates dans les eaux souterraines. In : Etat des eaux, Rapport sur les eaux 2019-2022. Office des eaux et des déchets AWA, Laboratoire de protection des eaux et du sol GBL, Berne
[3] Hintze, S. et al. (2021) : Comportement à long terme des métabolites du chlorothalonil. Aqua & ; Gas 11
[4] Wersin, P. ; Abrecht, J. (2000) : Anciennes décharges et bassins d'infiltration de la sucrerie d'Aarberg, étude des sites contaminés et évaluation des risques. Rapport final de l'étude. Geotest AG, rapport n° 9807.3a, Zollikofen
[5] Wersin, P. et al. (2001) : Large scale redox plume in glaciofluvial deposits due to sugar-factory wastes and wastewater at Aarberg. Hydrogeology Journal 9, 282-296
[6] Bruderer, J. et al. (1971) : Expertise dans l'affaire Einwohnergemeinde Lyss und Biel und Seeländische Wasserversorgung gegen Zuckerfabrik und Raffinerie Aarberg AG concernant la pollution des eaux souterraines dans le Seeland. Cour d'appel du canton de Berne IIIe chambre civile, n° 182/III/66
[7] EFS (1982) : Quinzième rapport de gestion et comptes annuels de l'exercice 1980/81. Communauté des eaux du Seeland, Bienne
[8] Weber, S. (2016) ; Analyses spatiales et temporelles du panache redox dans la nappe phréatique près d'Aarberg. Travail de master, Institut de géologie, Université de Berne
[9] Harsch, W. (2000) : Résultats d'analyses 1950-2000 d'échantillons d'eau souterraine prélevés dans le Seeland entre le canal Aar-Hagneck et Worben. Rapport doc. n° 00.109, Berne
[10] Institut de géologie, Université de Berne (2022) : Données non publiées du cours de master «Groundwater Sampling and Analysis» de l'année 2022
[11] Canton de Berne (2024) : Géoportail www.topo.apps.be.ch/pub/map/?lang=de&gpk=BALISKBS_GPK (consulté le 16.07.2024)
[12] Office fédéral de la statistique (2019) : De la betterave au sucre : la production de sucre en Suisse. Rapport 1165-2000, Neuchâtel
[13] Biaggi, D. et al. (1994) : Modélisation du courant et de la dispersion des nitrates dans le Seeland bernois. Suisse. Eclog. Geol. Helv. 87, 429-438
[14] Appelo, C.A.J. ; Postma, D. (2005) : Geochemistry, groundwater and pollution. Balkema, Rotterdam, 2nd edition
[15] McMahon, P. ; Chapelle, F. (2008) : Redox processes and water quality of selected principal aquifer systems. Groundwater 46, 259-271
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Les auteurs remercient Rolf Tschumper et Jean-Pierre Clément (Office des eaux et des déchets du canton de Berne) pour les discussions techniques et la mise à disposition des données, ainsi que Rico Ryser et l'équipe du Laboratoire de protection des eaux et des sols pour l'analyse de nombreux échantillons d'eau issus du travail de master de Samuel Weber. En outre, nous remercions Priska Bähler pour les analyses de laboratoire effectuées à l'Institut de géologie de l'Université de Berne.
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