Les Charges Critiques en France

L'Effet de la Pollution Atmosphérique sur les Écosystèmes

Les modèles dits de charges critiques « classiques »

Les charges critiques d’acidité
Les charges critiques d’eutrophisation
Références

Les modèles dits « classiques » correspondent à des modèles de bilan de masse stationnaires ou à dires d’experts.
Le PFN français utilise le modèle stationnaire le plus largement utilisé en Europe et préconisé dans le cadre de la Convention sur la pollution atmosphérique transfrontalière à longue portée (CLRTAP) est le modèle SMB (Steady-State Mass Balance model ; Sverdrup and De Vries, 1994 ; Posch et al., 1995). Celui-ci utilise notamment les données de dépôts de soufre et d’azote, d’altération des minéraux et de stockage par la végétation. Dans ces modèles, une concentration ou un rapport de concentration critique sont utilisés pour établir le flux critiques lessivé par la solution de sol. Plusieurs travaux basés sur l’utilisation de ce modèle ont permis de calculer les valeurs des charges critiques d’acidité et d’eutrophisation sur les écosystèmes forestiers français (Party et al., 2001, Moncoulon et al., 2004, Probst et al., 2015), et d’évaluer à l’échelle du XXe siècle sur certaines stations forestières la période au cours de laquelle elles ont été dépassées et une résilience observée (Moncoulon et al., 2007) (voir ci-dessous).

Les charges critiques d’acidité

Les charges critiques d’acidité de soufre et d’azote peuvent être combinées pour représenter une charge critique générale d’acidité, variant selon les quantités de dépôts de soufre et d’azote reçus (Figure 1). La droite brisée noire représente donc la capacité maximale de l’écosystème à supporter cette charge d’acides. L’aire grisée sous la droite représente les couples de valeurs de dépôts de soufre et d’azote pour lesquels la capacité à neutraliser les acides est supérieure au dépôt critique limite, et donc sans dépassement de la charge critique. Les couples de dépôts de soufre et d’azote situés hors de l’aire grisée sont plus importants que la capacité de l’écosystème à neutraliser les acides, et sont donc à l’origine d’un dépassement de la charge critique impliquant des impacts négatifs pour l’écosystème.

Fonction de la charge critique en soufre (S) et azote (N) acidifiant (CLRTAP, 2004).
Figure 1. Fonction de la charge critique en soufre (S) et azote (N) acidifiant (CLRTAP, 2004). L’aire grisée sous la courbe identifie les couples de valeurs de soufre et d’azote pour lesquels la capacité à neutraliser les acides est supérieure aux dépôts, à l’origine d’un non dépassement de la charge critique d’acidité. Les couples de valeurs de S et N situées hors de l’aire grisée dépassent la charge critique d’acidité et entraînent donc un dépassement de celle-ci, à l’origine d’impacts négatifs pour l’écosystème. CLmax(S) : charge critique maximale en soufre acidifiant ; CLmax(N) : charge critique maximale en azote acidifiant. CLmin(N) : charge critique minimale en azote acidifiant.

Vous trouverez ci-dessous les cartes de charges critiques d’acidité (CLmax(S), CLmax(N) et CLmin(N)) produites par le Point Focal National (PFN) français pour l’appel à données du CCE 2015-2017 avec le modèle SMB (Figure 2). Ces cartes sont consultables dans la section « Cartographie ».

Cartes des charges critiques d'acidité des écosystèmes forestiers français
Figure 2. Cartes des charges critiques d’acidité des écosystèmes forestiers français modélisées par le modèle SMB (Probst et al., 2017). Plus la charge critique est faible (couleurs orange et rouge), plus l’écosystème est sensible aux dépôts de soufre et d’azote. CLmax(S) : charge critique maximale en soufre acidifiant ; CLmax(N) : charge critique maximale en azote acidifiant. CLmin(N) : charge critique minimale en azote acidifiant.

[su_spoiler title= »Un autre exemple de calcul de charges critiques d’acidité en France… » open= »no » style= »default » icon= »plus » anchor= » » class= » »]

L’exemple ci-dessous d’utilisation du modèle SMB (Figure 3) montre la charge critique d’acidité de sol de trois sites forestiers français (ligne bleue), calculée en fonction des éléments acidifiants que sont le soufre (S) et l’azote (N), ainsi que l’évolution des dépôts de ces polluants (courbe rose) de 1880 à 2010 (Moncoulon et al., 2007). On peut noter sur chaque site un pic des dépôts de soufre (en rose) dans les années 80 sur les trois sites, qui correspond au pic maximal d’émissions de polluants de la ligne rouge du graphique en bas à droite. Le premier site en haut à gauche, situé sur des grès vosgiens, présente des dépôts constamment au-dessus de la charge critique calculée. Il y a donc un excès de polluants acidifiant sur ce site, et ce depuis les années 1880. Malgré la diminution des dépôts de soufre actuelle, la charge critique était toujours dépassée en 2010 sur ce site. On peut voir sur le second site (en haut à droite) dans les Landes, que la charge critique a été dépassée de 1955 à 2000, mais elle ne l’est plus après les années 2000. Le troisième et dernier site (en bas à gauche) présente une charge critique très élevée, qui n’a jamais été dépassée par les dépôts acidifiants dans le Massif Central. Contrairement aux autres sites, ce site sur granite riche en minéraux altérables assurant un pouvoir tampon important, est très peu sensible à l’acidification.

Figure 3. Comparaison des dépôts acides de 1880 à 2010 (courbe rose en eq.ha-1.an-1) avec les charges critiques d’acidité (ligne bleue) de trois sites forestiers français (Moncoulon et al., 2007) en situation de sols et de roches contrastés. Les tendances des émissions de soufre (S) et d’azote (N) en France des années 60 aux années 2000 (Source CITEPA format SECTEN) sont représentées sur le graphique en bas à droite (en kTonnes).
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Les charges critiques d’eutrophisation

Contrairement aux charges critiques d’acidité, la charge critique d’eutrophisation (ou en azote eutrophisant) est définie par une seule variable, la charge critique en azote eutrophisant.

Cette charge critique en azote eutrophisant peut être déterminée par des modèles empiriques stationnaires (CLnut) comme SMB, ou bien être déterminée expérimentalement, sur avis d’experts (CLemp). Les charges critiques empiriques CLemp peuvent être déterminées par des observations de terrain, en détectant les effets des dépôts de polluants atmosphériques sur les écosystèmes selon un gradient de dépôt, afin de déterminer la valeur critique de dépôt pour laquelle on observe un effet de ces polluants. Elles peuvent être obtenues aussi expérimentalement, en effectuant des apports contrôlés d’azote sur des écosystèmes et des mésocosmes en conditions contrôlées, mais toujours proches des conditions in situ.

Deux types de charges critiques d’eutrophisation existent donc : CLnut et CLemp. La charge critique (modélisée ou estimée) la plus faible des deux permettra de protéger le plus grand nombre d’écosystème, car impliquant des dépôts azotés plus faibles pour ne pas être dépassée. Le minimum des deux charges critiques correspond donc à la charge critique d’eutrophisation « réelle » CLeut et est utilisée par la communauté scientifique (CLRTAP, 2016). En France comme dans plusieurs pays européens, CLnut et CLemp sont très différentes (Figure 4), la charge critique empirique CLemp étant généralement plus élevée sur tout le territoire. Cette différence a posé la question d’utiliser une autre voie de modélisation pour pouvoir estimer les charges critiques d’azote eutrophisant le plus précisément possible : la modélisation couplée biogéochimie-écologie.

Comparaison des charges critiques d'azote issues de modèles empiriques
Figure 4. Carte des charges critiques d’eutrophisation pour les écosystèmes forestiers français modélisée par le modèle SMB (CLnut) à gauche, et estimée à dire d’experts (CLemp) à droite (Probst et al., 2017). Ces deux charges critiques sont différentes, et posent la question d’utiliser une autre voie de modélisation pour pouvoir les estimer, et par là estimer la vulnérabilité des écosystèmes au plus près.

Références

  • CLRTAP (2014). Mapping critical loads for ecosystems, Chapter V of Manual on methodologies and criteria for modelling and mapping critical loads and levels and air pollution effects, risks and trends. UNECE Convention on Long-range Transboundary Air Pollution.
  • MONCOULON D., PROBST A., and PARTY J.-P. (2004). Weathering, atmospheric deposition and vegetation uptake: role for ecosystem sensitivy to acid deposition and critical load. Comptes Rendus Geoscience, 336: 1417-1426.
  • MONCOULON D., PROBST A., and MARTINSON L. (2007). Modeling acidification recovery on threatened ecosystems: application to the evaluation of the Gothenburg protocol in France. Water Air and Soil Pollution: Focus, 7(1): 307-316.
  • PARTY J.-P., PROBST A., THOMAS A.-L., and DAMBRINE É. (2001). Calcul et cartographie des charges critiques azotées en France : application de la méthode empirique. Pollution Atmosphérique, 172 (oct-nov 2001).
  • POSCH M., HETTELINGH J.-P., SLOOTWEG J., REINDS G.J. (2015). Critical Loads for Plant Species Diversity. In SLOOTWEG J., POSCH M., and HETTELINGH J.-P. (eds.), Modelling and Mapping the impacts of atmospheric deposition of nitrogen and sulphur: CCE Status Report 2015, pp. 45–54. Coordination Center for Effects, Bilthoven, Netherlands.
  • PROBST, A., RIZZETTO S., and HAUNOLD S. (2017). French NFC Report. In HETTELINGH J.-P., POSCH M., and SLOOTWEG J. (eds.) 2017. European critical loads: database, biodiversity and ecosystems at risk, CCE Final Report, pp. 101-115.
  • PROBST A., RIZZETTO S., and MANSAT A. (2015). National Focal Center report: France. In SLOOTWEG J., POSCH M., HETTELINGH J.-P. (eds.) Modelling and Mapping the impacts of atmospheric deposition of nitrogen and sulphur: Status Report 2015, pp. 81-94.
  • SVERDRUP H., and DE VRIES W. (1994). Calculating Critical Loads for Acidity with the Simple Mass-Balance Method. Water Air and Soil Pollution, 72: 143-162.

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