Francois Marsal

Elisa Leoni

Marie-Charlotte Bornhoeft

Stefan Coninx

Chris De Bock

Joerg Feinhals

Elizabeth Harvey

Ole Kastbjerg Nielsen

Iryna Kutina

C Bornhoeft

O Kastbjerg Nielsen

M Maitre

J Mikšová

A Rooses

J Swahn

M Vuorio

V Wasselin

N Železnik

EURAD EC project -overview of the routes work package: identified key issues and open questions about waste management routes in Europe, from cradle to grave

EURAD EC project -overview of the routes work package: identified key issues and open questions about waste management routes in Europe, from cradle to grave

1 Introduction 1

The ROUTES WP has been implemented in response The ROUTES WP is a strategic study whose objectives are to:

• Provide an opportunity to share experience and knowledge on waste management routes between interested organisations from different countries, with programmes at different stages of development and with different amounts and types of radioactive waste to manage.

• Identify safety-relevant issues, and their R&D needs associated with the waste management routes from the cradle to the grave, including the management routes for legacy waste, considering interdependencies between the routes. The scope of the ROUTES WP is limited to so-6 called "challenging waste". This encompasses those waste • Task 7: interactions with Civil Society.

In addition, an eighth task has been included in the ROUTES' work within EURAD second wave WPs selection process in Year 2 with the objective to strengthen collaboration between Small Inventory Member States (SIMS) and Large Inventory Member States (LIMS) and to ensure knowledge transfer with respect to the SIMS needs. The resulting Task 8 evaluates the possible waste management solutions for member states without WAC and with small inventories (SIMS).

The task breakdown covers the technical and nontechnical key factors that must be considered when choosing a radioactive waste management route. Broad factors influencing technology selection notably include the availability of a final disposal site and well-established WAC, regulatory considerations and, finally, public involvement. Waste-related aspects mainly include the type of waste, volume, radioactivity level, intrinsic physicochemical properties, chemical and physical interaction between waste and the conditioning matrix and availability of suitable waste treatment technology.

Differences in the management route can also arise from the overall volume of radioactive waste a country has to manage. One of the major differences between SIMS and LIMS is that the latter may have access to existing facilities, infrastructures and knowledge and can also distribute fixed costs over a broader range of waste. For SIMS, moving forward with programmes for treatment and conditioning wastes in the absence of a disposal strategy and facilities is risky. The small volume to be managed makes the development of specific treatment capabilities disproportionately expensive. For this reason, specific attention is paid within ROUTES to knowledge transfer between SIMS and LIMS and to the conditions for developing shared solutions which could be a valuable alternative for SIMS to move forward.

Methodology

The ROUTES' work is primarily based on inputs from partners. The initial work (in Year 1, i.e. 2019-2020) was devoted to gathering the data necessary for all Tasks.

A significant amount of data and information was gathered via a questionnaire disseminated to all ROUTES participants, covering all important aspects of managing challenging waste. One reply per country was requested to receive consistent information and strengthen the exchange between the main actors involved in the national RWM programme (WMO, TSO, RE).

The respondents to this questionnaire were asked about general information on the RWM programme in their country, such as national waste classification, waste inventory, disposal facilities and stakeholders' involvement. The questionnaire also addressed more specific issues concerning WAC, data relating to inventories of challenging waste and management routes, including uncertainties associated with the waste streams. With respect to this, the respondents also provided information concerning characterisation methods for each challenging waste they identified. To acquire knowledge about wasterelated and broader issues for the management of challenging waste streams, the respondents were also asked whether a management strategy for each challenging waste stream had already been identified in their respective country and, if not, how the waste is managed safely in the meantime. Finally, to assess the feasibility of developing further shared solutions at a European level, respondents were asked to provide information on technologies, facilities and possible structures for such shared solutions and to present relevant case studies. Following the subsequent analyses of the answers, findings and results were published in already developed ROUTES deliverables.

Year 2 (2020-2021) activities focused on comparing approaches and strategies adopted by MS to cope with issues related to waste management. This was mainly achieved through analysis of case studies, including both successful and unsuccessful experiences. This methodology has been chosen based on the belief that lessons learnt by experience are often more relevant and representative than information gained by looking at collated inventories or a too high-level approach.

Based on the data acquired and the analysis resulting from case studies, upcoming work to be carried out for each Task in Years 3 to 5 (2021 to 2024) will be focused on the definition of R&D needs related to the management of challenging wastes. These needs will be identified and prioritised, and potential collaboration between the Member States and recommendations for future R&D projects will be proposed. Finally, the knowledge generated in ROUTES through knowledge/know-how sharing and discussions of common challenging issues will be consolidated and integrated as input to EURAD KM activities.

In addition to the work performed within the frame-59 work of the ROUTES WP, interactions are also organ-60 ised with other EURAD work packages (e.g. joint session 61 during the first EURAD Annual Meeting on "Influence 62 of organics and other wastes on redox and RN trans-63 port processes in geological disposal facilities in differ-64 ent programmes" in cooperation with CORI, FUTURE 65 and KM work packages, dissemination of outcomes related 66 to organic waste to CORI WP) and with other EU-67 projects, such as PREDIS (organization of joint webinars, 68 participation of PREDIS and SHARE representatives to 69 ROUTES workshops and vice versa). These interactions 70 will be reinforced in Years 3 to 5 (Fig. 2). This section presents the main outcomes of the ROUTES 73 WP at this stage. In the following, the identified challeng-74 ing waste is presented, and some overarching topics will 75 be illustrated by means of case studies collected. In order to compare strategies and experiences in the man-78 agement of challenging waste streams, preliminary work to 79 compare the classification and categorisation schemes in 80 each participating country was deemed necessary to con-81 stitute a baseline. Indeed, even if the IAEA approach to 82 classification is applied in most participating countries, 83 the terminology used does not always correspond strictly 84 to the classes of "low-level waste" and "intermediate-85 level waste" as defined in the IAEA General Safety Guide 86 for the Classification of Radioactive Waste (GSG-1) [2], 87 that corresponds to waste suitable or not suitable for 88 near-surface disposal respectively. Indeed, some countries 89 (e.g. Bulgaria, Lithuania, Netherlands) combine low and 90 intermediate-level waste into one class (LILW), which, in 91 turn, can be subdivided into short-lived and long-lived 92 RW. Generally, short-lived LILW could be associated with 93 LLW within the meaning of GSG-1, whereas long-lived 94 LILW could be associated with ILW within the meaning 95 of GSG-1. This has proved crucial in analysing the inven-96 tory of challenging waste to compare the management 97 route and strategy for waste streams of similar composi-98 tion but different activities. A comprehensive description 99 of this work, which also offered the opportunity to identify 100 a preliminary list of challenging waste and the difficulties 101 related to its management, has been published in [3].

102

Challenging wastes are defined as those for which no 103 complete solution for their safe management is available, 104 mainly because one of the predisposal steps (including 105 characterisation, treatment and conditioning) is missing, 106 or the disposal strategy is not yet defined. The reasons for 107 this can be either technical or organisational. As a first 108 analysis, the main difficulties faced by the member states 109 that participated in the ROUTES questionnaire are the 110 lack of disposal route (31%), characterisation (22%), and 111 conditioning or treatment issues (20%). Regarding dis-112 posal route aspects, it turns out that the end state of 113 Such uncertainties may be related to the quantification of some specific radionuclides estimated with indirect methods (i.e. 14C in graphite waste) or to techniques for detecting particular species such as activation products or complexing substances, but one of the major overarching topics concerns the strategy to put in place for the retrieval of unconditioned waste when their characterisation is uncertain. Two experiences managing legacy sludge in the UK and France highlighted difficulties that might be encountered due to characterisation uncertainties.

In the UK, storage of Magnox spent fuel in ponds for several decades has given rise to a large inventory of sludge streams (around 90 sludge waste streams). This case study notably highlights that implementation of sampling allowing a better knowledge of radiological and chemical inventories is very complicated, as sludge stored in tanks and ponds tends to settle. This results in different stratifications that make it challenging to obtain representative samples. Concerning sludge that has already been conditioned, some drums have corroded, which implies reconditioning and transfer to new containers may be required. Therefore, further sampling and establishing a new analysis regime would be possible at this stage of the waste life cycle.

In France, the same difficulties as those mentioned by the UK have been reported concerning 9000 m 3 of LL-ILW (according to French classification) sludges generated in La Hague by spent fuel reprocessing and liquid effluent treatment, placed into seven adjoining tanks and considered as legacy waste. This sludge presents high variability due notably to different production processes implemented over time. The lack of characterisation has led to the current difficulties in identifying a safe management route for this sludge. Extensive work was needed to determine their radiological and chemical composition (see Focus 1 on the French case study provided in [4]), which has been conducted on the basis of both historical records and 6 characterisation campaigns with sampling at different depths.

The UK and French experiences illustrate two "vicious circles" related to characterisation of legacy waste: (i) on the one hand, not having a management route prevents prioritising the characterisation of waste, and the lack of characterisation prevents the identification of management routes and, (ii) on the other hand, waste needs to be retrieved to be characterised, but in order to be retrieved, a detailed inventory is required that needs to be characterised first. To address this situation, France has chosen to conduct extensive characterisation campaigns 1 based on samples in order to be able to retrieve and Again, the lack of disposal WAC and/or available disposal routes prevents member states from developing or using the appropriate treatment and conditioning techniques since the packages produced may not be in line with future WAC. An obstacle to early conditioning is that conditioning waste into a matrix significantly reduces flexibility for further management (without reconditioning). It also strongly influences the behaviour and performance of the waste over the long term, potentially giving rise to properties that may be undesirable in a disposal facility if a matrix is selected without adequate knowledge of the disposal environment and properties of the wider multi-barrier system underlying safe disposal. Finally, early conditioning might reduce flexibility and then limit the implementation of innovative techniques. This observation is apparent from the Belgian case. In this case, a yellow gel-like material was found on drums conditioned in a cementitious matrix containing evaporator concentrates or ion exchange resins from waste packages produced by NPPs until 20 years before. A research programme found that the gel most likely results from alkalisilica reactions between the highly alkaline pore solution and the reactive siliceous aggregates of the matrix, which might have consequences in terms of the long-term safety of future near-surface disposal. This finding led to a suspension of the cementation processes of concentrates and ion exchange resins produced by the NPPs. However, early conditioning might be seen as preferable in order to reduce early hazard and consolidate the safety of storage facilities, even if the uncertainties over the disposal route persists. This point is illustrated by the Dutch case study of waste processing and consolidated storage of LILW at COVRA's facilities for as long as 100 years. Indeed, geological disposal is planned for both LILW and HLW in the Netherlands, but the final decision for disposal is to be made around 2100. Currently, waste treatment and conditioning depend mostly on the safety of the storage facility in which the waste will be stored and the corresponding WAC. This strategy relies on the assumption that requirements for waste to be accepted for storage are similar or higher to those still to be defined for future geological disposal, as key considerations include degradation of the waste forms and packaged waste during these long timespans and the resulting impacts on the safety of the storage facility. This would enable the direct transfer of waste packages to the DGR, once available, without further processing (such that all stored waste is ready for final disposal). It is worth noting that some resin waste streams are stored for short periods (∼5 years) in packages that do not meet the dose rate WAC for the storage facility. This allows time for COVRA to identify and deploy suitable conditioning solutions. In the meantime, "smart packaging and stacking" is employed to ensure safe storage, such as adding an extra concrete shielding package placed around some waste packages for a period of time, thereby enabling dose rate criteria to be met.

A "middle ground" approach has also been presented To our knowledge, no shared facilities have been implemented in Europe up to now. For this reason, the ROUTES WP enlarged the frame of situations considered as a shared solution in its work, including some hybrid situations which cannot be considered, strictly speaking, as shared solutions but which present some analogies or mechanisms of interest for their implementation. For these reasons, some commercial solutions treating or having treated foreign waste have been included in the analysis. This choice is driven by the observation that hundreds of transboundary shipments of spent fuel and nuclear waste are authorised each year in member states with available capacities for processing or reprocessing in Europe, notably in Sweden and Germany. The development of shared solutions or facilities, notably mobile treatment or conditioning facilities, would represent an alternative option for transboundary shipments.

The development of shared treatment and conditioning facilities could be of interest in at least two situations: for countries with small or medium-sized inventories or some categories of problematic radioactive waste of quite small amounts. In these two situations, most waste producers have a fairly small volume of waste to manage (e.g. batteries, solvents or pyrochemical waste), which would make the development of treatment capability at each site disproportionately expensive per volume unit. Individual member states may not be able to afford a solution, but an EC-wide approach could potentially be utilised to develop effective processes. This would avoid having to construct a treatment or conditioning facility for only a very small amount of radioactive waste. Shared solutions for RW management could provide the best-added value, especially for small inventory countries which do not have the infrastructure and know-how to deal with the waste, financial and other resources required for the exercise. This specific theme was identified as a high priority in the SRA.

Nevertheless, planning such facilities encompasses important and innovative developments (including the legal framework), which have been considered in work under the auspices of the EC or IAEA. The mechanisms to implement shared solutions depend both on the type of multilateral options and on the type of chosen technical solution, as a shared mobile facility jointly developed would probably be implemented more easily and raise fewer concerns about acceptability than a facility thermally treating nuclear waste. The establishment of the legal framework for shared solutions was broadly analysed under Task 7 [14], which proposed the following definition of a shared solution behind the mere technical definition: "Shared solutions encompass all the elements, be they tangible or intangible, that are developed and used in concert between entities in different countries, or between the countries themselves at various levels in any phase of the nuclear fuel cycle. In the frame of RWM, it includes the research carried out, the knowledge used, the technology developed, and transferred and the facilities constructed and operated through all the phases of the RWM, the legal and institutional arrangements established to run things smoothly and safely, and the process of interaction among the stakeholders, including safety culture and governance issues". The work performed within ROUTES Task 7 also identifies the public concerns related to shared solutions and notably stresses the necessity of a common safety culture and a level playing field as prerequisites to develop such solutions. In particular, if such a playing field is not in place, the development and localisation of shared facilities might gravitate towards countries with the lowest environmental and social standards, causing environmental and social dumping. Finally, three cases of different shared situations have been analysed with the contribution of the ICS larger group and some general findings derived:

• Shared solutions for RW management would provide best-added value for small inventory countries that do not have the infrastructure, but their implementation raises critical issues.

• Good transparency (public access to information, evidence-based decision-making, effective public participation and access to justice) must be established.

• A specific deliberative process should be developed, with proper representation from local, national and multinational actors besides officials.

Conclusion

The initial work carried out in the framework of the ROUTES WP has been devoted to gathering data on radioactive waste management, especially related to waste identified as challenging, as well as to comparing approaches and strategies adopted by member states to cope with issues related to these challenging wastes through the comparison of case studies. This has enabled ROUTES partners to identify issues which will be further analysed, notably related to the retrieval of poorly characterised legacy waste from a predisposal or disposal facility, the implementation of specific waste management solutions in the absence of well-defined WAC or the development of innovative or shared solutions for member states that have only limited amounts of waste to manage. Future work will be focused on the identification and prioritisation of (i) common R&D needs related to the management of challenging wastes and (ii) opportunities for collaboration between member states. A particular focus will be made on the harmonisation of WAC or treatment and conditioning processes as potential precursors to more extensive shared waste management and disposal activities in future.

2

  to the Strategic Research Agenda (SRA) of the Euro-3 pean Joint Programme on Radioactive Waste Manage-4 ment (EURAD), a five-year initiative which aims to 5 coordinate activities on agreed priorities of common inter-6 est between European Waste Management Organisations 7 (WMOs), Technical Support Organisations (TSOs) and 8 Research Entities (REs), based on the conclusions of EC 9 JOPRAD project [1]. 1 10 * e-mail: francois.marsal@irsn.fr

Fig. 1 .

 1 Fig. 1. ROUTES task breakdown.

  5

7 streams considered challenging or problematic, for which 8 MS• 20 ••••

 820 are encountering difficulties in defining appropriate 9 management routes due to intrinsic properties of the 10 waste (e.g. specific hazard), an unknown or uncertain 11 inventory (e.g. legacy waste) or uncertainties related to 12 their behaviour in different waste management life-cycle 13 steps (e.g. treatment and conditioning issues, long-term 14 behaviour in disposal situations). 15 Activities within the ROUTES WP have been organ-16 ised under seven tasks in order to explore the different 17 challenges and potential solutions (Fig. 1): 18 Task 1: coordination, state-of-the-art and training 19 materials. Task 2: identification of challenging wastes to be collab-21 oratively tackled within EURAD. 22 Task 3: description and comparison of radioactive waste 23 characterisation approach. 24 Task 4: identification of Waste Acceptance Criteria 25 (WAC) used in EU Member-States for different disposal 26 alternatives in order to inform the development of WAC 27 in countries without WAC disposal facilities. • Task 5: radioactive waste management solutions for 29 small amounts of waste (focusing on disposal strategies 30 for small-inventory Member-States). 31 Task 6: description of the state-of-the-art shared solu-32 tions in European countries for characterisation, treat-33 ment, storage and disposal and planned sharing of facilities between Member-States, as well as identification of gaps and R&D requirements.

Fig. 2 .

 2 Fig. 2. ROUTES yearly priorities.

423. 2

 2 Issues related to characterisation of legacy waste 43 Several member states are facing difficulties in man-44 aging legacy waste, including both unconditioned and 45 conditioned wastes. Difficulties are mainly related to 46 characterisation uncertainties, as most countries need to 47 manage legacy radioactive waste without adequate information about their origin and radionuclide content, and in some cases, waste streams have been mixed.

2 8 [ 8 ]

 88 condition certain wastes. Examples of similar situations 3 were also shared by SIMS, and this presents an oppor-4 tunity to learn from LIMS's experience. This is the case 5 for cemented sludge in Greece, which characterisation has 6 been presented in the ROUTES workshop about Sharing 7 Experience on Waste Management with or without WAC . The Greek case notably highlighted that characterisa-9 tion of cemented sludge was hindered because of a lack of 10 financial resources. This lack of characterisation has led to 11 current difficulties in identifying a safe management route 12 for this sludge. This highlights a crucial point: sampling 13 and characterisation require consequent means implying 14 financial and human resources, which are not always available for SIMS. For this reason, an EC-wide approach and 16 EC support in terms of technology and safety doctrine 17 from LIMS to SIMS are highly beneficial. 18 More generally, future progress in terms of non-19 destructive characterisation may provide significant 20 improvements to solve the challenge of characterising 21 legacy waste. However, the implementation of any solu-22 tion should be analysed regarding a strategic question: 23 which level of uncertainty should be considered accept-24 able in order to implement operations on legacy waste? 25 The Chance Project [9], specifically devoted to charac-26 terisation methods and approaches to conditioned waste, 27 analysed the impact of these uncertainties and how to 28 deal with them. While the importance of uncertainties 29 was considered critical, suggestions for dealing with them 30 are too general and not clear enough to be easily imple-31 mented (creation of new standards and regulations, need 32 to upgrade the system of characterisation, need to improve 33 skills and techniques applied in characterisation). In view 34 of the elements presented above, an outcome of ROUTES 35 WP is that a specific project dedicated to the characterisa-36 tion issues and techniques related to legacy waste manage-37 ment might be considered a priority for future EC-funded 38 projects. 39 3.3 Issues due to early or delayed conditioning 40 Several member states have had to deal with wastes con-41 ditioned decades ago which are since then undergoing a 42 degradation process. Early conditioning offers the advan-43 tage of a final solution and encourages standardisation 44 contributing to cost minimisation, but it requires a close determined. This theme has been extensively analysed in the framework of the ROUTES workshop about Sharing Experience on Waste Management with or without WAC [8], notably through the Belgian, Dutch and UK cases cited thereafter.

1

  by the UK [4], consisting of packaging waste in new con-2 tainers without matrix conditioning. This can provide a 3 flexible and, crucially, reversible solution whereby a lim-4 ited amount of waste processing facilitates the emptying 5 and decommissioning of ageing facilities while retaining 6 the waste in a form that can still be further treated or 7 conditioned in many different ways before its eventual 8 disposal. This point is particularly well illustrated by the 9 case of non-reprocessed spent fuel currently stored in cool-10 ing ponds on the Sellafield site in the UK. This spent 11 fuel will be transferred to a geological disposal facility 12 in the future, but the process of identifying a suitable 13 site is still at an early stage. During decades of storage, 14 corrosion of the fuel and surrounding Magnox cladding 15 has occurred. In the meantime, legacy storage facilities 16 for non-reprocessed Magnox spent fuel are ageing, and 17 there is a pressing need to empty them so that they can 18 be decommissioned. With this in mind, work is underway 19 to transfer Magnox spent fuel into high-integrity contain-20 ers called Self-Shielded Boxes (SSBs). These thick-walled, 21 vented, ductile cast-iron containers will be used for ongo-22 ing storage of the spent fuel at Sellafield in a new waste 23 and spent fuel store so as to enable decommissioning of 24 the ageing storage facilities to proceed. Work is currently 25 being undertaken to assess whether the filled SSBs would 26 be suitable for direct disposal to the geological disposal 27 facility; if this is not feasible, then further conditioning or 28 re-packaging would be required.

293. 4

 4 Conditions and main issues for development of 30 shared solutions or facilities 31 Some programmes across Europe are considering or have 32 considered the feasibility of shared solutions or facilities, 33 including multinational repositories, which can provide 34 infrastructure for all, or part, of the waste management 35 route for a specific waste type. 36 Shared solutions have been researched over the last 37 20 years, and much of the knowledge base lies within 38 the ERDO Association [10]. The founding feasibility stud-39 ies for sharing disposal solutions in Europe were carried 40 out by ERDO members in the European Commission lowing decade, the fundamental concepts and practical 44 aspects of multinational waste management solutions were ciation (Association for Multinational Radioactive Waste 48 Solutions) was founded in 2021 by some ERDO WG mem-49 bers, it is an association of national organisations with 50 a mission to work together to address the common chal-51 lenges of safely managing the long-lived radioactive wastes 52 in their countries. A multinational disposal facility is of 53 particular interest to countries with relatively small inven-54 tories of radioactive waste. The development of shared 55 solutions for disposal is still in its feasibility phase, though, 56 as only one agreement for the disposal of small amounts 57 of institutional waste (from Luxemburg to Belgium) has been notified.

Acknowledgements

Financial support by the European Union through the EURAD program under grant agreement 847593 is gratefully acknowledged by the authors.

Funding

53

This work has been supported by the EURAD program that has received funding from H2020-EURATOM under grant agreement 847593.

Data availability statement 54

This article has no associated data generated and/or analysed.

dialogue between all the stakeholders, especially the waste 46 producers, the waste management organisation and the 47 regulatory body, as well as stability in waste acceptance

Conflict of interests

The authors declare that they have no competing interests to report.

Author contribution statement 55

Conceptualisation, E.L, F.M; methodology, all authors; validation, all authors; investigation, all authors; resources, all authors; writing -original draft preparation, E.L; writing -review and editing, F.M; visualization, all authors. All authors have read and agreed to the published version of the manuscript. In our journal we have to cite authors' first names unless they disagree. Can you please provide authors' first names? 2.

Figure 2 is not cited in the text and it is cited appropriately while editing. Please check and approve the edit.

Thank you for your assistance.


Hélène Blanchoud
email: helene.blanchoud@ephe.psl.eu

Arnaud Blanchouin

Fabrice Alliot

Sira Traoré

Patrick Ansart

Céline Schott

Fulvia Baratelli

Nouvelles contaminations par les pesticides et leur utilisation comme traceur des masses d'eau

comme traceur des masses d'eau 2

Résumé

Le suivi en continu de la contamination par les pesticides dans le bassin versant de l'Orgeval (France) a été initié en 2008 afin de répondre aux interrogations liées au devenir des pesticides dans les bassins versants sur le long terme et permettre la validation de modèles de transfert des contaminations diffuses développés dans le cadre du PIREN-Seine. Ainsi, 12 ans de données de contamination sont maintenant disponibles pour une liste de molécules toujours en évolution en fonction des nouveaux usages. En parallèle, les usages phytosanitaires passés ont été déterminés par le biais d'enquêtes menées directement auprès des agriculteurs du bassin. Les bilans des usages actuels sont extraits de la BNV-D sur le département de la Seine-et-Marne. Un focus est fait sur les molécules emblématiques pour lesquelles la tendance d'évolution peut être directement mise en relation avec la dynamique saisonnière des usages phytosanitaires comme pour le chlortoluron et le métolachlor. L'atrazine, interdite en 2003, et la terbuthylazine, remise sur le marché en 2018, sont intéressantes à comparer car ces triazines ont des propriétés similaires, mais une temporalité d'usage très différente. Les ratios métabolites / matière active sont utilisés pour expliquer les dynamiques de contamination dans le cours d'eau et dans la nappe, et mettre en évidence les échanges nappe -rivière. Pourtant, en étudiant ces données, certaines incohérences apparaissent, suggérant une origine nouvelle de l'atrazine et de la simazine.

Points clefs

✓ L'usage de spécialités commerciales à base de terbuthylazine apporte des résidus d'atrazine et de simazine dans le bassin versant ; ✓ Les ratios métabolite / matière active permettent de tracer les échanges nappe -rivière ; ✓ Les pratiques de désherbage du maïs présentent un risque élevé de contamination des cours d'eau.

Introduction

En raison de leur toxicité et leur utilisation fréquente et à large échelle, les pesticides sont très souvent pointés du doigt comme étant parmi les principaux responsables du déclin de la biodiversité, voire d'effets sur la santé humaine. Malgré l'interdiction d'un panel de molécules parmi les plus dangereuses depuis les années 1990, la contamination des cours d'eau reste préoccupante tant par les anciennes substances encore présentes, que par les nouvelles molécules et leurs métabolites dont les effets restent encore largement méconnus. La contamination mensuelle par les pesticides est maintenant suivie depuis 2008 à la station des Avenelles sur le bassin versant de l'Orgeval dans le cadre du PIREN-Seine. Ces 12 ans de suivi ont notamment permis de mettre en évidence la dynamique d'exportation des principales substances appliquées sur le bassin. Pour les substances actuellement homologuées, les fluctuations mensuelles de teneurs en pesticides sont comprises entre 1 et 1000 ng.L -1 . C'est le cas pour le métolachlor, dont le maximum de contamination après la période d'application est atteint en mai-juin, alors que le chlortoluron est majoritairement présent en décembre [START_REF] Blanchoud | Suivi à long terme des pesticides pour la compréhension de leurs processus de transfert à l'échelle du bassin versant[END_REF]. Les résidus d'atrazine sont encore très présents malgré l'interdiction de son usage en 2003. Depuis cette date, on a pu constater une diminution rapide de la contamination au niveau des cours d'eau et les pics suivant l'épandage ont disparu. La fréquence de détection de résidus de pesticides de la famille chimique des triazines comme l'atrazine et la terbuthylazine diminue plus progressivement dans les eaux souterraines [START_REF] Baran | Pesticides in groundwater at a national scale (France): Impact of regulations, molecular properties, uses, and climatic conditions[END_REF].

De même, la simazine, parfois retrouvée de par son usage passé en milieu urbain, a brutalement diminué à des concentrations inférieures à la limite de quantification. Ces substances restent cependant présentes à l'état de trace dans les eaux de surface en raison de leur rémanence dans les sols et du délai de transfert dans le système solnapperivière où la dégradation est fortement ralentie. Les flux maximum obtenus au cours de la crue de mai 2016 dans l'Orgeval suggèrent que les stocks de pesticides sont encore très présents dans les sols. Le relargage progressif serait donc dû à de la désorption progressive de résidus triaziniques depuis les sols de surface avec une migration plus lente vers la zone non saturée. Les anciennes molécules comme l'atrazine, indiquent alors l'origine de l'eau au sein du bassin versant, mais ne permettent pas d'en quantifier directement les apports.

Dans les eaux souterraines, certains métabolites persistent. C'est notamment le cas de la DEA (déséthylatrazine) qui reste une substance d'intérêt, car elle est encore détectée à des valeurs supérieures à 0,1 µg.L -1 et gêne la production d'eau potable. Des concentrations allant jusqu'à 3 µg.L -1 ont été mesurées dans des eaux de percolation arrivant à la nappe de la craie, ce qui montre que la DEA est encore un paramètre de déclassement de l'eau pour la ressource en eau potable [START_REF] Chen | Transfer and degradation of the common pesticide atrazine through the unsaturated zone of the Chalk aquifer (Northern France)[END_REF]. La présence de DEA est principalement originaire de la biodégradation de l'atrazine dans les sols de surface. Le ratio DEA / atrazine (DAR) permet d'exprimer le cheminement de l'atrazine dans les zones à fort potentiel de dégradation, et pourrait donc représenter le stockage dans les sols (Mills et Thurman, 1994 ;[START_REF] Thurman | A reconnaissance study of herbicides and their metabolites in surface water of the Midwestern United States using immunoassay and gas chromatography/mass spectrometry[END_REF][START_REF] Thurman | Formation and transport of deethylatrazine and deisopropylatrazine in surface water[END_REF]. Étant donné que l'atrazine a été interdite depuis près de 20 ans, les valeurs du DAR augmentent progressivement avec la disparition progressive de l'atrazine dans les sols. Des valeurs de DAR allant jusqu'à 40 ont été mesurées dans des eaux de percolation de la carrière de Saint-Martin-le-Noeud (Oise) [START_REF] Chen | Transfer and degradation of the common pesticide atrazine through the unsaturated zone of the Chalk aquifer (Northern France)[END_REF]. Le suivi au ru des Avenelles montre cette même tendance à l'augmentation du DAR au cours du temps, allant jusqu'à un maximum de 13. Nous observons également que les concentrations en atrazine dans le cours d'eau se sont progressivement décalées dans la saison et sont maintenant maximales en période d'étiage, c'està-dire au moment où la contribution de la nappe au débit du cours d'eau est la plus forte.

Depuis 2018, la terbuthylazine est à nouveau autorisée en France pour le désherbage spécifique du maïs. Cette substance et son principal produit de dégradation, la déséthyl-terbuthylazine (DET), sont susceptibles d'être détectés dans les eaux [START_REF] Ghirardelli | Thirty-year monitoring of striazine herbicide contamination in the aquifer north of Vicenza (north-east Italy)[END_REF] et ont donc été recherchés dans le suivi réalisé sur le bassin de l'Orgeval. Dans cette étude, nous allons investiguer l'occurrence de ces résidus en rivière et dans quelques échantillons de nappe. L'objectif est de comparer les concentrations et les ratios métabolite / matière active en rivière et dans la nappe pour les triazines. L'hypothèse est que l'homologation récente de la terbuthylazine peut servir de marqueur de transfert rapide de l'eau, alors que les ratios peuvent être utilisés comme marqueurs du temps de résidence dans la zone non saturée.

Matériel et méthodes

Connaissance du bassin versant de l'Orgeval

L'Orgeval, sous-bassin versant de la Marne, affluent du Grand Morin, est situé sur le plateau de la Brie à une soixantaine de kilomètres à l'est de Paris (Fig. 1). Sa superficie est de 104 km² et son débit spécifique est de l'ordre de 5 l/s/km². Sur ce bassin versant représentatif et expérimental, un focus est réalisé sur le ru des Avenelles (47,5 km²). L'aquifère permanente dans la formation de Brie et les sables de Fontainebleau ainsi que la présence de niveaux plus imperméables dans les limons entraînent la formation de nappes superficielles. Dans la région de grande culture de la Brie, le recours au drainage agricole pour désengorger les parcelles a augmenté la capacité de transfert du réseau hydrographique et a entraîné une modification du rapport entre l'infiltration et le ruissellement. On distingue des transferts d'eau rapides (horizontaux) impliquant le drainage artificiel très largement implanté (80% de la surface agricole utile) et des transferts d'eau plus lents correspondant à une infiltration profonde (transferts verticaux), qui alimentent deux principales nappes (nappes de Brie et de Champigny). Tableau 1. Liste des substances recherchées actuellement et leur limite de quantification.

Résidu de pesticide Limite de quantification Résidu de pesticide Limite de quantification Atrazine

0,1 ng.L -1 Metaldehyde 3,9 ng.L -1 Bentazone 0,2 ng.L -1 Metazachlor 0,7 ng.L -1 Carbendazim 0,1 ng.L -1 Metolachlor ESA 0,1 ng.L -1 Chlortoluron 0,1 ng.L -1 Metolachlore 0,3 ng.L -1 Desethyl atrazine 0,2 ng.L -1 Metolaclor OXA 5,4 ng.L -1 Desethyl terbuthylazine 0,5 ng.L -1 Nicosulfuron 0,5 ng.L -1 Deisopropyl atrazine 0,2 ng.L -1 Oxadiazon 0,2 ng.L -1 Dichloroaniline 3,4 0,1 ng.L -1 Pendimethaline 0,7 ng.L -1 Diflufenican 0,5 ng.L -1 Penoxsulam 0,5 ng.L -1 Hydroxyatrazine 0,8 ng.L -1 Propanil 0,9 ng.L -1 Imidaclopride 0,8 ng.L -1 Prosulfuron 0,6 ng.L -1 Imidaclopride olefin 0,4 ng.L -1 Simazine 0,3 ng.L -1 Imidaclopride urea 0,5 ng.L -1 Tebuconazole 0,1 ng.L -1 Irgarol 0,5 ng.L -1 Tebufenozide 0,5 ng.L -1 Isoproturon 0,2 ng.L -1 Terbuthylazine 1,3 ng.L -1
Les prélèvements étant moyennés mensuellement, les flux ont été calculés en multipliant la concentration moyenne mensuelle de chaque substance par la somme des flux d'eau moyens journaliers pour la même période d'échantillonnage. Dans les rares cas de données manquantes (3 prélèvements lors de périodes de gel empêchant le prélèvement), la moyenne des concentrations des mois précédant et suivant a été calculée. Pour l'année 2020, les flux n'ont pas pu être calculés du fait de l'absence de prélèvements pendant la période de confinement national.

Calcul des ratios molaires des métabolites en fonction de la substance mère

Afin d'étudier la dynamique temporelle de dégradation de l'atrazine et de la terbuthyazine dans le bassin versant, les ratios DEA / Atrazine et DET / Terbuthylazine sont calculés. Ces ratios étant dépendants de réactions de desalkylation (Figure 2), la masse molaire des métabolites est plus faible que celle de la substance active (perte d'un groupement éthyle correspondant à une masse molaire de 28). Il convient donc de calculer un ratio molaire plutôt qu'un ratio massique. La dégradation de ces deux herbicides en leur métabolite respectif correspondant dans les deux cas à un processus de dééthylation, on peut raisonnablement supposer que les vitesses de transformation sont identiques.

Résultats

Bilan des apports en produits phytosanitaires sur le bassin versant

Un premier bilan des usages de pesticides utilisés sur le blé et le maïs a déjà été réalisé pour la période 1990-2009(Schott et al., 2009)). Le travail présenté ici correspond à l'extraction de la BNV-D pour les années 2008 -2019. Dans un premier temps, les ventes sont extraites pour le département de Seine-et-Marne sur la période considérée (Figure 3). Afin de confirmer cela, les concentrations en simazine, terbuthylazine et DET ont été superposées sur le même graphe (Figure 7). L'hypothèse selon laquelle les variations du DAR pourraient s'expliquer par de nouveaux apports d'atrazine semble donc confirmée. Les ratios métabolite / molécule mère sont donc un bon indicateur de temporalité des processus de transfert au sein du bassin versant.

Suivi des exportations de résidus triaziniques aux Avenelles

Comparaison des valeurs de DAR et DTR dans les eaux de surface et souterraines

Ainsi, pour les valeurs de DAR les plus élevées, l'origine de la contamination serait plus ancienne que pour les valeurs de DAR plus faibles. Cette diminution du DAR devrait s'accompagner de valeurs de DTR les plus faibles, se traduisant ainsi par des applications récentes de terbuthylazine. Au cours de cette phase du PIREN-Seine, des prélèvements au niveau de certains piézomètres du bassin ont été réalisés à différentes périodes de l'année. Quand le terbuthylazine ou le DET n'étaient pas détectés, la valeur de DTR a été mise à zéro. Le rapport entre le DTR et le DAR est présenté ci-dessous (Figure 9).

Dans le cours d'eau, les valeurs de DTR sont presque toutes inférieures à 1, ce qui s'explique par des concentrations en terbuthylazine supérieures à son métabolite, confirmant des apports récents.

Figure 9. Valeurs du DTR en fonction du DAR depuis 2018 dans le ru des Avenelles (en bleu) et dans les piézomètres (en rouge).

Dans les piézomètres, seuls deux prélèvements ont montré des concentrations supérieures à la LQ au niveau de piézomètres de bas de pente. Toutes les autres mesures ont montré des valeurs inférieures à la LQ. Par contre, les valeurs de DAR sont comprises entre 10 et 13 dans les piézomètres situés en haut de pente. Ces valeurs sont cohérentes avec les observations faites au niveau de la carrière de Saint-Martin-le-Noeud (valeurs du DAR atteignant 40) dans des eaux de percolation [START_REF] Chen | Transfer and degradation of the common pesticide atrazine through the unsaturated zone of the Chalk aquifer (Northern France)[END_REF]. On observe également des valeurs minimales (de 6 à 8) du DAR dans les piézomètres de bas de pente, les plus proches du cours d'eau (Figure 9). Cette diminution résulte d'un effet de dilution par l'eau de rivière, dont la valeur de DAR est comprise entre 3 et 13 en fonction des conditions hydrologiques. Ainsi, il est possible de confirmer les échanges nappe -rivière par l'étude de ce ratio.

Localisation des stocks de résidus et voies préférentielles de transfert

En comparant les ratios du DAR et du DTR en fonction des conditions hydrologiques et de la localisation des piézomètres, il est possible de schématiser les échanges napperivière (Figure 10). Dans les piézomètres les plus éloignés du cours d'eau, les ratios sont stables avec une absence de détection des résidus de terbuthylazine et une présence majoritaire de DEA, expliquant les valeurs de DAR comprises entre 10 et 13, malgré les fluctuations temporelles des concentrations en DEA et atrazine. Le processus de transfert expliquant ces valeurs correspond à de l'infiltration depuis les sols agricoles situés au-dessus. L'atrazine se dégrade en DEA au niveau des sols de surface, puis ces deux substances migrent lentement vers la nappe. Cependant, la zone non saturée étant épaisse à ce niveau, la terbuthylazine (nouvellement réhomologuée) n'est pas encore détectée. En revanche, les drains peuvent accélérer le transfert de ces produits vers le ru des Avenelles. Si la période de traitement par la terbuthylazine s'effectue dans ces conditions hydrologiques, il y aura alors une augmentation brutale des concentrations de cette matière active dans le cours d'eau et une diminution du DTR. Des traces de simazine et d'atrazine résiduels dans la spécialité commerciale seront également transférées, abaissant la valeur du DAR. Dans le cas B, en période de basses eaux, l'eau de rivière peut se réinfiltrer dans la nappe alluviale. Cette eau apporte alors les contaminants issus du ruissellement, des écoulements de subsurface et de drainage vers la nappe. Même si cet apport ne modifie pas vraiment les concentrations dans la nappe, le DAR diminue et la terbuthylazine est détectée. L'origine des résidus de terbuthylazine dans la nappe serait donc la rivière. Les apports par infiltration directement depuis les sols agricoles ne sont pas encore visibles, ce qui sous-entend que le sol et la zone non saturée constituent pour l'instant un réservoir de stockage de ces pesticides. Les Il faut cependant tenir compte des processus de rétention et de dégradation au sein des différents compartiments. Les études précédentes menées sur le bassin de l'Orgeval avaient permis de mettre en évidence que la dégradation et l'adsorption se produisent majoritairement dans le sol de surface. Une fois dans la zone non saturée, le transfert des résidus de pesticides est conservatif [START_REF] Schott Céline | La modélisation du devenir des pesticides : Recueil de données et utilisation du modèle agronomique STICS pour simuler les transferts sur le long terme. in "Quelle agriculture pour demain?[END_REF]. Ce temps de transfert étant de l'ordre de plusieurs années, des stocks de résidus se forment et augmentent le bruit de fond mesuré en rivière en dehors des périodes de traitement. C'est le cas notamment du métolachlor [START_REF] Blanchoud | Suivi à long terme des pesticides pour la compréhension de leurs processus de transfert à l'échelle du bassin versant[END_REF].

Pour comprendre le transfert à l'échelle du bassin versant, il faut donc intégrer les bilans de transfert sur plusieurs années.

Bilan de transfert des principaux pesticides suivis sur le bassin de l'Orgeval

Le bilan de transfert a été réalisé pour les principaux pesticides détectés dans le ru des Avenelles depuis 2010 jusqu'en 2019. L'année 2020 n'est pas représentée ici, car les interruptions de prélèvement au moment de la crise sanitaire n'ont pas permis d'obtenir une estimation fiable du bilan annuel. Les flux n'ont ainsi pas été calculés pour la terbuthylazine, car seules les années 2018 et 2019 pouvaient être représentées. Sur la période considérée, les flux de métolachlor sont majoritaires par rapport aux autres pesticides recherchés, atteignant 1,15 kg de matière active exportée en 2016 (Figure 11). L'année 2016 a été particulière, car une crue de grande ampleur s'est produite en mai et juin, peu de temps après les traitements herbicides de printemps. Si la concentration en Seine pour le métolachlor de 0,3 µg.L -1 ne semble pas particulièrement élevée pour cette période de l'année [START_REF] Mouchel | L'impact de la cxrue de 2016 sur la qualité de l'eau[END_REF], elle est associée à des débits élevés générés par un cumul de pluies Si le chlortoluron est moins utilisé que l'isoproturon (interdit en 2018), les flux exportés sont plus élevés (0,03% des apports). Ces deux molécules de la famille des phénylurées ont un usage similaire, ce sont donc leurs propriétés physico-chimiques qui justifient cette différence et notamment la durée de demi-vie, qui est courte pour l'isoproturon [START_REF] Lewis | An international database for pesticide risk assessments and management[END_REF] par rapport au chlortoluron.

Le S-métolachlor est l'herbicide le plus utilisé pour le désherbage du maïs, mais la quantité totale d'utilisation reste plus faible que pour le chlortoluron et l'isoproturon. Les exportations sont pourtant largement supérieures aux autres substances et le pourcentage d'exportation représente 0,1% des apports sur toute la période étudiée. Ce pourcentage est le plus fort, en lien notamment avec les très fortes concentrations enregistrées au printemps. Ce pourcentage est proche de ce qui était estimé pour l'atrazine au moment où elle était encore utilisée. Audelà des propriétés de ces deux herbicides, leurs pratiques phytosanitaires sont similaires (désherbage printanier du maïs). La détection d'autres substances pour cet usage malgré les faibles quantités utilisées, telles que la terbuthyazine (543kg depuis 2018) ou le nicosulfuron (544kg depuis 2008), laisse supposer que c'est la pratique de désherbage printanier du maïs qui représente une pratique à risque pour la qualité des eaux de surface. La présence des cultures en fond de vallée ou drainées doit en outre être un facteur aggravant.

Conclusion

Le suivi sur le long terme de la contamination permet de comprendre la dynamique de transfert des pesticides à l'échelle d'un bassin versant. La succession des pratiques phytosanitaires et surtout les modifications des homologations nous donnent une indication sur les temps de transfert depuis leur usage jusqu'à leur détection dans les eaux de surface et souterraines.

Les résultats de ce suivi montrent que la pression phytosanitaire exercée sur le bassin versant reste élevée. L'atrazine (herbicide pourtant interdit depuis 2003) et son produit de dégradation, la DEA, ont toujours un

Figure 1 .

 1 Figure 1. Le bassin versant de l'Orgeval (77) et situation des points de mesure des pesticides dans le ru des Avenelles (photo de droite) et les 5 piézomètres échantillonnés.

  Ainsi, le DAR (DEA sur Atrazine Ratio) et le DTR (DET sur Terbuthylazine Ratio) sont indépendants de cette perte en masse. Atrazine MM = 215,68 g.mol -1 DEA MM = 187,63 g.mol -1 Terbuthylazine MM = 229,71 g.mol -1 DET MM = 201,66 g.mol -1 Figure 2. Formules développées de l'atrazine, la DEA, la terbuthylazine et la DET et leur masse molaire.À partir des concentrations en ng.L -1 , les ratios sont calculés ainsi :

Figure 3 .

 3 Figure 3. Évolution des ventes en kg de certains herbicides utilisés sur le maïs en Seine-et-Marne (77).

Figure 4 .

 4 Figure 4. Évolution des achats annuels de certains produits phytosanitaires en kg utilisés pour le désherbage du maïs au niveau des communes du bassin des Avenelles à partir de la BNV-D.

L

  'évolution des concentrations en métolachlor, isoproturon et chlortoluron ayant déjà fait l'objet d'un précédent rapport(Blanchoud et al., 2018, un focus est réalisé cette année sur les résidus triaziniques. En effet, il est intéressant d'étudier leur dynamique au cours du temps pour comprendre les écoulements dans le système solnapperivière. Depuis l'arrêt d'usage de l'atrazine en 2004, les pics de contamination saisonniers se sont progressivement atténués et le bruit de fond fluctue avec un maximum en période d'étiage pour les dernières années (Figure 5). Cette dynamique est donc en lien avec des apports de nappes, qui sont devenus la principale source d'atrazine dans le cours d'eau, en période de contribution maximale de la nappe. Les stocks encore présents dans les sols sont progressivement dégradés en DEA qui continue d'augmenter jusqu'en 2016, date à laquelle une crue exceptionnelle s'est produite au printemps. Malgré les fluctuations saisonnières des concentrations en DEA et atrazine dans le cours d'eau, le DAR montre une évolution constante linéaire à l'augmentation jusqu'en 2018. Depuis 2018, ce ratio devient plus variable avec des valeurs allant de 4 à 14.

Figure 5 .

 5 Figure 5. Évolution des débits (en L.s -1 ; échelle de gauche) et des concentrations en atrazine et DEA (en ng.L - 1 ) ainsi que le DAR (*10 ; échelle de droite) dans le ru des Avenelles depuis 2008.

Figure 6 .

 6 Figure 6. Évolution des débits (en L.s -1 ; échelle de gauche) et des concentrations en simazine (en ng.L -1 ; échelle log de droite) dans le ru des Avenelles depuis 2008.

Figure 7 .

 7 Figure 7. Évolution des débits (en L.s -1 ; échelle de gauche) et des concentrations en simazine, terbuthylazine et DET (en ng.L -1 ; échelle log de droite) dans le ru des Avenelles depuis 2008.

Figure 8 .

 8 Figure 8. Relation entre les concentrations en simazine (graphe de haut) et en atrazine (graphe du bas) en

Figure 10 .

 10 Figure 10. Schéma récapitulatif des échanges nappe -rivière : coupe du transect du ru des Avenelles, la rivière étant à gauche. En bleu, les flèches représentent le transfert des résidus d'atrazine et en gris les résidus de terbuthylazine. Les valeurs de DAR (sur fond bleu) et DTR (sur fond gris) dans la nappe sont indiquées. Le dégradé de couleur indique le mélange métabolite-matière active (rouge pour le DET et vert pour la DEA). Dans le cas A du dessus, les hautes eaux favorisent l'exportation des composés présents dans le sol vers la rivière via les écoulements de subsurface ou les drains. Dans le cas B, le niveau de la nappe baisse, les drains ne fonctionnent plus et la rivière alimente la nappe.

  phase 8 -Rapport 2022 -Nouvelles contaminations par les pesticides et leur utilisation comme traceur des masses d'eau pesticides peuvent donc être utilisés comme traceur des échanges napperivière au niveau du bassin de l'Orgeval au cours d'un cycle hydrologique.

  de 75 à 100 mm en 3 jours sur le bassin de l'Orgeval, expliquant des flux anormalement élevés pour le métolachlor. Le flux des autres herbicides est également en augmentation, même s'ils n'étaient pas utilisés au printemps, en lien avec l'augmentation du débit notamment. Malgré le fait que les flux d'eau en 2018 soient plus élevés, les flux de pesticides associés ne sont pas aussi importants qu'en 2016. L'augmentation du débit n'explique donc pas forcément une exportation du stock de pesticides. En effet, en 2018, la crue s'est produite en hiver. Seul le chlortoluron, homologué pour le désherbage des céréales d'hiver, est susceptible d'être utilisé à cette période de l'année et on constate effectivement un flux exporté plus élevé que les 5 années précédentes, dépassant les 1000 g.an -1 (Figure11). Pour les autres substances, la crue de janvier 2016 n'a pas généré de transferts de pesticides vers les eaux de surface, mais plutôt un effet de dilution.

Figure 11 :

 11 Figure 11 : Bilans annuels d'exportation des principaux résidus de pesticides (en g.an -1 ) et des flux d'eau (en 10 4 m 3 .an -1 ) dans le ru des Avenelles.

  À partir des données d'usage ancien[START_REF] Schott Céline | La modélisation du devenir des pesticides : Recueil de données et utilisation du modèle agronomique STICS pour simuler les transferts sur le long terme. in "Quelle agriculture pour demain?[END_REF] et des données issues de la BNV-D présentées en 2.1, les intrants ont été calculés sur la période 1990 -2019 et comparés aux flux sur la période 2010 -2019 (Tableau 3). L'atrazine ayant été interdite en 2003, les intrants sont plus faibles que pour les autres matières actives. Cependant, des applications antérieures à 1990 ont dû être effectuées et les intrants sont donc sous-estimés. Pour compenser ce décalage par rapport aux autres pesticides, le flux d'exportation de DEA a été ajouté à celui de l'atrazine. La longue période d'utilisation de l'atrazine et sa persistance dans les sols et la zone non saturée expliquent qu'on en retrouve toujours des résidus, principalement sous la forme de DEA.Tableau 3 : Bilan entrée -sortie des pesticides dans le bassin en tenant compte des intrants sur la période 1990 -2019 et les exportations sur la période 2010 -2019, le pourcentage d'exportation et la DT50 ( 1 la DT50 vient de la PPDB ;[START_REF] Lewis | An international database for pesticide risk assessments and management[END_REF].

	substance	Intrants (kg)	Exports (kg)	%	DT50 (jour)
		1990 -2019	2010-2019	d'exportation	typique 1
	Atrazine (+DEA)	15000	1,6 (9,5)	0,01 (0,06)	75 (80)
	Métolachlor	26950	27,3	0,1	50
	Isoproturon	45800	4,7	0,01	12
	Chlortoluron	29500	8,7	0,03	33
			1150
			0

PIREN-Seine phase 8 -Rapport 2022 -Nouvelles contaminations par les pesticides et leur utilisation comme traceur des masses d'eau

Depuis 2008, un suivi continu a été mis en place pour évaluer la contamination des eaux de surface sur une partie du bassin de l'Orgeval. Ce bassin fait partie du GIS Oracle qui concentre les données hydrologiques et physico-chimiques(Oracle, 2019). Les prélèvements en continu sont réalisés à haute fréquence et moyennés mensuellement. Au-delà de la compréhension des processus de transfert, ce mode d'échantillonnage est adapté pour la comparaison des données de contamination avec les résultats de modélisation (flux, concentrations, Queyrel, 2014). Les 5 piézomètres échantillonnés sont positionnés sur le bassin des Avenelles. Les piézomètres PZ 1B, 2M et 3H sont situés selon un transect perpendiculaire au cours d'eau respectivement en bas, milieu et haut de pente alors que les PZ12 et PZ13 sont situés directement au bord du cours d'eau au niveau de la station de prélèvement du ru des Avenelles en rives droite et gauche respectivement. Les campagnes ont été réalisées le 29 octobre 2020, le 7 avril 2021, le 20 juillet 2021 et le 26 octobre 2021. Actuellement, 30 pesticides sont suivis (Tableau 1). Ces composés sont recherchés en fonction des pratiques actuelles et passées des agriculteurs, qui sont elles-mêmes directement liées aux types de cultures présentes en Seine-et-Marne. Certains pesticides, comme le glyphosate et l'AMPA, ne peuvent toutefois pas être suivis en raison de leur forte dégradabilité, incompatible avec le protocole de prélèvement choisi. Les analyses sont ensuite réalisées en LC/MS² après une extraction offline de 500 mL d'eau filtrée dopée avec un cocktail d'étalons internes sur cartouche Oasis HLB 3CC et concentrée à 0,7 mL.


Caitriona Carter

Jean-Marie Lescot

Kévin Petit

Odile Phelpin-Leccia

Olivier Piller

Sandrine Sabatié

Jean-Philippe Terreaux

Françoise Vernier

Improving synergies between rural and coastal areas to tackle the water quality issues: the COASTAL project

niveau recherche, publiés ou non, émanant des établissements d'enseignement et de recherche français ou étrangers, des laboratoires publics ou privés.

The Project

By combining local knowledge and scientific expertise in a co-creation process, the COASTAL project engages actors and stakeholders at all levels to improve coastal-rural interdependence and collaboration by identifying problems and setting up evidence-based business roadmaps and policy solutions, focusing on economic growth, marine spatial planning, and environmental protection, including inland water quality.

Improving synergies between rural and coastal areas to

tackle the water quality issues: the COASTAL project Description The territory of the Charente river basin is characterized by a strong agricultural activity (which depends on the water resource in its upstream part) and significant shellfish and tourist activities (depending on the quality of the water) in its downstream part. The availability and quality of the water resource constitute for that reason a major stake for development of this territory. Port infrastructures and marine energies also offer real opportunities for the joint economic development of the coastal and rural areas.

Ambition To strengthen policies for a sustainable development of the upstream and downstream parts of the basin and the coastal zone.

Through an integrated approach, to coordinate opportunities for economic development of coastal and rural areas while preserving the environment and in particular the water resource.

Case studies

Abstract #286

  in this cocreation process supported by graphical tools (Vensim, Mental Modeler) to gain in-depth understanding of the systemic transitions underlying the land-sea interactions. with system dynamic models using Vensim to produce multiple transition scenarios for key Business and Policy indicators. 4-From these practical business roadmaps and policy solutions are derived, which are easily updated in the models used to support the analyses.The Charente river basin and Pertuis sea Case studyContactsFlemish Institute for Technological Research (VITO) Environmental Modelling Unit (RMA) Scientific coordination project: Jean-Luc de Kok jeanluc.dekok@vito.be Coordination French case study: Jean-Marie Lescot, Françoise Vernier jean-marie.lescot@irstea.fr ; francoise.vernier@irstea.fr Project homepage www.h2020-coastal.eu Knowledge Exchange Platform COASTAL www.coastal-xchange.eu @h2020-coastal @coastal_euThis project has received funding from the European Union's Horizon 2020 research and innovation programme under grant agreement N° 773782

First

  Increase of population in coastal areas and high water demand particularly in summer  Water quality (Nitrate, pesticides, salinity of estuarine waters)  Irrigated systems in the river basin and lack of water in spring and summer  Shellfish farming and coastal industries overlooked in decision making for water management,  Need of better management of water resources for economic development both in the coast and inland areas Opportunities for regional development  Adaptation of farming industries (diversity of crops and systems, more sustainable/organic farming, better use of water…)  Creation and management of water storage (farmers organisations)  Adaptation of the water sector to climate changes and to increasing population: review of priorities in water uses, design of new policies to support economic activities Obstacles  New water storage projects lead to serious conflicts (between farmers and NGOs…)  Sectorial policies (inland/marine) need more integration  Environmental : effects of climate change, decreasing water resources, biodiversity (invasive species)

Scientific partners