| ClassificationMatrix | Chloride200200mg/l75Member State1689-84-5bromoxynil0.100.10µg/lµg(CN)/L75Member State6190-65-4Atrazine déséthyl0.100.10µg/lµg(CN)/L75Member State314-40-9bromacil0.100.10µg/lµg(CN)/L75Member State56449-18-4diuron0.100.10µg/lµg(CN)/L75Member State58-82-2hexazinone0.100.10µg/lµg(CN)/L75Member State2448-68-2Piperonil0.100.10µg/lµg(CN)/L75Member StateTetrachloroethylene10.0010.00µg/l°C75Member State |
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| ThresholdEstablishmentSummary | Conformément à l’annexe II.A de la GWD 2006/118/CE, les valeurs seuils n’ont été établies que pour les paramètres à risque et que pour les masses d’eau à risque c'est-à-dire à celles identifiées en 2004 comme risquant de ne pas atteindre le bon état chimique en 2015. Des adaptations à la marge de cette liste ont été réalisées au regard des données acquises depuis 2005.
La procédure générale de définition des valeurs est basée sur les recommandations du guide européen CIS n°18. Cette procédure est basée sur la prise en compte de deux types de « critères »
-des critères environnementaux (protection des écosystèmes aquatiques et des écosystèmes terrestres dépendants),
-des critères d’usage (protection de l’AEP dans les zones protégées pour l’eau potable et des autres utilisations légitimes : irrigation, industrie).
Le principe de la méthodologie proposée repose sur l’identification préalable d’une « valeur de critère » (VC) pour chacun des critères identifiés comme étant pertinent pour la masse d’eau (eaux de surface, AEP). Ces valeurs de critères sont en quelque sorte des valeurs seuils intermédiaires. Une comparaison de ces valeurs entre elles et de ces valeurs avec les fonds géochimiques permet au final d’aboutir à la valeur seuil à retenir.
Pour les nitrates et les pesticides, les normes inscrites dans l’annexe I de la GWD 2006/118/CE ont été conservées. |
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| ThresholdBackgroundSummary | La concentration de référence intervient dans le calcul de la valeur seuil. Théoriquement, si la concentration de référence est supérieure aux « valeurs de critères » citées précédemment, la valeur seuil est égale à la concentration de référence. Cette situation n’existe cependant pas en France. Soit une substance est entièrement d’origine naturelle, soit elle est entièrement d’origine anthropique. |
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| ThresholdEQOSummary | Lorsque les eaux de surface ou les écosystèmes terrestres sont identifiés comme des critères pertinents (des récepteurs à protéger) pour la dérivation des valeurs seuils, il est recommandé d’utiliser les NQE (Normes de Qualité Environnementale) pour les substances prioritaires et les autres substances de la directive 2008/105/CE ou toute autre valeur écotox pertinente, définie à l’échelle locale ou nationale. Lors de son transfert depuis un site de surveillance vers un cours d’eau associé, la concentration d’un polluant est susceptible d’être d’une part atténuée dans la nappe, et d’autre part d’être diluée par le débit amont du cours d’eau. C’est pourquoi une notion de facteur d’atténuation (FA) et/ou de dilution (FD) a été prévue. Ces facteurs peuvent être utilisés si les connaissances disponibles et l’échelle de travail le permettent. Dans le cas contraire, il est recommandé de simplifier la démarche et d’appliquer des facteurs = 1.
Les éléments précédents donnent les recommandations théoriques fournies au niveau français. En pratique, l’échelle des masses d’eau souterraine françaises (largement plus étendues que les masses d’eau de surface) et les niveaux de connaissance sur les relations nappes-rivières n’ont pas permis à ce jour
1/ d’identifier un transfert de polluant significatif de la nappe vers le cours d’eau
2/ d’utiliser ces facteurs d’atténuation et de dilution.
Par conséquent, la plupart des valeurs seuils reposent sur des normes de qualité pour la distribution d’eau potable. |
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| ChemicalStatusMethodSummary | La méthodologie d’évaluation de l’état chimique des masses d’eau souterraine est en accord avec l’article 4 de la GWD 2006/118/CE et avec le document guide CIS n°18.
Ainsi, la procédure suivante ne s’appliquera qu’aux masses d’eau à risque c'est-à-dire à celles identifiées en 2005 comme risquant de ne pas atteindre le bon état chimique en 2015. Des adaptations à la marge de cette liste ont toutefois été réalisées au regard des données acquises depuis 2004. Les masses d’eau qui ne sont pas à risque sont d’office classées en bon état.
Pour qualifier l’état chimique d’une masse d’eau souterraine, il est proposé, pour chaque masse d’eau à risque et chaque paramètre, de procéder selon les 2 étapes suivantes :
-Etape 1 : vérifier si pour un ou plusieurs points de surveillance (Contrôle de Surveillance et Contrôle Opérationnel), la moyenne arithmétique des moyennes annuelles des concentrations dépasse la valeur seuil ou la norme. Si aucun dépassement n’est observé alors la masse d’eau est en bon état. La période de référence pour l’évaluation de l’état des masses d’eau est de six ans (durée d’un programme de surveillance). En 2013, l’évaluation portera ainsi sur l’ensemble des données issues du contrôle de surveillance et du contrôle opérationnel sur la période 2007-2013. Pour le premier plan de gestion, les données disponibles ne permettent pas toujours de disposer de ces six années. La période prise en compte ici est variable et dépend d’une part des caractéristiques de la masse d’eau (vitesses d’écoulement, conditions climatiques, types de pression, etc…) mais également du nombre et de la nature des données disponibles.
-Etape 2 : si un dépassement est observé sur un ou plusieurs points de surveillance alors une « enquête appropriée » doit être menée. Celle-ci implique la mise en œuvre d’une série de « tests » qui permettront de vérifier si l’état de la masse d’eau doit réellement être considéré comme médiocre. Chaque test est appliqué dès lors qu’il est pertinent pour la masse d’eau considéré. A l’issue de chacun, l’état de la masse d’eau sera considéré comme « bon » ou « médiocre » pour ce test. Si pour au moins un test la masse d’eau est en état médiocre alors l’ensemble de la masse d’eau est classée en état chimique médiocre. |
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| QuantitativelStatusMethodSummary | Les objectifs de bon état quantitatif définis par la DCE se déclinent ainsi :
-assurer un équilibre sur le long terme entre les volumes s’écoulant au profit des autres milieux ou d’autres nappes, les volumes captés et la recharge de chaque nappe,
-éviter une altération significative de l’état chimique et/ou écologique des eaux de surface liée à une baisse d’origine anthropique du niveau piézométrique,
-éviter une dégradation significative des écosystèmes terrestres dépendants des eaux souterraines en relation avec une baisse du niveau piézométrique,
-empêcher toute invasion saline ou autre liée à une modification d’origine anthropique des écoulements.
Afin de vérifier que pour chaque masse d’eau ces objectifs sont respectés, une série de tests est appliquée (conformément aux recommandations du guide européen CIS n°18). Pour chaque masse d’eau, les tests pertinents sont appliqués :
-équilibre entre la recharge et les prélèvements,
-préservation des eaux de surface,
-préservation des écosystèmes terrestres associés,
-absence d’invasion saline ou autre liée à un déséquilibre quantitatif d’origine anthropique. Ce test est commun avec l’évaluation du bon état chimique.
Le bon état quantitatif d’une masse d’eau souterraine est atteint lorsque cette masse est en bon état pour chacun des tests pertinents. |
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| UpwardTrendAssessmentSummary | L’évaluation de la tendance ne concerne que les paramètres à risque et les masses d’eau à risque. Conformément à l’annexe IV.A.2.a.ii de la GWD 2006/118/CE : « Un premier exercice d'identification aura lieu au plus tard en 2009, si possible, en tenant compte des données existantes, dans le contexte du rapport sur l'identification de tendances dans le cadre du premier plan de gestion ». Par conséquent, lorsque sur une masse d’eau, les historiques disponibles sont insuffisants, il n’y n’a pas de rapportage sur les tendances dans le premier plan de gestion.
Lorsque les données le permettent et qu’une évaluation est réalisée, une méthode statistique est utilisée en fonction des données disponibles. Aucune méthode nationale n’est donnée. Il revient au district d’utiliser la méthode la plus adaptée à la masse d’eau.
Du point de vue des données à prendre en compte, des préconisations nationales sont toutefois fournies. Ainsi pour le premier plan de gestion, toutes les données disponibles sur le RCS et le RCO (y compris les données anté-2007 et les données acquises par d’autres producteurs dès lors qu’elles sont fiables) sont à utiliser.
A la Réunion, le manque de données historiques n'a pas permis d'évaluer la tendance générale. |
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| TrendReversalAssessmentSummary | Cette évaluation n’est à faire que pour les masses d’eau à risque et les paramètres à risque dès lors que les données disponibles le permettent. Dans ce cas, la méthode à appliquer dépend de chaque masse d’eau et est à choisir au cas par cas.
A la Réunion, le manque de données historiques n'a pas permis d'évaluer la tendance générale. |
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| StartingPointsSummary | Pour les masses d’eau à risque pour le paramètre « nitrates », le point d’inversion de tendance retenu est de 40mg/L, que la masse d’eau comprenne des zones vulnérables ou non.
Ce choix est destiné à harmoniser la mise en œuvre de la DCE et de la directive nitrates 91/676/CEE. Si la directive Nitrates ne définit pas explicitement de valeur de déclenchement des actions, la valeur de 40 mg/L a été adoptée au niveau français. Cette valeur de 40mg/L sera donc retenue comme point d’inversion de tendance pour les nitrates en zone vulnérable.
Cette valeur ne devrait concerner que les nitrates d’origine agricole en zone vulnérable mais l’identification de l’origine des nitrates n’est pas toujours aisée. De même, appliquer une valeur de 75% de 50mg/L c'est-à-dire 37.5mg/L en zone non vulnérable n’a pas tellement de sens. Ainsi par souci de faciliter la mise en œuvre de la DCE, une valeur unique de 40mg/L comme point d’inversion de tendance a été retenue. |
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| ExpandingPlumesSummary | sans objet |
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| TransBoundarySummary | non concerné |
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