(1) ENSAR, Laboratoire de Spatialisation Numérique, 65 Route de Saint-Brieuc, 35042 Rennes Cedex

(2) INRA, Unité de Science du Sol et de Bioclimatologie, 65 Route de Saint-Brieuc, 35042 Rennes Cedex

Nous remercions l'Agence de l'Eau Loire-Bretagne qui a financé cette étude dans le cadre d'un contrat de recherche. Nous remercions les experts qui ont été consultés lors du lancement de ce programme (Tableau 4). Nous remercions également Frédérique Simon qui a réalisé son mémoire de fin d'étude dans le cadre de ce programme.

1. Résumé
2. Introduction
3. Matériel
4. Méthode
5. Résultats
6. Discussion
7. Conclusion
8. Bibliographie
Liste des tableaux
Liste des figures

1. RESUME

Pour évaluer un risque parcellaire de contamination des eaux superficielles par les pesticides la méthode proposée suit les étapes suivantes : (1) identification des facteurs de risque. Cette liste de facteur a été proposée et validée après avoir consulté vingt-neuf experts régionaux et nationaux ; (2) chaque facteur de risque est traduit en un critère mesurable à l'échelle de la parcelle. Plusieurs critères sont évaluables directement sous système d'information géographique en utilisant simultanément des données d'occupation du sol, des données parcellaires et un modèle numérique de terrain ; (3) chaque facteur est subdivisé en deux, trois ou quatre modalités. Les seuils permettant de définir les modalités du facteur de risque ont été choisis en s'appuyant sur l'avis des experts ; (4) la technique de combinaison des facteurs de risque qui a été choisie est une technique hiérarchique de rang, la méthode SIRIS, déjà utilisée pour classer les molécules de pesticides.

Les facteurs de risques, les seuils et les modalités retenus ont été choisis en tenant compte du contexte régional de l'étude et en privilégiant les mécanismes de contamination des eaux de printemps et de début d'été qui se produisent principalement par ruissellement après les désherbages du maïs. Cette technique a été appliquée sur plusieurs bassins versants à la demande de l'Agence de l'Eau Loire-Bretagne. Dans cette article nous présentons une mise en oeuvre sur la partie aval du bassin versant de l'Aulne en couplant des données d'occupation du sol obtenues par traitement d'images satellitaires et un modèle numérique de terrain à pas de 20 mètres. La méthode d'évaluation des risque utilisée met en oeuvre cinq facteurs de risque renseignés automatiquement par système d'information géographique : distance hydraulique de la parcelle au réseau hydrographique, pente de la parcelle, longueur de la parcelle dans le sens de la pente, protection par une zone concave, protection aval par une culture minimisant le ruissellement. Les rangs de risque finaux calculés par la méthode SIRIS sont ensuite partagés en quatre classes de risque qui sont visualisés dans le système d'information géographique.

Cette méthodologie est aisément applicable à d'autre contextes régionaux et à d'autres mécanismes de contamination à condition de réexaminer les facteurs de risque, leur hiérarchie et le choix des modalités.

SUMMARY

2. INTRODUCTION

Des contaminations importantes des eaux superficielles par les pesticides sont de plus en plus fréquemment observées. Ainsi, le ministère français de la Santé (1994) a publié des résultats d'analyses des teneurs en atrazine de 6773 eaux d'origine diverse échantillonnées en 1991. Les analyses montrent que 37% des eaux brutes et 25% des eaux distribuées contenaient plus de 0,1mgl-1 d'atrazine et que 1,2% de la population suivie avait reçu de l'eau contenant plus de 2mgl-1 (In Barrioso et al., 1996). Cette contamination a pour partie et pour certaines molécules une origine agricole (Schiavon, 1995). La gravité de cette situation requière la mise au point d'outils de diagnostic et de décision pour mieux gérer l'espace agricole. Il faut d'une part identifier et hiérarchiser les facteurs de risque liés au milieu physique et aux situations culturales pour mieux localiser les zones sensibles. Il faut d'autre part proposer des solutions adaptées à un niveau de risque estimé.


Ces outils de diagnostic des situations sensibles dépendent des échelles d'espace, en relation notamment avec la disponibilité des informations. Par exemple, à l'échelle régionale, l'objectif est de hiérarchiser des bassins versants en fonction des caractéristiques climatiques, pédologiques et des systèmes de culture (BRGM, 1975-1979; Hollis, 1990, Aurousseau et al. 1996). Sur des bassins versants de quelques centaines d'hectares à quelques dizaines de km², ces paramètres sont généralement considérés comme homogènes ou ne sont souvent pas connus. C'est le cas général des constituants du sol, notamment de la teneur en matières organiques qui joue cependant un rôle important dans la rétention et la biodégradation des molécules. A cette seconde échelle, c'est un risque parcellaire que l'on cherche à définir. Celui-ci dépend de l'occupation du sol, des itinéraires techniques suivis et de la position de la parcelle vis à vis du réseau hydrographique. L'objectif est alors de fournir une aide à la décision quant à l'assolement des cultures dans le bassin versant et la recherche d'itinéraires techniques adaptés. Cette seconde échelle est essentielle car de nombreux travaux montrent en effet que les fortes contaminations des eaux par les pesticides ne sont pas liées de façon diffuse à l'ensemble de l'espace agricole, mais à quelques secteurs ou parcelles (Squillace and Thurman, 1992; Gillet et al., 1995). C'est à cette seconde échelle et dans ce cadre que se situe ce travail.


Les outils de diagnostic présentés ici sont basés sur les processus traitant du devenir des pesticides sans toutefois les traiter par un modèle déterministe. En effet ce type de modèle ne prend souvent pas en compte la complexité spatiale et temporelle de l'espace rural, de l'activité agricole et des aménagements anthropiques : contour parcellaire, drainage, haies...- qui déterminent de façon importante les conditions de propagation des pesticides le long des versants. C'est pourquoi les outils de diagnostic présentés ici partent au contraire d'une analyse spatiale détaillée de l'espace qui est complétée au niveau des processus par des dire d'expert. C'est en ce sens une démarche empirique : des facteurs de risque de contamination des eaux superficielles sont identifiés et hiérarchisés pour un contexte agronomique et hydropédologique donné. Cette démarche permet ainsi une simplification considérable des processus à prendre en compte pour mieux s'adapter au contexte d'étude. Les outils de diagnostic mis en oeuvre peuvent cependant être transposés à d'autres situations pédoclimatiques à condition d'analyser à nouveau la pertinence et la hiérarchisation des facteurs retenus.


Cet article expose une méthode d'estimation du risque parcellaire de contamination des eaux superficielles, au sein de bassin versant de taille allant de quelques centaines d'hectares à quelques milliers d'hectares. Cette méthode n'aborde que le classement des parcelles selon leur configuration géographique au regard des caractéristiques du milieu. Elle est fondée sur le même formalisme que la méthode SIRIS développée pour le classement des molécules (Vaillant et al., 1995). Cette méthode de rang est appliquée dans le contexte agronomique et hydrologique de la Bretagne pour fournir une estimation du risque parcellaire pour la contamination des eaux superficielles (France).


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3. MATERIEL

31. Contexte hydropédologique et agricole

Dans le contexte hydropédologique de la Bretagne, et dans une première approche traitant des risques de fortes contaminations des eaux par les pesticides suite aux traitements, l'intérêt d'une spatialisation des processus de transferts, notamment de l'occurrence d'écoulements rapides, paraît prioritaire par rapport à une spatialisation des processus biogéochimiques d'adsorption et de dégradation liés plutôt aux constituants, aux états hydriques et biogéochimiques du sol.



Du point de vue hydropédologique, la Bretagne présente un réseau hydrographique dense, de 0,7 km/km² à l'échelle des bassins versant d'ordre 1 (Crave et Davy, 1996) En fait ce chiffre recouvre de fortes variations. La densité du réseau hydrographique va de 0,5 km/km2 dans le Bassin de Rennes à 1,5 km/km2 dans les régions les plus arrosées de l'Ouest de la Bretagne (Aurousseau, travaux personnels non publiés). A ce réseau naturel s'ajoute un important réseau de fossés. Les zones humides sont très présentes en relation avec un substrat de faible perméabilité (schiste et granite) observable à faible profondeur. Ces zones sont présentes dans deux types de position dans les bassins versants. Elles sont le plus souvent riveraines au réseau hydrographique et correspondent à des sols lessivés dégradés de faible perméabilité qui conduisent en période de crue à des transferts latéraux rapides de subsurface (Curmi et al., 1995). Ces zones humides riveraines du réseau hydrographique représentent de 10 à plus de 15% de la surface des bassins versants. Ces zones humides peuvent être aussi présentes sur les versants ou en haut de topographie. Elles ont alors souvent été soumises à des drainages agricoles


Dans ce contexte hydrologique, la position relative des parcelles vis à vis du réseau hydrographique est importante. Celle-ci peut-être exprimée simplement en terme de distance géographique, ou en terme de distance hydraulique ou encore en tenant compte si possible des structures hydrographiques anthropiques (drains, fossés) qui assurent une liaison artificielle mais rapide et directe de la parcelle vers le réseau hydrographique. De même, la forme du versant et les aménagements à proximité du réseau hydrographique, ou entre la parcelle et le réseau tels que la présence de zones filtrantes ou de haies sont essentiels.


La Bretagne est par ailleurs une région d'élevage intensif qui a connu un considérable développement depuis quelques décennies. Ce développement de la production animale s'est accompagné d'une modification des systèmes de cultures. La culture de maïs, et en particulier le maïs ensilage, pivot de l'alimentation animale s'est considérablement étendue. Cette culture couvre actuellement 450 000 ha, soit près du quart de la SAU, dont un cinquième en monoculture. Cette culture est considérée comme une culture à risque pour la contamination des eaux (Gillet et al., 1995; Gascuel-Odoux et Heddadj, 1998a et b). Elle est sensible au ruissellement compte tenu de son faible recouvrement végétal (de 70 à 80% à son maximum de développement, durant deux mois par an si l'on considère le cas de la monoculture de maïs). L'application des herbicides, entre mai et juin, coïncide avec une période où l'occurrence d'averses de forte intensité sur sol nu conduit à des risques de ruissellement hortonien. Dans ce contexte, la géométrie (importance et localisation des parcelles de maïs) de la sole de maïs semble également jouer un rôle essentiel. Ce risque est d'autant plus accentué que les sols, en Bretagne, sont des sols limoneux, de teneur en matières organiques variables, allant de moins de 2% de matières organiques dans l'Est de la Région à plus de 7% dans l'Ouest (Leleux et al. 1988, Walter et al. 1996). Ils peuvent donc être sensible à la battance (Gascuel-Odoux et al., 1996).
A ces modifications de l'occupation du sol s'ajoutent des évolutions des structures paysagères. C'est le cas du réseau de haies qui a été pour partie arasé et ce de façon très variable à l'échelle de la Bretagne : 200 000 km de haies ont disparu en un demi siècle lors du remembrement des terres agricoles. Or ces haies jouent un rôle important dans l'infiltration des eaux de ruissellement (Mérot et al., 1998) et le dépôt des sédiments. Elles peuvent ainsi contribuer à limiter les contaminations des eaux par les pesticides.


32. Données

321. Le réseau hydrographique


Le réseau hydrographique est obtenu par numérisation des cartes topographiques au 1/25 000. Il est en mode vecteur. C'est un réseau permanent. Il peut être complété par le réseau obtenu par traitement du Modèles Numériques de Terrain (MNT), soit pour compléter un chevelu fin du réseau jugé mal représenté dans les cartes topographiques, soit pour corriger des erreurs ou des omissions manifestes (citation Ingenieries EAT). On peut y adjoindre, lorsqu'un relevé spécifique existe, le réseau de fossés qui n'est pas représenté sur ces cartes topographiques. On subdivise habituellement ce réseau de fossés en distinguant les fossés où l'eau stagne (que l'on nomme sous une appellation condensée “fossés stagnants”) et les fossés où l'eau circule (que l'on nomme sous une appellation condensée “fossés circulants”). Dans une première approche présentée ici, on ne considérera que le réseau hydrographique représenté sur les cartes topographiques.

322. Le MNT


Les MNTs utilisés ont été extraits du MNT régional qui couvre l'ensemble de la Bretagne au pas de 20 mètres et comprend 135 millions de noeuds. Ce MNT a été établi à partir des images SPOT et acquis auprès de l'ISTAR, filiale de SPOT Image. Pour les bassins versants dont la surface est comprise entre 500 et 10 000 hectares, le pas de 20 mètres a été gardé. Pour les bassins versants de plus grande surface, entre 10 000 et 100 000 hectares, ce MNT a été dégradé au pas de 40, en retenant régulièrement un noeud sur quatre. Ce MNT a été utilisé pour établir l'arbre de drainage et calculer les différents paramètres topographiques dérivés.

323. L'occupation du sol


L'occupation du sol est issue d'une classification d'images satellitaires. Il s'agit selon les cas d'images multispectrales SPOT ou Landsat Thematic Mapper (LTM). Deux séries d'images, une d'hiver et une série d'été, sont en général requises pour l'identification de certaines cultures. La techniques de traitement utilisée est de type classification supervisée. Les classes d'occupation du sol reconnues sont les suivantes : maïs, céréales à paille, prairies permanentes ou temporaires, surface inondées, surface imperméabilisées, bois. Dans le travail présenté ici, cette information a été fournie par le Laboratoire COSTEL (Université de Rennes II). Compte tenu de la résolution des images traitées, respectivement de 20 mètres avec SPOT et de 30 mètres avec LTM, le pixel des images classées a été fixé à 20 mètres. L'image finale est rectifiée et projetée sur le MNT (Figure 1).



Avec cette résolution des images de télédétection certaines identifications posent problème :

• D'une part, on ne peut identifier que le réseau bocager de largeur supérieure à 20 ou 30 mètres. Pour des largeurs inférieures, de l'ordre de 10 mètres par exemple, le signal résultant est un signal composite qui est interprété selon les cas comme du bois, de la prairie, de la culture ou du maïs. Pour identifier par traitement d'image un réseau de haies de quelques mètres de large, les images satellitaires ne conviennent pas. Il faut recourir à des images aériennes numérisées avec une plus haute résolution spatiale (pixel de 1 à 3 mètres).
• D'autre part, on ne séparer des parcelles jointives ayant même occupation du sol, même si elles sont séparées par un rideau d'arbres ou un chemin de moyenne largeur. Elles apparaissent alors comme une seule pseudo-parcelle.

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4. METHODE

41. Identification et hiérarchisation des facteurs. Choix des critères et des bornes.


Dans le contexte agricole et environnemental de la Bretagne tel qu'il a été rappelé, différents facteurs ont été retenus et hiérarchisés. Des experts ont été consultés lors du lancement de ce programme pour confirmer ces choix (Simon, 1994). Ces facteurs sont présentés dans la suite du texte selon leur ordre d'importance décroissante. Ils ont été traduit en critères qui permettent leur évaluation quantitative. Ces critères ont ensuite été partitionnés en classes. Selon les cas, deux, trois ou quatre classes maximum ont été choisies par critère.


Trois grands groupes de facteurs ont été considérés. Le premier groupe comprend deux facteurs liés aux écoulements rapides, que l'on considère l'écoulement de surface ou de subsurface, en prenant en compte (1) la distance hydraulique de la parcelle au cours d'eau et (2) l'existence éventuelle d'un drainage agricole artificiel. Le second groupe évalue spécifiquement les risques de ruissellement et d'érosion dans le versant par : (3) le gradient et (4) la longueur des parcelles dans le sens de la pente. Le troisième groupe évalue les possibilités d'infiltration et de dépôt en aval d'une parcelle donnée, en prenant en considération : (5) la forme de la pente, (6) l'occupation du sol ou (7) la présence d'une haie en aval de la parcelle considérée.


Les critères, leur mode de calcul et leur séparation en classe sont les suivants :

1 · La distance au réseau hydrographique est estimée en prenant en compte la distance entre le bas de la parcelle considérée et le réseau hydrographique. Il s'agit de la distance hydraulique calculée à partir du chemin de l'eau selon l'arbre de drainage établi à partir du MNT. Quatre classes sont considérées, avec les bornes suivantes : 1) nulle; 2) inférieure à 50 mètres; 3) entre 50 et 200 mètres; 4) supérieure à 200 mètres. Cette répartition prend en compte : la contiguïté au cours d'eau, les parcelles étroites et en lanière de bord de cours d'eau que ce soient des dispositifs enherbés ou des prairies, les parcelles de mi-versant, les parcelles de plateau.

2 · La présence ou non d'un drainage agricole est traduite selon deux modalités de présence ou absence. En effet de nombreux travaux montrent l'importance des drainages agricoles artificiels sur la contamination directe et rapide du réseau hydrographique par les pesticides (Wauchope, 1978).

3 · Le gradient de pente est considéré en prenant en compte comme critère, la moyenne des pentes de la parcelle, les pentes étant calculées au pas du MNT. Trois classes ont été retenues avec comme bornes intermédiaires 3 et 5%, correspondant à des seuils en terme de vitesse critique d'arrachement des particules (Poesen, 1984).

4 · La longueur de la parcelle, calculée dans le sens de la pente, intervient également sur les vitesses de ruissellement et donc sur l'arrachement des particules de sol. Elle donne également une indication sur l'importance de la surface contributive traitée. Des seuils intermédiaires de 50 et 150 mètres, correspondant respectivement à des parcelles de petite, moyenne et grande tailles dans le contexte étudié, ont été adopté.

5 · La forme de la pente entre la parcelle et le réseau hydrographique est prise en compte en considérant comme critère la concavité de la parcelle ou la présence d'une zone concave en aval de la parcelle considérée. On évalue ainsi les possibilités d'infiltration ou de sédimentation en bas de versant, à la faveur d'une rupture de pente, comme c'est le cas dans les profils de pente convexo-concaves généralement rencontrés. Trois classes ont été considérées : la parcelle a une forme concave ; elle est protégée à l'aval par une zone de forme concave sur le chemin hydraulique entre le bas de la parcelle et le réseau hydrographique, ou elle n'est pas protégée par une telle zone concave.

6 · Dans le même axe visant à évaluer les possibilités d'infiltration et de dépôt à l'aval de la parcelle considérée, l'occupation du sol en aval de la parcelle est prise en compte. Le critère retenu est la longueur du chemin hydraulique à l'aval de la parcelle correspondant à une occupation du sol considérée comme favorable à l'infiltration de l'eau : ici prairies et bois. Trois modalités ont été retenues, avec comme bornes intermédiaires 50 et 150 mètres.

7 · Toujours dans cet axe, la présence d'un talus associé à une haie en aval de la parcelle est un facteur retenu, avec deux modalités de présence ou absence.


Le tableau 1 présente d'une façon synthétique ces sept facteurs de risque, leurs modalités et leurs codifications. Dans cet article, nous présentons à titre d'illustration les résultats obtenus avec une méthode simplifiée prenant en compte cinq parmi les sept facteurs de risque cités : 1, 3, 4, 5, 6.


42. Méthode de combinaison des facteurs et spatialisation


Une fois les critères et les intervalles de classes choisis pour chacun des facteurs de risque, la question qui se pose est celle du choix de la méthode de combinaison ou de conjonction des facteurs. De nombreuses méthodes existent. Le plus souvent, la méthode utilisée est la plus simple, c'est la méthode de pondération ou l'arbre de décision. La méthode de pondération a été écartée car elle pose le problème délicat du choix des coefficients de pondération. L'arbre de décision prend à l'opposé pas en compte le problème du rôle de la conjonction des facteurs.


Nous avons fait le choix d'utiliser une méthode de rang, utilisée par les Ministères Français de la Santé, de l'Environnement et de l'Agriculture pour le classement des molécules : la méthode SIRIS (Vaillant et al., 1995). Cette méthode transforme des critères de décision quantitatifs ou qualitatifs, en variables qualitatives ordonnées. Cette stratégie ne limite donc pas l'information aux seules variables quantitatives. L'agrégation de différents critères est possible quelle que soit la nature des critères. On procède ensuite à un classement des critères par ordre de risque et à un choix de classes également rangées par ordre d'importance. Aux modalités défavorables sont attribuées des pénalités dont le total conduit à un rang sur une échelle de risque. La conjonction de modalités défavorables amplifie ainsi la pénalisation. Cette graduation des risques suit donc des règles logiques simples. Cette simplicité est un gage de flexibilité pour tester la sensibilité du modèle aux différents facteurs ou pour l'adapter à d'autres contextes, soit différents ou soit mieux informés. On peut alors ajouter ou choisir d'autres facteurs, modifier leur hiérarchisation, changer les critères ou les classes. Cette simplicité correspond aussi à l'imperfection des connaissances actuelles sur les processus de transfert des pesticides : une évaluation plus sophistiquée comprendrait sans doute aussi une part d'arbitraire plus importante.

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5. RESULTATS

Cette méthode a été appliquée à plusieurs bassins versants de Bretagne. Nous ne présentons ici que les résultats relatifs à la partie aval du bassin versant de l'Aulne dans la région de Chateaulin. Dans la base de données sous SIG, un identifiant est attribué à chaque parcelle. Il lui est aussi attribué une classe d'occupation du sol par importation des données d'occupation de sol dans le MNT (figure 1). Un premier module informatique a pour charge de calculer les critères correspondant aux facteurs de risque. Un deuxième module, indépendant du premier, a pour charge de calculer la note finale, c'est-à-dire le rang SIRIS de chaque parcelle. Une procédure d'interrogation parcelle par parcelle est disponible au niveau du logiciel. Elle permet d'afficher les valeurs des différents critères (figure 2). L'étendue des rangs SIRIS est ensuite partagé en quatre classes, correspondant à quatre niveaux de risque des parcelles de maïs (figure 3). Les notes de rang SIRIS s'étendent en théorie de 0 à 226, pour le cas traité ici comportant cinq facteurs de risque avec 2, 3 ou 4 modalités. La parcelle qui présente, dans le cas d'étude, le risque le plus grand a une note SIRIS de 130. En effet dans le contexte du bassin versant de l'Aulne, les parcelles les plus à risque ne combinent pas simultanément tous les facteurs de risque. Les parcelles collées au réseau hydrographique se trouvent dans une situation de pente faible et en zone concave. Leur rang est alors du type D0d0d et leur note SIRIS de 130 (parcelle type 2 du tableau 3).


On peut constater que les rangs SIRIS des parcelles de maïs sont distribués régulièrement (figure 3). Les bornes des quatre classes de risque choisies sont les suivantes : 32, 60, 92. Une représentation cartographique, selon ces classes, peut alors être réalisée (figure 4).


L'effet de la hiérarchie des facteurs peut être décrit (Tableau 2) : seul le premier facteur de risque peut à lui seul avoir une effet primordial sur la classe de risque finale. Les autres facteurs ne peuvent à eux seuls placer une parcelle dans une classe maximale de risque. C'est alors la combinaison des facteurs qui joue. Les tableaux 2 et 3 illustrent bien que cet effet souhaitée par l'utilisation de la méthode SIRIS vis à vis de la combinaison des facteurs.


Le rang SIRIS a été calculé pour quelques parcelles se trouvant dans des situations types dans le bassin versant (tableau 3). Il permet de vérifier la vraisemblance des classements obtenus.

Les parcelles qui sont dans la classe de risque le plus élevé (rang SIRIS supérieur à 92) sont les suivantes :

• la parcelle de type 1 qui combine tous les facteurs de risque. Ce type de parcelle peut se rencontrer dans des vallons d'amont à profil transversal en V : parcelle convexe, collée au réseau hydrographique, en pente forte, orientée dans le sens de la pente, protégée par aucune zone tampon. Cette situation reste malgré tout assez rare.
• la parcelle de type 2 qui se rencontre assez souvent en particulier dans le cas des vallées à fond plat comme sur l'Aulne inférieur dans la région de Chateaulin ; il en est de même pour la parcelle du type 3, allongée perpendiculairement à la pente ;
• les parcelles du type 4 et 5 qui sont à plus de 50 mètres du réseau hydrographique mais combinent d'autres facteurs de risque.
• Les parcelles de type 6 et 7 montrent des combinaisons de facteurs conduisant à une classe de risque 3. Les parcelles de type 8, 9 et 10 montrent des combinaisons de facteurs conduisant à une classe de risque 2.
• Les parcelles de type 11 montrent une des combinaisons conduisant à un des rang SIRIS les plus faibles : parcelle convexe mais protégée par une zone concave et une culture minimisant le ruissellement, dans le sens de la pente mais en pente faible et loin du réseau hydrographique, par exemple en situation de plateau faiblement incliné en position d'interfluve.

6. DISCUSSION

61. Adéquation des données aux processus de contamination des eaux


D'autres facteurs n'ont pu être retenus ici faute de données à résolution spatiale suffisante pour fournir une information spatialement distribuée, voire parcellaire. C'est le cas des facteurs pédologiques. Il s'agit en particulier de la teneur en matière organique, de l'indice de battance (Aurousseau et al., 1996) et de la profondeur des sols qui jouent respectivement sur la rétention des molécules, le ruissellement hortonien et le ruissellement par saturation.

C'est aussi le cas des caractéristiques climatiques qui peuvent varier notablement sur des bassins versants d'ordre 3 ou 4. Il s'agit par exemple de l'intensité pluviométrique et du cumul pluviométrique (Aurousseau et al., 1996) qui modifient l'occurence du ruissellement hortonien et du ruissellement par saturation. Il s'agit aussi de la durée moyenne entre la date d'application des molécules et la première pluie, facteur souvent cité dans la bibliographie et qui peut être traduit par un critère tel que la fréquence des pluies d'importance supérieure à un seuil donné, facteur qui peut lui aussi varier notablement à ces échelles. Leur introduction dans le formalisme SIRIS pourrait être envisagée si des données étaient disponibles.

Enfin, la hiérarchie des facteurs, et implicitement, celle des processus de transfert, est liée aux caractéristiques des molécules, et notamment de leur solubilité. Par exemple les écoulements de surface et de subsurface concerne surtout les molécules les plus solubles telle que l'atrazine alors que le ruissellement concentré par rigoles ou ravines concernera un panel plus large de molécules. Là aussi le modèle pourrait être élargi en hiérarchisant au plus près les risques en fonctions des caractéristiques des molécules et des processus hydrologiques associés.


62. Intérêt et limite du modèle d'estimation d'un risque parcellaire


La démarche présentée ici se limite à une évaluation spatiale pour des processus qui se déploient en fait dans l'espace et le temps. Les apports de pesticides en agriculture se font selon un calendrier agricole assez bien connu. Les herbicides du maïs sont apportés entre une et trois fois, entre le début mai, en pré-levée, et fin juin, en rattrapage au stade 6-8 feuilles, alors que les traitements sur blé se font plus fréquemment mais essentiellement durant la période hivernale. De même, le ruissellement hortonien concerne la période printemps-été en relation avec une occurrence d'averses de forte intensité et des cultures de maïs encore peu couvrantes, alors que le ruissellement par saturation, les écoulements de subsurface, les écoulements liés au drainage agricole concernent surtout la reprise des écoulements en automne et en hiver.


Les facteurs retenus ici traduisent essentiellement des risques de contamination des eaux par les désherbant du maïs dus à des écoulements rapides dans la période proche des traitements. On pourrait s'attacher à traiter d'autres cas comme celui de la contamination des eaux par les herbicides du blé en période hivernale. Cependant l'établissement d'un modèle dynamique, donnant une évaluation du risque à la fois en terme d'exposition et d'effet, intégré sur une période de temps donnée est encore éloignée. En effet, cette extension nécessiterait de prendre en compte de façon explicite les variations des quantités disponibles, et donc les processus de dégradation et de rétention, ce qui alourdirait considérablement la démarche et requièrerait sans doute d'autres choix méthodologiques.


La transposition de ce modèle à d'autres contextes géographiques, tant physiques qu'agronomiques, passe par une reformulation du modèle, en terme de choix et de hiérarchie des facteurs, de choix des classes. Cette reformulation, une fois réalisée, est par contre facile à mettre en oeuvre informatiquement dans le cadre de la méthode SIRIS. La transposition est techniquement simple à condition de disposer d'un diagnostic fiable des facteurs de risque. Cette démarche s'apparente à une démarche d'expert formalisée dans un modèle de structuration et de spatialisation des facteurs de risque. Dans l'état actuel, la validation expérimentale par des mesures de contamination des eaux s'avère difficile compte tenu du coût, de la variabilité spatiale et temporelle des concentrations en pesticides dans les eaux à l'échelle des bassins versants. Les données obtenues à ces échelles confortent cependant la hiérarchie des premiers facteurs retenus dans le contexte de l'étude tels que l'importance de la surface en maïs, la distance de la sol au ruisseau ou l'existence d'un drainage agricole (Gillet et al., 1995).


Cette démarche peut être envisagée à d'autres échelles. A l'échelle du bassin versant, elle permet, comme on l'a vu, de localiser les domaines géographiques les plus sensibles aux risques d'écoulements rapides et donc de contamination des eaux. Il s'agit alors d'identifier les secteurs géographiques où des actions prioritaires doivent être mise en oeuvre pour limiter cette contamination. A l'échelle de l'exploitation, la distribution statistique des évaluations parcellaires, leur répartition géographique peut permettre à la fois de faire un diagnostic des contraintes physiques qui pèsent sur l'exploitation en relation avec le système de production et de culture. A l'échelle de la parcelle, ce diagnostic doit conduire à une adaptation raisonnée de l'assolement et des itinéraires techniques en fonction d'une estimation du risque parcellaire. Les outils mis en oeuvre actuellement dans cette démarche répondent bien à l'objectif de diagnostic des secteurs à risque sur des bassins versants pilotes, démarche qui est actuellement mise en oeuvre sur quelques bassins versants représentatifs de la Bretagne. Ce sont des outils qui requièrent encore des moyens sophistiqués (station de travail, environnement Unix). La mise en oeuvre de cette démarche requière des outils plus conviviaux déployés sur des supports courants (PC). Elle est en fait possible, la principale difficulté étant du côté de la disponibilité des bases de données géographiques, MNT au pas de 20 mètres et données d'occupation du sol obtenues à partir d'images satellitaires.

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7. CONCLUSION

Une approche de l'évaluation d'un risque parcellaire pour la contamination des eaux superficielles a été proposée ici. Elle repose sur un choix et un classement de facteurs, eux même traduits en critères qualitatifs ordonnés en terme de risque, et combinés selon la méthode SIRIS. Ces facteurs prennent essentiellement en compte la topographie, l'occupation du sol et les structures paysagères. Ils s'attachent ainsi à évaluer les risques d'écoulements rapides donnant lieu à des pics de concentration en pesticides dans les eaux superficielles dans la période suivant les traitements herbicides.

Cette méthode est ici développée dans le contexte hydropédologique et agricole de la Bretagne. Elle s'attache au cas particulier de la contamination des eaux par les désherbant du maïs. Elle est recommandée pour le classement des parcelles à risque sur les bassins versants de démonstration dans le programme Bretagne Eau Pure N°2. Elle a été présentée devant deux instances nationales : le Comité de Liaison et le Conseil de l'Information Géographique du Ministère de l'Agriculture. La simplicité de la méthode permet son adaptation à d'autres contextes moyennant une structuration adaptée de l'information.

Cette démarche vise à localiser les secteurs les plus sensibles pour la contamination des eaux sur des bassins versants pilotes. Il s'agit d'identifier les secteurs où des actions prioritaires doivent être menées pour limiter ces contaminations. Cette démarche pourrait aussi être développer, avec cependant des outils plus conviviaux, pour discuter des modifications de l'assolement ou des itinéraires techniques, en fonction des contraintes imposé par le milieu physique à l'échelle de la parcelle et de l'exploitation agricole.

8. BIBLIOGRAPHIE

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Liste des tableaux

Tableau 1 : Les sept facteurs de risque retenus, leur modalités et leur codification : D = très défavorable, d = défavorable, m = moyennement défavorable, 0 = non défavorable.

Tableau 2 : Effet de la méthode SIRIS sur le plus petit rang et le plus grand rang de risque, ainsi que sur la plus petite et la plus grande classe finale de risque.

Tableau 3: Analyse de onze parcelles type : facteurs de risque, rang SIRIS et classe finale de risque.

Tableau 4 : Liste des experts consultés pour proposer une liste de facteurs de risque et une hiérarchie de ces facteurs


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Liste des figures

Figure 1 carte de l'occupation du sol. Cette carte résulte de l'importation dans le MNT d'une image d'occupation du sol classée selon cinq classes. La variable occupation du sol a été ensuite transformée en cinq couches binaires d'occupation du sol : parcelles de maïs, de céréales, de prairies, de bois, surfaces minérales (routes et urbain), eau. Ces cinq couches binaires sont ici représentées en surcharge sur une représentation hypsométrique de l'altitude. Trois modes de visualisation sont permis : visualisation 2D à plat, en bloc diagramme 3D ou en survol virtuel interactif temps réel à partir d'un logiciel et d'une machine de réalité virtuelle.

Figure 2 : Interrogation ponctuelle dans le logiciel de traitement de MNT, " MNTSURF ". Cette interrogation fournit le numéro de la parcelle de maïs (label de la parcelle), les valeurs numériques des cinq facteurs de risque et le rang SIRIS de la parcelle.

Figure 3 : Histogramme des rangs SIRIS sur le bassin versant de l'Aulne. Cet histogramme est une des fenêtres graphiques du logiciel de traitement du MNT, " MNTSURF ".

Figure 4 : Bloc diagramme 3D représentant l'occupation du sol et le rang de risque SIRIS des parcelles de maïs. L'occupation du sol est représentée en cinq classes d'occupation du sol : parcelles de maïs (orange), de céréales (jaune), de prairies (vert clair), de bois (vert foncé), surfaces minérales : routes et urbain (gris), eau (bleu). Ces cinq couches binaires sont ici représentées en surcharge sur une représentation hypsométrique de l'altitude. L'indice de risque SIRIS a été calculé pour chaque parcelle de maïs et partitionné en quatre classes de risque, représentées en quatre niveaux de couleur allant de l'orange clair au rouge. Trois modes de visualisation sont permis : visualisation 2D à plat, en bloc diagramme 3D ou en survol virtuel interactif temps réel par traitement par un logiciel et une machine de réalité virtuelle.


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