Cartographie des zones potentielles d'érosion dans le bassin versant de la Tomifobia par le capteur spatial ASTER et le modèle SWAT

Fgculté 4es lettres et sciences humaines

l/nivef-sité 4e Sbet-brooke

Qrtogi-gpbie 4es zones potentielles 4'éfosion 43ns le bassin vefs^nt

4e I3 Tomifobig p^f le capteur sp^ti^l ASTER,

et le mo4èle 5WAT

r

Méignie Des^utels

Mémoii-e pi-ésenté pouf l'obtention 4u gf34e 4e Maître ès sciences CM.Se.)

en géogf^pbie, cheminement télé4étection

L'utilisation de l'eau comme source d'approvisionnement en eau potable demeure l'un des

principaux usages de cette ressource. Il est donc important de s'assurer d'une eau potable de

qualité afin de minimiser les risques pour la santé. Les sédiments, issus de l'érosion des sols,

contribuent à diminuer la qualité de l'eau, autant par leurs impacts écologiques qu'économiques.

L'objectif principal de cette recherche est de cartographier à l'échelle du sous-bassin les zones

potentielles d'apport en sédiments pour le bassin versant de la rivière Tomifobia en vue d'établir

des zones d'intervention prioritaires. Cet objectif tient compte des besoins d'information de la

communauté locale. Afin de réaliser cet objectif, nous avons utilisé le modèle Soil and Water Assessment Tool (SWAT). Ce modèle intègre des données topographiques, pédologiques, météorologiques et d'utilisation du sol. Ces dernières ont été obtenues par le traitement d'images du capteur ASTER. Le bassin est majoritairement forestier (58 %). Pour le milieu agricole, il s'agit principalement de prairies/pâturages (25 %) suivi des céréales (7 %) et du maïs (5 %). Les résultats obtenus sont présentés sous forme de carte de risque d'apport en sédiments et en phosphore. Pour l'érosion, les valeurs potentielles d'apport en sédiments pour le bassin versant sont de 62 284 tormes/hectare pour 2002. Pour ce qui est du lac Massawippi, les valeurs potentielles d'apport en sédiments sont de 41 702 tormes/hectare pour 2002. Une analyse de

sensibilité du modèle a été réalisée afin de voir comment ce demier réagissait à des changements d'utilisation du sol. Cette étude est la première étape réalisée afin de modéliser l'ensemble du processus d'érosion (ablation, transport et sédimentation) pour mieux établir l'impact des sédiments sur le lac Massawippi et aussi de départir la provenance des sédiments pour établir la

quantité de polluants pouvant s'y rattacher.

Identification sign^hétique

Desautels, Mélanie (2004) Cartographie des zones potentielles d'érosion dans le bassin versant de

la rivière Tomifobia à l'aide de l'observation spatiale et du modèle SWAT. Mémoire de maîtrise, Université de Sherbrooke, Sherbrooke, 56 p.

Mots dés

Liste des figures

iii

Liste des tableaux iv

Liste des annexes v

Remerciements vi

1. Introduction 1

2. Problématique 2

2.1. Informations de base sur le site d'étude 2

2.2. Problématique du milieu agricole 3

2.3. Cas d'étude intégrant des modèles 5

3. Obj ectifs de recherche 8

4. Hypothèses de recherche 8

5. Limitations de ' 1 étude 9

6. Site d'étude 10

7. Méthodologie de recherche 14

8. Résultats de recherche 25

8.1. Topographie du bassin et occupation du sol 25

8.1.1. Modèle numérique d'altitude 25

8.1.2. Occupation du sol 27

8.1.3. Matrice de confusion de l'occupation du sol 29

8.2. Ruissellement par l'eau de pluie et sédiments érodés 30

8.2.1. Ruissellement par 1 ' eau de pluie 30

8.2.2. Sédiments érodés 31

8.4. Analyse de sensibilité du modèle 37

8.4.1. Modification de 1 ' utilisation du sol 37

8.4.2. Modification de la quantité de précipitations 39

8.4.3. Implantation de bandes riveraines 40

9. Interprétation et discussion des résultats 41

9.1. Ruissellement et zones potentielles d'apport en sédiments 41

9.1.1. Ruissellement 41

9.1.2. Sédiments 42

9.2. Utilisation du modèle SWAT 43

10. Vérification des hypothèses 44

11. Conclusion et recommandations 45

Liste des figur-Es

Figure 1 : Localisation du bassin versant de la rivière Tomifobia 11

Figure 2 : Profil en long des rivières Tomifobia et Niger 13

Figure 3 : Organigramme méthodologique 15

Figure 4 : Localisation des sous-bassins versants de la rivière Tomifobia 16

Figure 5 : Schéma de la modélisation de SWAT pour l'érosion 17

Figure 6 : Comparaison de la délimitation des sous-bassins 18

Figure 7 : Modèle numérique d'altitude du bassin versant de la rivière Tomifobia 25

Figure 8 : Représentation des pentes du bassin versant de la rivière Tomifobia 26

Figure 9 : Carte de l'occupation du sol dans le bassin en 2002 27

Figure 10

:

Comparaison des données hydrométriques 2000 et 2002 pour l'été et l'automne

32

Figure 11 : Carte de ruissellement pour 2000 34

Figure 12

:

Zones potentielles d'apport en sédiments pour 2000

34

Figure 13 : Carte de ruissellement pour 2001 35

Figure 14 : Zones potentielles d'apport en sédiments pour 2001 35

Figure 15 : Carte de ruissellement pour 2002 36

Figure 16 ; Zones potentielles d'apport en sédiments pour 2002 36

Liste des tableawx

Tableau 1 :

Répartition par production animale des unités animales dans le bassin

12

Tableau 2

: Comparaison entre la délimitation manuelle et le modèle SWAT

des sous-bassins .. 18

Tableau 3

:

Paramètres pédologiques nécessaires au modèle SWAT

20

Tableau 4 ; Identification des bandes de l'image classifiée 21

Tableau 5

; Stations météorologiques utilisées pour la modélisation

22

Tableau 6

:

Pondération pour les critères du calcul du risque de phosphore

24

Tableau 7

:

Occupation du sol dans le bassin de la Tomifobia en 2002

28

Tableau 8 ; Occupation du sol par sous-bassins versants de la Tomifobia en 2002 28

Tableau 9 ; Indices d'erreur de la classification de l'utilisation du sol 30 Tableau 10 : Valeurs hydrométriques pour 2000, 2001 et 2002 31

Tableau 11 : Modification du pourcentage de maïs dans le sous-bassin 9 39

Tableau 12 : Impact de l'augmentation simulée du maïs dans le bassin de la Tomifobia 39

Tableau 13 : Impact annuel d'une augmentation des précipitations sur le bassin 40

Tableau 14 : Impacts simulés de l'implantation de bandes riveraines forestières sur le bassin ....40

Annexe 1 : Variogrammes 53

Annexe 2 : Matrice de confusion de la classification de l'utilisation du sol 54

Annexe 3 : Tables de résultats 55

Remerciements

Mon travail de maîtrise s'inscrit dans le cadre du projet de recherche OSMEDAL (Observation

Spatiale et Modélisation des sources d'Érosion et de pollution Diffuse dans les bassins versants

Agricoles alimentant des Lacs) financé par le Conseil de recherches en sciences naturelles et en génie du Canada (CRSNG). Je tiens également à remercier le Fonds québécois de la recherche sur la nature et les technologies (FQRNT) duquel J'ai reçu une bourse d'étude.

Ce projet a été réalisé avec l'appui de différents intervenants dont Roberto Toffoli, Réjean Gilbert et Huguette Martel de la Direction Estrie du ministère de l'Agriculture, des Pêcheries et de

l'Alimentation du Québec (MAPAQ).

Je tiens également à remercier André Lavoie, chargé du projet OSMEDAL, pour l'appui et l'aide

qu'il m'a fournis tout au long de ma maîtrise ainsi que Pierrot Richard pour son support et son

aide lors de ma campagne de terrain. Je tiens aussi à remercier Ferdinand Bonn, mon directeur de

maîtrise, pour l'appui constant qu'il m'a apporté ainsi que les opportunités qu'il m'a offertes. Ce

Suite à la publication de la politique de l'eau, le gouvernement du Québec reconnaît que l'eau est

un enjeu important du XXI^ siècle. L'utilisation de l'eau comme source d'approvisionnement en

eau potable demeure l'un des principaux usages. Il est donc nécessaire de bien connaître et

d'améliorer la qualité de l'eau afin d'assurer une eau potable propre à la consommation (Ministère de l'Environnement du Québec, 2002a). Afin d'atteindre ces objectifs, plusieurs paramètres doivent être pris en considération dans l'analyse de la qualité de l'eau. Nommons entre autres, la turbidité et les matières en suspension pour lesquelles les normes sont maintenant plus sévères (Ministère de l'Environnement du Québec, 2002). Pour ces paramètres, les sources de pollution sont généralement reliées aux activités agricoles et forestières, aux rejets municipaux et industriels ainsi qu'au ruissellement urbain (Hébert et Légaré, 2000).

En milieu agricole, la pollution est dite diffuse puisqu'elle provient de l'ensemble du territoire et

que les sources sont difficilement identifiables par opposition aux sources dites ponctuelles. Les polluants d'origine agricole atteignent les cours d'eau par ruissellement ou par écoulement

souterrain. Selon Hébert et Légaré (2000, p. 4),

« L'intensification des cultures et le recours à certaines pratiques culturales,

combinés à une utilisation excessive d'engrais et de pesticides, ont engendré une

dégradation des sols et augmenté les phénomènes d'érosion et de transport vers

les cours d'eau de divers contaminants. »

Il importe donc de bien identifier les zones potentielles d'érosion afin de limiter, dans les cours

d'eau, la quantité de sédiments et de polluants se rattachant aux particules de sol. Cependant,

cette identification n'est pas toujours facile puisque l'érosion peut se produire sur tout le

territoire. Elle peut toutefois être facilitée par l'utilisation de modèles de pertes de sol.

La présente recherche s'inscrit dans le cadre du projet OSMEDAL

(Observation spatiale et

modélisation des sources d'érosion et de pollution diffuse dans les bassins versants agricoles alimentant des lacs) financé par le Conseil de recherches en sciences naturelles et en génie du Canada (CRSNG) pour une durée de quatre ans (2002-2006). En plus de l'Université de Sherbrooke, différents instituts et partenaires travaillent dans le cadre de ce projet dont

l'Université de Montréal, l'Université Laval, l'Université McGill, l'IRDA et l'INRS-ETE. À

Brochets, le bassin versant de la rivière Boyer et le bassin versant de la rivière Tomifobia, ce dernier n'étant pas étudié préalablement, contrairement aux deux autres sites.

2. PP-OBLÉMATIQUE

2.1. Informations 4e base sur le site 4'étu4e

La rivière Tomifobia est le principal affluent du lac Massawippi, im lac réservoir. En effet, les quatre prises d'eau aménagées dans le lac Massawippi alimentent environ 5000 personnes en eau potable. La rivière Tomifobia est une rivière à méandres où l'érosion est active à certains endroits à l'intérieur du lit. A plusieurs endroits, les berges sont érodées augmentant ainsi la quantité de

sédiments se retrouvant dans le cours d'eau et atteignant le lac (Chiasson, 2002). Le delta en expansion, situé à l'embouchure de la rivière, témoigne d'ailleurs de l'importance de la quantité de sédiments transportés dans la rivière (Clairoux, 2002).

De plus, dans le bassin, on note la présence d'activités agricoles pouvant engendrer de l'érosion ou un apport de sédiments. Ces activités sont surtout axées sur la production laitière et les pâturages. Cependant, on retrouve aussi des zones de cultures annuelles. Ces cultures sont problématiques pour deux raisons : elles laissent les sols dénudés durant plusieurs mois à chaque année et elles demandent des quantités importantes de fertilisants. Si ces fertilisants ne sont pas totalement absorbés par les plantes, il en résulte une accumulation d'éléments nutritifs, comme le

phosphore, l'azote et le potassium, dans les sols (Weld et al, 2001). Ces éléments peuvent ensuite être transportés vers le réseau hydrographique par infiltration et lessivage de l'eau dans le sol

et/ou par ruissellement.

L'association de protection du lac Massawippi craint donc une dégradation possible de la qualité de l'eau du lac qui pourrait entraîner diverses conséquences autant économiques qu'écologiques. En effet, le lac Massawippi est une des zones de villégiature les plus importantes de l'Estrie. Pour

comprendre davantage la situation, l'Association a créé en 1998 le Comité de bassin Massawippi-Tomifobia qui est maintenant un comité légal autonome (Clairoux, 2002). Le comité travaille à

améliorer la qualité de l'eau du lac Massawippi et de ses principaux tributaires, dont la rivière

2.2. Pi-oblémgticjue cju milieu ggHcole

En milieu agricole, les terres consacrées aux cultures annuelles présentent souvent une faible

couverture végétale pour protéger le sol. La distance entre les rangs de culture et la présence de

sols dénudés au printemps font de ce territoire un milieu favorable aux processus d'érosion. 11 est

cependant difficile, dans l'étude d'un grand territoire, d'identifier les zones d'apport en sédiments

puisque ces derniers peuvent avoir plusieurs sources (exploitation forestière, agricole, sites de

construction, etc.).

En plus des risques liés à la faible couverture du sol par la végétation, le compactage du sol par la

machinerie augmente les risques d'érosion en modifiant la structure du sol (McBride et al, 2000). En effet, un sol est composé d'un agencement de particules et de vides qui permettent la

circulation de l'eau, de l'air et des substances nutritives. Lorsqu'un sol est compacté, la densité

apparente du sol augmente également, ce qui occasionne différents effets, dont une moins grande

perméabilité, une moins bonne aération, un réchauffement plus difficile du sol au printemps et un sol plus résistant à la pénétration des racines (McBride et al, 2000). Au Québec, ce phénomène est assez important pour avoir été classé au cinquième rang des préoccupations liées à la dégradation des sols (McBride et al, 2000).

L'utilisation de certaines pratiques agricoles limite les risques d'érosion. Ainsi, des études ont

démontrées que l'utilisation d'un travail réduit du sol entraîne une diminution moyenne de 40 %

de la lame d'eau ruisselée comparativement à un travail conventionnel (Larocque et al, 2002). Une étude de Guertin et al réalisée en 1995-1996 démontre également que les volumes d'eau

ruisselée sont plus élevés lorsqu'il y a eu labours que lorsqu'on utilise le semis-direct ou le chisel

(Guertin et al, 2000).

De plus, l'absence de bande riveraine contribue aussi à augmenter l'apport de sédiments dans le

réseau hydrographique (Larocque et al, 2002). En effet, les bandes riveraines réduisent la vitesse

de l'écoulement des eaux de ruissellement et favorisent l'infiltration de l'eau, ce qui contribue à

la sédimentation des particules de sols. La bande riveraine est généralement plus efficace pour

retenir les sédiments lorsqu'elle est combinée à des pratiques de contrôle de l'érosion et du

ruissellement (CCSE, 2004). Les bandes riveraines permettent également de stabiliser les berges

et de régulariser les débits ainsi que la température de l'eau. De plus, elles contribuent à réduire

les flux de phosphore transportés par les eaux de ruissellement et les eaux souterraines (Larocque

et al, 2002).

Une chose est cependant certaine : peu importe leur provenance, la présence de sédiments dans

l'eau entraîne plusieurs conséquences négatives. Pour la faune, leur présence peut être néfaste,

entre autres, par le comblement des frayères, la réduction des habitats ainsi que par l'abrasion et

le colmatage des branchies des poissons qui peut provoquer une asphyxie (Gayraud et al, 2002).

Les sédiments ont également un impact sur la qualité de l'eau. Ils réchauffent l'eau créant ainsi

une diminution de la quantité d'oxygène dissous, ils augmentent la turbidité et diminuent la

transparence (Hébert et Légaré, 2000). De plus, en s'accumulant dans les plans d'eau, les

sédiments fournissent un milieu idéal pour l'implantation de plantes aquatiques. Finalement, leur

présence dans l'eau cause une augmentation des coûts de traitement de l'eau potable (Hébert et

Légaré, 2000).

Le ruissellement, et plus particulièrement les sédiments,

joue également un rôle important dans le

transport des polluants, particulièrement en ce qui concerne le phosphore. En effet, il a été

démontré que la majeure partie du phosphore particulaire s'attache aux sédiments pour se

retrouver dans les cours d'eau (Weld et al, 2001, de Wit, 2000, Dorioz et Ferhi, 1994). La

quantification et la localisation des zones de ruissellement deviennent donc très importantes

puisqu'elles nous renseignent sur la présence de phosphore. Aux États-Unis, on considère

d'ailleurs les sédiments, particulièrement les particules fines tels les limons et les argiles, comme

un polluant au même titre que le phosphore ou les nitrates puisqu'ils constituent un moyen de

transport privilégié pour plusieurs polluants (Ongley, 1996).

Une étude de Dorioz et Ferhi (1994) a d'ailleurs démontré que l'apport de phosphore particulaire se fait principalement lors de courtes périodes liées aux phases de ruissellement. Dans cette étude, on note que 90 % du phosphore particulaire est transféré en une dizaine de jours, lors d'événements hydrologiques intenses comme, par exemple, la fonte des neiges. De plus, les

apports de phosphore particulaire les plus importants se produisent en période de fortes crues et

lorsque la couverture du sol par la végétation est faible. Il devient donc important de mettre en place des pratiques anti-érosives sur le territoire agricole où les sols sont à nu au printemps afin

Un autre aspect non négligeable de l'apport de sédiments et de nutriments est leur impact sur

l'eutrophisation des plans d'eau. En effet, ce phénomène de vieillissement des plans d'eau est une

conséquence d'un ajout de phosphore, d'azote et de carbone. Comme l'azote et le carbone sont

disponibles librement par un échange entre l'atmosphère et l'eau et que l'azote atmosphérique

peut être fixé par les cyanobactéries, le phosphore devient donc le principal facteur limitant la

croissance et la prolifération des plantes aquatiques, donc l'eutrophisation de l'eau (Weld et al,

2001). Ainsi, un ajout de phosphore occasionne une forte croissance des plantes aquatiques et des

algues. Les risques d'obtenir de faibles concentrations en oxygène dissous dans l'eau durant la

nuit sont alors plus élevés puisque la respiration des végétaux aquatiques consomme l'oxygène,

ce qui peut présenter un risque pour les poissons

(Hébert et Légaré,

2000).

2.5. Cas cj'étucje intégrant des modèles

Pour étudier ces phénomènes, plusieurs chercheurs ont mis en place des modèles. Les modèles

sont une simplification de la réalité. Ils permettent de représenter ime problématique à l'aide de

différents paramètres et de faire des simulations pour mieux prédire l'effet de nos pratiques et de

l'occupation du sol sur certains paramètres, dont l'érosion. En ce qui concerne l'hydrologie,

l'érosion et le ruissellement de surface, il existe plusieurs modèles. Une revue des modèles

disponibles a donc été nécessaire afin de choisir le modèle le plus approprié aux objectifs de la

recherche. Le choix du modèle repose sur plusieurs critères qui ont été déterminés et analysés en fonction des besoins de l'étude et des caractéristiques du bassin versant de la Tomifobia. Pour

mener à bien la recherche, le modèle choisi doit intégrer peu d'intrants puisque les données sur le

bassin sont rares. De plus, comme le bassin n'est pas jaugé, le modèle ne doit pas intégrer nécessairement une section de calage. Le calage permet d'adapter un modèle, qui ne peut être

universel, aux conditions géographiques locales. Donc, faute de données hydrométriques, nous ne pouvons faire cette étape de modélisation d'où l'importance que cette dernière ne soit pas obligatoire. Le modèle choisi doit également être capable de gérer l'hétérogénéité du territoire,

l'échelle d'analyse et les conditions climatiques du Québec. Finalement, il doit être continu et non basé sur un événement afin de permettre une simulation agrégée dans le temps.

Ces critères limitent l'utilisation de modèles comme le modèle MIKE-SHE, qui est difficilement applicable sur des bassins versants non-jaugés compte tenu de ses étapes de paramétrisation et de

calage ainsi que de la complexité des intrants qu'il intègre (Bouraoui et Théo, 2000). De plus, les modèles AGNPS (Agricultural non-point source pollution) et ANSWERS (Areal nonpoint source watershed environmental response simulation) ont été mis de côté car ils sont utilisés généralement sur des cellules d'une superficie d'un hectare (Engel et al, 1993), tout comme les modèles CREAMS et GLEAMS (Shepherd et al, 1999).

Van Liew et al (2003) ont fait une étude comparative de deux modèles, le modèle SWAT (Soil

and Water Assessment Tool) et le modèle HSPF (Hydrologie Simulation Program-Fortran). Le modèle HSPF est l'im des modèles les plus complet pour prédire le ruissellement et les sources d'apports diffuses comme les sédiments et les pesticides. Pour sa part, le modèle SWAT, plus

flexible, a été développé pour prédire les effets de différentes pratiques de gestion agricole. Pour

faire cette étude comparative, les deux modèles ont été calés et validés à partir de données d'un

bassin versant de 610 km^ situé près de la ville d'Oklahoma. Les résultats démontrent que le

modèle SWAT est plus facile d'usage. La préparation des intrants climatologiques demande plus de temps dans le modèle HSPF. Suite à leur application sur dix sous-bassins, les résultats des deux modèles semblent comparables. Le modèle HSPF dorme de meilleurs résultats sur les sous-bassins utilisés pour le calage, alors que SWAT dorme de meilleurs résultats sur les sous-bassins

servant à la validation. Les résultats de SWAT

semblent également plus constants que ceux de

HSPF.

Les simulations produites par le modèle HSPF

au niveau des réponses hydrologiques pour

un site spécifique possédant les intrants nécessaires sont meilleures. Toutefois, la méthode des

« SCS runoff curve number » utilisée dans SWAT correspond mieux pour les régions agricoles où pas ou peu de dormées sont disponibles pour le calage.

Pour leur part, Santhi et al (2001) ont appliqué le modèle SWAT sur le bassin versant de la rivière Bosque, au Texas, qui fait 4277 km^. L'utilisation du sol de leur territoire d'analyse était

variée, de même que les types de sols. Les données utilisées comprennent la topograplùe, la

pédologie, l'utilisation de sol, l'application de lisiers, les données météorologiques et les

pratiques agricoles. Dans le cadre de cette étude, afin de caler le modèle, des variables comme le

« runoff curve number » et le facteur C

de l'équation universelle de perte de sols, ont été ajustées.

Le modèle SWAT

a été utilisé pour simuler différentes utilisations du sol et pour étudier les

effets de différentes pratiques agricoles. Pour la partie de calage du modèle, les valeurs simulées

et mesurées concordent généralement bien pour la phase hydrologique et le calcul des sédiments.

Pour ce qui est des sédiments, il existe une relation significative (R^ =

0,81) entre les valeurs

mesurées et les valeurs prédites. Toutefois, les valeurs prédites, autant pour les processus

hydrologiques, les sédiments et les nutriments, sont généralement plus faibles que celles

mesurées (Santhi et al, 2001).

Shepherd et al (1999) ont également utilisé le modèle SWAT pour modéliser le transport de

nutriments à l'échelle du bassin versant. La plupart des intrants nécessaires au modèle sont disponibles dans les bases de données américaines. De plus, en divisant le territoire en sous-bassins, SWAT permet d'analyser un grand bassin tout en limitant le temps de calcul. Cependant, le nombre de paramètres intégrés dans le modèle réduit la capacité d'analyser les erreurs qui peuvent s'être produites lors de la simulation. Toutefois, l'intégration du modèle dans un système d'information géographique lui confère un avantage considérable sur les autres modèles

(Shepherd et al, 1999).

Plus récemment. Kirsch et al (2002) ont utilisé le modèle SWAT pour bâtir un modèle permettant

de mieux quantifier les apports en phosphore provenant de sources ponctuelles et diffuses. Les

buts de la modélisation étaient d'estimer les moyennes annuelles d'apport en phosphore, les contributions relatives des sources ponctuelles et diffuses et les changements sur les moyennes annuelles à la suite de l'application de bonnes pratiques agricoles. Pour mesurer l'impact des

changements dans les pratiques agricoles, six scénarios de gestion ont été simulés. Afin de

s'assurer de la validité des résultats, le modèle a également été calé à partir de données provenant de deux sous-bassins expérimentaux. Les résultats de la modélisation démontrent que le modèle SWAT aide dans l'identification des zones d'apport élevé en phosphore et en sédiments. Toutefois, l'identification des sources individuelles demande des données plus précises, puisque généralement 90 % des pertes aimuelles en phosphore proviennent de moins de 1G % du territoire (Kirsch et al, 2002).

Une étude réalisée dans le sud du Québec sur le bassin versant de la rivière aux Brochets a

également utilisé ce modèle dans le but de développer des indicateurs agroenvironnementaux

associés aux pertes diffuses de phosphore (Deslandes et al, 2002). L'objectif de cette étude était de réaliser un diagnostic fiable concemant la pollution agricole. Il s'agissait d'adapter, à l'échelle

du bassin versant, des indicateurs développés à l'échelle de la parcelle (Deslandes, 2003). Dans ce contexte, le modèle SWAT a été utilisé pour modéliser les facteurs liés au transport du phosphore (Deslandes, 2003).

3. OBJECT1F5DER.ECHERCHE

Les objectifs de cette recherche tiennent autant compte de la nécessité de comprendre les

phénomènes d'érosion que des besoins du milieu. En effet, le comité de bassin Massawippi-Tomifobia a des besoins précis en matière de données, entre autres, en ce qui concerne l'érosion. Les trois principaux objectifs de la recherche sont :

♦ Identifier par sous-bassin versant les zones les plus vulnérables à l'érosion.

♦ Estimer les zones potentielles de pertes en phosphore particulaire en superposant les risques

d'érosion et les intrants en phosphore.

♦

Évaluer la capacité du modèle SWAT à prédire les sources d'apport en sédiments dans un

territoire caractérisé par une topographie de collines.

Beaucoup de modèles distribués utilisent une matrice pour discrétiser l'espace, alors que le

modèle SWAT utilise des unités homogènes de réponse hydrologique. Une description plus

détaillée ainsi que les raisons qui nous ont amené à choisir ce modèle se trouve dans la section

méthodologique.

4-. Hypothèses de recherche

Suite à la problématique et aux objectifs que nous venons d'énoncer, trois hypothèses de

recherche ont été retenues. Les deux premières concernent l'occupation du sol et la capacité du modèle SWAT à traiter les changements pouvant survenir à ce niveau. La troisième hypothèse touche l'utilisation d'images du satellite ASTER pour la classification de l'occupation du sol. Les

trois hypothèses de recherche sont :

♦ Le modèle SWAT permet de développer un scénario mesurant l'effet d'une augmentation des

♦

Le modèle SWAT permet d'évaluer l'utilisatlDn et l'efficacité des bandes riveraines sur la

quantité de sédiments atteignant les cours d'eau.

♦

L'utilisation d'images multispectrales ASTER permet une classification précise de l'occu

pation du sol aidant à identifier adéquatement les zones potentielles de source de sédiments.

5. Limitations de l'étvde

Compte tenu du fait que le bassin versant n'est pas jaugé, nous sommes seulement en mesure

d'indiquer, selon des classes, les zones les plus sensibles à l'érosion et de faire une estimation de

la quantité de sédiments érodés en tonnes/hectare/an. En effet, nous ne disposons pas de

l'équipement adéquat pour déterminer précisément la quantité et l'intensité des précipitations

tombant sur le bassin versant puisqu'il n'y a qu'une seule station météorologique sur le bassin.

De plus, nous ne disposons pas d'une carte pédologique précise de la région. Finalement, comme

le modèle utilisé est américain, certains paramètres relatifs à la pédologie ont dû être estimés à

l'aide de tables de référence puisqu'ils ne font pas partie de la classification utilisée au Canada.

Conséquemment, nous ne sommes pas en mesure de foumir des valeurs absolues et réelles

concernant la quantité de sédiments produits dans le bassin. Ces valeurs sont présentées

seulement dans le but de foumir une échelle de comparaison entre les différents scénarios réalisés

dans le cadre de la recherche et pour évaluer leur importance relative. Toujours au niveau de la

modélisation, nous avons intégré seulement les composantes se rattachant à l'érosion produite sur

le territoire. Les composantes se rapportant au transport des sédiments en rivière n'ont pas été

utilisées faute d'avoir les intrants nécessaires sur la dynamique de la rivière Tomifobia.

Dans le cas des zones potentielles de pertes en phosphore particulaire, nous ne pouvons déterminer que des classes de risque. En effet, des résultats précis et quantifiables ne peuvent être

foumis puisque le bassin versant n'est pas équipé pour évaluer la quantité de phosphore lessivé et

dissous dans le sol qui est récoltée par le réseau de drainage agricole. Nous pouvons donc

seulement estimer le risque représenté par le phosphore attaché aux particules de sol et qui atteint

le réseau hydrographique par missellement. De plus, les teneurs des sols en phosphore pour la

région n'étaient disponibles qu'à l'échelle des municipalités régionales de comtés

(MRC). Cette

échelle ne peut être utilisée dans la recherche, car elle n'est pas assez précise. La teneur des sols

en phosphore n'a donc pas été considérée alors qu'il s'agit d'un paramètre important dans le bilan

du phosphore. Un rapport du Ministère de l'Environnement du Québec devrait être publié prochainement et inclurait des données par municipalité plutôt que par MRC.

Les données agricoles proviennent des fiches d'enregistrement des exploitations agricoles qui

intègrent des informations sur l'exploitation agricole, les productions végétales, les productions

animales et les pratiques agricoles. Une autre limite de la recherche est l'aspect de confidentialité

des données agricoles. Nous ne pouvions donc obtenir des informations relatives à chacun des exploitants agricoles du bassin. Une agrégation des données agricoles a donc été effectuée à

l'échelle des sous-bassins versants. Un minimum de quatre et un maximum de sept agriculteurs

ont été agrégés ensemble. De plus, les informations provenant des fiches d'enregistrement ne tiennent pas compte de la localisation des champs agricoles. En ce sens, les champs d'un exploitant agricole peuvent être situés à l'extérieur de la limite du sous-bassin où se trouve le

centroïde de l'exploitant. Dans certains cas, les champs peuvent même être situés à l'extérieur du bassin versant étudié. L'utilisation de ces données peut donc générer une erreur. Cependant, pour établir un diagnostic réaliste de la situation dans le bassin, elles ont été utilisées, faute de mieux.

6. Site d'étvde

Le site d'étude est le bassin versant de la Tomifobia, situé en Estrie. Cette rivière constitue le

principal tributaire du lac Massawippi (figure 1). Le territoire d'étude couvre une superficie de

430 km dont 20

%

se trouvent dans l'état du Vermont aux Etats-Unis. Il regroupe les

municipalités régionales de comté

(MRC)

de Coaticook et de Memphrémagog dans une propor

tion respective de 82

%

et de 18 %.

La population du bassin, pour la partie canadienne, peut être

estimée à environ 7500 personnes et à 1350 personnes pour le secteur du Vermont. (Ministère des Affaires municipales, du Sport et des Loisirs, 2002; Desautels, 2000)

En ce qui concerne la partie canadienne du bassin, la majorité du territoire est sous couvert

forestier (56 %). Cependant, près de 34

%

du territoire est occupé par les activités agricoles, la

production laitière étant la principale activité de ce domaine. Cette présence importante de la production laitière fait en sorte que la majorité des terres cultivées sont en foin ou en pâturage (67 %). Cependant, les cultures annuelles, comme le maïs, l'avoine, le soya ou le blé, connaissent

une augmentation représentant près de 33

%

des terres en culture en 2002 comparativement à

25 % en 1995 (Gilbert, 2000, Prud'homme, 2003).

724000 73<»000 74S0Q0 5016000 5OOSO0O 5000)00 4992000 4984000 ■ ■orift W TOftitfûDia s

Souzct: CoRBimiion 4t to{MW/nui ai Qu*b*c Lac Massawippi Ayer's CliÊE Rmère Niger ■V

\

Rivière Tomifobia

Sf?

Vj

>

'Ml

H,

V

A

IWi! Stanstead Legendc U Limite du bassin versant Réseau hydrographique

Frontière Canada/Etats-Unis

■s/ Réseau routier

_Kilom^Ues RésIiséeparMéluàe Desautels_{Projection UTM Nad83} /\ 5016000 5008000 ^00000 4992000 4984000 724000 736 000 748 OOG

Le tableau 1 présente les différentes unités animales (u.a.) du bassin versant. Au total, le bassin

compte 13 328 u.a. soit une moyenne de 31 u.a./km^. On remarque que la production animale la

plus importante demeure les bovins laitiers et de boucherie. Il est à noter également que les porcs

d'engraissement occupent le deuxième rang des unités animales.

Nombre de bêtes U.A. Autres productions animales 1053 201

Bovins de boucherie 3373 2346 Bovins laitiers 7891 5994 Chevaux 50 50 Ovins 822 151 Porcs d'engraissement 16 400 3489 Porcs en pouponnière 1500 90 Porcs maternité 8504 861 Veaux lourds 224 45 Volailles 24 620 101 Total 64 437 13 328

Source : Déclaration 2000 de la fiche d'enregistrement des exploitations agricoles, MAPAQ, 2002 Tableau 1 : Répartition par production animale des unités animales dans le bassin

Parmi les cours d'eau d'importance qui drainent le territoire, autre que la rivière Tomifobia, on note son principal affluent, la rivière Niger (figure 2). Le territoire drainé par la Niger représente

'y

175 km , soit 41 % du bassin versant de la rivière Tomifobia. Un barrage implanté en 1929 sur la

Niger à la hauteur des chutes Burroughs a créé un réservoir. Ce barrage, le plus haut en Estrie avec ses 19 m, constitue ime barrière pour les sédiments provenant de la rivière Niger (Desautels, 2000). Les autres cours d'eau présents sur le territoire sont de moindre importance hydrologique. Ils sont cependant considérés dans l'étude puisqu'ils jouent un rôle majeur en drainant les terres

agricoles et forestières du bassin versant. Ils peuvent ainsi amener une importante quantité d'eau et de sédiments lors d'événements hydrologiques.

Le profil en long des rivières Tomifobia et Niger (figure 2)

ainsi que la forme arrondie du bassin

(figure 1) nous confirment également la vitesse rapide à laquelle peut répondre le bassin lors

d'événements hydrologiques ou lors de la fonte des neiges. Ainsi, compte tenu de la pente de la rivière Tomifobia et de l'apport d'eau provenant de la rivière Niger dans le secteur plat d'Ayer's Cliff, il n'est pas surprenant de noter des inondations à cet endroit au printemps (Chiasson, 2002).

600 500 400 iyièrelNiger Me -CpaiTipagnô Bâche omercy Bail Rjock-lslan Benson Ciité Slôeper-t sec e R ai rbmirobiâj iôynton HIv le r<^ô rmfo blâ "O 3 -t-Gï inrttra utès-^ —vi/iiliam .zpj 200 ■ 100 -J^ j—i \ I T î-~" 10 30 40 50

Distance à partir du lac Massawippi (km)

70 80

Figure 2 : Profil en long des rivières Tomifobia et Niger

Le bassin fait partie de la région physiographique des Appalaches. Le relief passe de plat à vallonné. Le point culminant du bassin versant, soit 732 m, est situé au sud-ouest du lac Lyster dans le Vemiont. L'altitude la plus faible se trouve dans le secteur d'Ayer's Cliff et elle est de

7. MÉTHODOLOGIEPERECHER.CHE

Suite à la revue de la littérature présentée dans la définition de la problématique, la méthodologie de recherche a été élaborée. Cette dernière est présentée à la figure 3. L'étape découlant de la

définition des objectifs et des hypothèses de recherche est le choix du modèle de pertes de sol

utilisé, puisque ce dernier détermine les intrants qui seront nécessaires à la suite du travail. Ainsi,

pour le calcul de l'érosion et du ruissellement, le modèle choisi est le modèle Soil and Water

Assessment Tool

(SWAT)

développé par le Département d'Agriculture des États-Unis. Comme

ce modèle a été conçu pour des bassins versants non-jaugés, son utilisation sur le bassin versant de la rivière Tomifobia devient donc intéressante puisque ce bassin n'est pas instrumenté jusqu'en 2003. Des stations de jaugeage ont maintenant été installées afin de mesurer la hauteur

d'eau et les matières en suspension.

Le modèle SWAT est un modèle abondamment cité dans la littérature (Manguerra et al, 1998; Saleh et al, 2000; Santhi et al, 2001; Shepherd et al, 1999; Spruill et al, 2000; Deslandes, 2003). De plus, il est entièrement intégré dans un système d'information géographique. En effet, il utilise des données géoréférencées et l'interface du logiciel Arc View puisqu'il constitue une extension de ce dernier, ce qui en facilite grandement l'application (Di Luzio et al, 2001).

Le modèle SWAT s'applique à différentes échelles et peut être utilisé sans problème sur un bassin versant (Manguerra et al, 1998; Saleh et al, 2000; Santhi, 2001; Shepherd, 1999; Deslandes, 2003). Ce modèle a un pas de temps journalier et il est également capable de gérer l'hétérogénéité du territoire (Arnold et al, 1998). Pour les fins de la recherche, seuls les composantes sur le calcul de l'érosion générée sur le territoire seront intégrées. Pour ce faire, le modèle utilise l'équation universelle de perte de sol modifiée (MUSLE) (Arnold et al, 1998).

Cette équation remplace le facteur d'énergie des précipitations de l'équation universelle de perte

de sol (USEE) par un facteur d'énergie qui tient compte du produit du volume de ruissellement de surface et de la pointe de débit du ruissellement (Smith et al, 1984). La charge en sédiments est ainsi exprimée sous la forme :

Y=ll,8(Qqp)°-'^K)(C)(P)(SL)

(1)

♦ Y = la charge en sédiments (tonnes métriques) ♦ Q = ruissellement de surface (m^)

♦

qp =

pointe de débit de ruissellement

(mVsec)

♦

K

=

facteur d'érodabilité du sol

♦

C

=

facteur de gestion des cultures

♦

P

=

facteur des pratiques anti-érosives

Définition de la problématique i

I

'

Revue de la littératutre

X

Définition des objectifs et des hypothèses

Choix du modèle z Méthodologie Hypsométrie Canada 1:20000

ÉTJI;

24500

Hydrologie 1:20000 Réalisation du MNA Arc View

Délimitation du bassin versant Carte pédologique 1:126 420 Rapports 1 Évaluation des paramètres Images ASTER multidates (2) I Correction Géoréférence , r I -Classification de l'utilisation du sol Unités homogènes de réponse hydrologique Données météorologiques

Réalisation de scénarios avec SWAT et

analyse des modifications des résultats

Zones potentielles d érosion Données MAPAQ Légende filtrants •» Extrants

Analyse des résultats

<-Rédaction

Zones potentielles d'îQiport en phosphore

Le premier objectif de l'étude est de cartographier les zones d'apport en sédiments à l'échelle du sous-bassin versant, afin d'identifier les zones les plus problématiques. Le territoire a donc été

divisé en 31 sous-bassins, les sous-bassins 23, 25 et 26 étant situés majoritairement aux

États-Unis (figure 4).

JipîL 73Î000 745000 5005000 m 5000 -«85000 -y' 28 30 11 29 14 31 21 15 22 17

«

h

20 16 27 J23 \ 25 1 2 3 4 Kilomètres 4995000

Réalisée par Mélanie Desautels Projection UTM Nad83

S305000

«85000

725000 735000 745000

Figure 4 : Localisation des sous-bassins versants de la rivière Tomifobia

Chacun des sous-bassins a ensuite été redécoupé par le modèle en unités homogènes de réponse hydrologique, qui servent de base aux calculs effectués par le modèle (figure 5). Pour ce faire, SWAT délimite d'abord le bassin et les sous-bassins à partir du MNA et de l'hydrologie. 11

intègre ensuite trois catégories de données : la classification de l'utilisation du sol, des dormées

peut appartenir qu'à un sous-bassin versant. Elle intègre également un seul type pédologique et

une seule occupation du sol (Deslandes, 2003). Nous pouvons donc retrouver plusieurs unités homogènes de réponse hydrologique par sous-bassin. Une fois ces unités délimitées, SWAT intègre les données des stations météorologiques pour ensuite effectuer la modélisation.

Intrants

AVSWAr

MNA Hydregraphie Utilisation du sol □années géoréfercneées Pédologie Stations météorologiques et séries temporelles Délimitation du bassin •r ' A A Bases de données de SWAT

Délimitation des UHRH

Modéiteation MJ f' fSrSi, ~ Stations météorologiques'' """ Édition de ia ' calibration^ Cartes de sortie Modèle SWAT \

Arc View

V A -• ables de sortie

Adapté de : Di Luzio et al, 2002

Figure 5 : Schéma de la modélisation de SWAT pour l'érosion

Une délimitation manuelle du bassin versant et des sous-bassins a également été réalisée à partir des courbes de niveau et du réseau hydrographique. Cette délimitation s'est effectuée à l'échelle du 1 : 20 000 afin de comparer et de valider la délimitation effectuée automatiquement par le modèle SWAT (figure 6). Les différences dans les limites sont dues généralement à un regroupement de certains sous-bassins pour la modélisation dans SWAT (tableau 2).

5003000 «>93000 «85000 725000 -t-735000 743000 28 30 11 29 12 10 13 14 31 19 21 15 22 17 24 20 27 16 23 ₂₅ 26 5005000 ILimites manuelles Limites deSWAT 1 2 3 4 5 Kilomètres 1 723000

èalisèe pai MèUnie Oesautels ProiectioH UTM Mad 83

«9^00

«85000

735000 745000

Figure 6 : Comparaison de la délimitation des sous-bassins

Sous-bassin Différence (km^) Sous-bassin Différence (km^) Sous-bassin Différence (km^)

1 0,45 11 0,29 21 -0,25 2 0,33 12 -0,20 22 -0,99 3 -0,22 13 0,66 23 -0,22 4 -0,48 14 -0,28 24 1,27 5 0,16 15 et 27 0,01 25 et 26 0,21 6 0,28 16 2,62 28 -0,50 7 -0,03 17 -1,29 29 0,31 8 -1,05 18 0,32 30 1,50 9 1,22 19 -0,01 31 -0,85 10 0,35 20 0,74

Le modèle numérique d'altitude (MNA) a été créé à partir de l'hypsométrie de la base de données

topographique du Québec (BDTQ)

et des données topographiques américaines provenant du

Vermont Center for Géographie Information. Comme le modèle SWAT est entièrement intégré dans le logiciel ArcView, le MNA devait être réalisé dans ce logiciel. La méthode du krigeage sphérique a été utilisée, car c'est celle qui donnait les résultats les plus satisfaisants parmi les méthodes disponibles. Tout d'abord, des points ont été interpolés sur les courbes de niveau d'une équidistance de 10 mètres pour le Québec et de 15,24 mètres pour le Vermont. Les points cotés ont également été intégrés afin d'améliorer la précision du MNA dans les secteurs plats et pour les sommets. De plus, des points ont dû être numérisés à la frontière canado-américaine puisque

les données américaines se terminaient au 45^ parallèle alors que la frontière est située légèrement

plus au nord. Les points ont été numérisés à partir des cartes topographiques canadiennes au

1 : 50 000. La taille des cellules a été choisie pour correspondre à la résolution des images satellites ASTER soit 15 m par 15 m. En effet, c'est la taille des cellules du MNA qui détermine la résolution utilisée par le modèle et non celles de la classification de l'image satellite (Di Luzio et al, 2001).

Au niveau pédologique, le modèle utilise 15 paramètres pour caractériser chacim des types de sol présents dans le bassin versant (tableau 3). Pour les sols canadiens, la majorité des informations proviennent de la carte pédologique à ime échelle de 1 : 126 420, du rapport pédologique qui accompagne cette carte et de V Inventaire de dégradation des sols agricoles du Québec (Tabi et al, 1990, Cann et Lajoie, 1943). Une échelle plus précise aurait été plus adéquate, mais aucune autre carte n'était disponible pour le secteur. Pour certains types de sols, les paramètres de capacité en eau disponible, de densité apparente et de conductivité hydraulique ont cependant dû

être estimés à l'aide de tables produites par le Département d'Agriculture des États-Unis et des

informations pédologiques disponibles (USDA, 2003a; USDA, 2003b; USDA 2003c). La carte

pédologique canadienne a donc été intégrée dans le modèle de même qu'une table comprenant

Paramètres généraux du type de sol

♦ Nombre de couches ♦ Groupe hydrologique

♦ Profondeur maximale des racines ♦ Porosité (excluant les anions)

♦ Facteur d'érodabilité du sol (facteur K) ♦ Albédo du sol Paramètres pour chaque couche du type de sol

♦ Profondeur de la couche ♦ Densité apparente

♦ Capacité en eau disponible ♦ Conductivité hydraulique

♦ Pourcentage de carbone organique ♦ Pourcentage d'argile

♦ Pourcentage de silt ♦ Pourcentage de sable

♦ Pierrosité

Tableau 3 : Paramètres pédologiques nécessaires au modèle SWAT

Pour les sols américains, l'ensemble des données pédologiques américaines est intégré dans le

modèle SWAT. Il suffit donc de spécifier la région, dans le cas présent le Vermont, ainsi que la classification des sols américains qu'on désire utiliser. Le modèle intègre alors automatiquement

les informations pédologiques nécessaires (Di Luzio et al, 2001). Quant à la représentation numérique des sols, elle provient du Vermont Center for Géographie Information.

Pour effectuer la classification de l'utilisation du sol, deux images multispectrales du capteur ASTER sur le satellite TERRA ont été utilisées. Les bandes du visible (0,52 à 0,69 pm et 0,63 à 0,69 pm) et du proche infrarouge (0,76 à 0,86 pm), d'ime résolution au sol de 15 m x 15 m ont été intégrées pour la classification (ERSDAC, 2003). Les images datent du 4 juin 2002 et du 24

septembre 2002. Elles ont été acquises sur deux saisons différentes afin d'améliorer le taux de

classification du territoire et d'éviter les confusions entres les différentes cultures. Aucune image

lors du maximum de croissance végétale (juillet-août) n'était utilisable pour l'année 2002, car les images acquises par le satellite présentaient un pourcentage très élevé de couverture nuageuse.

Les images ont d'abord été géoréférencées à partir de points provenant des cartes topographiques

au 1 : 20 000. Une analyse de texture, incluant tous les paramètres de co-occurence, a été réalisée

sur l'ensemble des bandes de chacune des images avec différentes fenêtres d'analyse (3 x 3,

7x7, 9x9). Seuls les paramètres d'homogénéité et de moment du second ordre sur les bandes du rouge et du proche infrarouge de chacune des images ont été gardés, les autres paramètres

n'apportant pas davantage de précision pour les zones ambiguës. De plus, le meilleur regroupement des zones se faisait avec une fenêtre d'analyse de 9 pixels par 9 pixels. Par la suite, ime mosaïque a été réalisée à l'aide du logiciel de traitement d'images ENVI, car le site d'étude

était couvert par deux images. Une image finale intégrant la mosaïque et les paramètres texturaux

a été créée pour fin de classification. Cette image compte dix bandes autant spectrales que

texturales (tableau 4).

Bande Identification Bande Identification

1 0,76 à 0,86 pm (4 juin) 6 0,76 à 0,86 pm (24 septembre) 2 0,52 à 0,69 pm (4 juin) 7 0,52 à 0,69 pm (24 septembre) 3 0,63 à 0,69 pm (4 juin) 8 0,63 à 0,69 pm (24 septembre)

4 Homogénéité bande 1 (4 juin) 9 Moment second ordre bande 3 (24 septembre) 5 Moment second ordre bande 3 (4 juin) 10 Homogénéité bande 1 (24 septembre)

Tableau 4 : Identification des bandes de l'image classifiée

La classification réalisée est de type dirigé. En effet, il nous est possible pour l'année 2002 d'utiliser des données sur l'utilisation du sol recueillies sur le terrain à la fin de l'été. Des sites

d'entraînement et de validation ont été identifiés sur l'image à partir de données terrain. Nous

avons utilisé le maximum de vraisemblance comme méthode de classification. Une matrice de

confusion ainsi que des indices pour évaluer le taux de bonne classification de l'image ont été réalisés. La classification de l'image comprend 6 classes : forêt, prairie/pâturage, céréale, maïs,

eau/milieu humide et zone urbaine. Au départ, nous avions tenté de diviser la forêt en feuillus,

conifères et mixte à partir des données provenant de la carte écoforestière, mais il y avait trop de

confusion entre ces classes lors de la classification de l'image satellite. Comme le modèle traite

de façon semblable les classes forestières, nous les avons donc regroupés en une seule classe, ce

qui répondait aux besoins de l'étude.

Des données provenant des cartes topographiques au 1 : 20 000 ont ensuite été intégrées pour améliorer la classification. Ainsi, les classes carrière, golf, et cultures spécialisées (verger et culture de sapins de Noël) ont été ajoutées à la classification. Les zones urbaines (secteur de Stanstead et d'Ayer's Cliff) ainsi que les routes proviennent également des cartes topographiques puisque ces classes se mélangeaient avec les sols nus présents dans le milieu agricole.

Une fois que les intrants nécessaires à ridentification des unités homogènes de réponse hydrolo

gique ont été recueillis, la première étape de modélisation a été réalisée. L'ensemble des

informations a donc été intégré dans le modèle SWAT. Au total, le bassin a été découpé en 761 unités homogènes de réponse hydrologique réparties dans 31 sous-bassins.

La deuxième étape de modélisation demande l'intégration des données météorologiques. Une recherche a donc été effectuée pour connaître les stations météorologiques encore en fonction dans ou à proximité du bassin versant. Comme il n'y a qu'une station en fonction dans le bassin

versant (Stanstead-Est), les données des stations environnantes ont aussi été intégrées dans le modèle (tableau 5).

Stations Fréquence des relevés Localisation Paramètres recueillis Coati cook Bi-quotidienne 45°09' et71°48'

Température, précipitations,

nébulosité, direction et vitesse

du vent, phénomènes spéciaux. Georgeville Bi-quotidienne 45°08' et72°14'

Magog Bi-quotidienne 45°16' et72°10'

Stanstead-Est Horaire 45°01'et 72°06'

Stukely Horaire 45°35' et 72°26'

Source : Ministère de l'Environnement du Québec (2002b)

Tableau 5 : Stations météorologiques utilisées pour la modélisation

De manière à fonctioimer correctement au niveau météorologique, le modèle demande des

valeurs joumalières de précipitations, de température, de vitesse du vent, d'éclairement solaire et d'humidité relative. Les valems des trois derniers paramètres ont été estimées et simulées par le modèle, car la majorité de ces informations étaient manquantes aux stations météorologiques utilisées. Comme l'ensemble des données des stations météorologiques américaines sont

intégrées dans le modèle, ce dernier détermine donc la station météorologique américaine la plus

près du bassin et simule les valeurs manquantes. Ainsi, les valeurs simulées provierment de la station américaine localisée dans la municipalité de First Connecticut Lake au New Hampshire (45°08' et 71°57') à environ 60 km du centre du bassin versant étudié. Les valeurs simulées sont

établies sur la base de plus d'ime vingtaine d'années de mesures.

Dans un premier temps, l'ensemble des données météorologiques joumalières a été intégré dans le modèle SWAT afin de calculer le missellement et l'érosion engendrés sur le bassin versant de

la rivière Tomifobia. Il s'agit de la deuxième étape de modélisation. A partir des tables produites

par le modèle,

il est possible d'identifier les zones d'apport en sédiments et de créer des cartes les

représentant. Des cartes de ruissellement ont également été produites.

Par la suite, différents scénarios ont été réalisés afin d'évaluer la sensibilité du modèle aux

différents paramètres qu'il intègre. L'occupation du sol a été modifiée, de même que la quantité

de précipitations. Un ajout de bandes riveraines a également été effectué afin de vérifier si le

modèle réagissait à ce type de pratique. Dans ces différents scénarios, les intr£ints nécessaires au

modèle (occupation du sol, précipitations) ont été modifiés manuellement afin de permettre le calcul du ruissellement et de l'érosion et de visualiser l'impact des pratiques culturales et des types de cultures. Les tables de sortie produites par le modèle ont ensuite été comparées aux

valeurs modélisées précédemment.

Finalement, pour déterminer les zones potentielles de pertes en phosphore particulaire, nous avons utilisé des données fournies par le Ministère de l'Agriculture, des Pêcheries et de l'Alimentation du Québec (Ministère de l'Agriculture, des Pêcheries et de l'Alimentation du Québec, 2002). Les informations recueillies datent de l'été 2000 et proviennent des fiches

d'enregistrement des exploitants agricoles. Les données ont dû être regroupées à l'échelle du

sous-bassin versant afin de conserver le caractère confidentiel des informations. À partir de ces

informations, il est possible d'évaluer la quantité de fertilisants organiques ou minéraux utilisée dans les sous-bassins versants et de calculer un risque d'apport en phosphore. Nous avons donc

pondéré par sous-bassin les données touchant :

♦ Les superficies recevant des fumiers produits ou importés épandus par sous-bassin;

♦ Le montant déboursé pour les engrais minéraux par sous-bassin;

♦ Le pourcentage de fumier épandu selon la saison.

La première variable indiquait la superficie en hectares recevant du fumier. Un rapport a été réalisé afin d'obtenir une valeur par sous-bassin. La deuxième variable a été ramenée en valeur par hectare afm de pouvoir établir une comparaison entre les différents sous-bassins. En regardant les valeurs ainsi obtenues, nous avons réalisé une échelle de pondération arbitraire pour ces deux variables afin d'établir un risque relatif entre les différents sous-bassins d'apport en phosphore (tableau 6).

Superficie recevant du fumier Montant dépensé en engrais minéraux

Valeur (rapport en ha) Pondération Valeur ($/ha) Pondération

<àO,l 1 < à 25 1

0,1 à 0,25 2 25 à 50 2

0,25 à 0,5 3 50 à 75 3

0,5 à 0,75 4 75 à 100 4

0,75 et plus 5 100 et plus 5

Tableau 6 : Pondération pour les critères du calcul du risque de phosphore

Par la suite, nous avons établi un risque au niveau du pourcentage de fumier épandu selon la

saison en se référant à la littérature existante (Ministère de l'Environnement et de la Faune, 1997; Gangbazo et al, 1996; Painchaud, 1999). Ainsi, nous avons pondéré les différents pourcentages par un coefficient de risque selon la saison :

♦

Épandage en pré-semis au printemps =1,5

♦

Épandage sur prairie ou en post-levée des cultures = 1,0

♦

Épandage à l'automne = 2,0

Comme il a été démontré dans ces études, les épandages faits à l'automne sont plus susceptibles d'amener du phosphore dans le réseau hydrographique que les épandages faits en post-levée.

L'ensemble des dormées pondérées a été additionné afin d'établir un risque d'apport en

phosphore. Ce risque a finalement été superposé aux cartes de zones d'apport en sédiments pour réaliser la carte des risques de pertes en phosphore particulaire.

8. R.É5L;LTAT5PE RECHERCHE

8.1. Topogi-apbie <\u bassin et occupation du sol

8.1.1. Modèle numéficjue cj'^lfifucje

Le MNA a été crée dans le logiciel AreView à partir de la méthode du kxigeage. Le variogramme est présenté à l'armexe 1. Les données sources avaient une erreur en hypsométrie de ± 5 m (Ministère des Ressources naturelles Québec, 2001). La figure 7 représente le MNA du bassin

versant de la Tomifobia. Quant à elle, la figure 8 représente les pentes du bassin. On y remarque

que les pentes les plus fortes se trouvent dans le secteur sud-est du bassin. Ce secteur, corres pondant à des zones où l'épaisseur du sol est faible, est majoritairement couvert par la forêt.

729000 738000 747000 500^00 4995000 ■ 4986000 .2 ■V

;xi

m 28

/

₁ 11

-'S-s»? 29 /12 .

A/

10

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/14 \ 31 ₁₉ 21

Ol8

22 17 /•

\

s) y 24

A

S

₂₀

H/

18 y:' ' % 123 miOm 750m JU - 5004000 4995000 4936000 0 1 2 3 4 5 Kilomètres .

Rè ilu-re pii Mèlarùe DesaUt^l

A-ihon UTM Haà#

729000 738000 747000

«04000 -4995000 49S6000 729000 » 738000 747W0 y 3P 11 29 12

\

10 ₁₃ • 14 ei 21 22

f

^9 17 Ir 24 né 20 27 î> PtT 23 /■ 26 L«gend« 25 okr 346® r 6i 10" 10il5'

î5^etpiu5 _{iio mettes}

5004000

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"Rfalisée par Mékme J5es<&tals

Projectkm UT^l Nad 83

729œ0 738000 747000

Figure 8 : Représentation des pentes du bassin versant de la rivière Tomifobia

En analysant la carte des pentes (figure 8), on remarque des pentes importantes le long de la

frontière entre le Canada et les États-Unis. Ces pentes sont un artefact dû à un manque

d'information dans les données topographiques américaines. Comme nous l'avons mentionné

précédemment, les courbes de niveau numériques américaines se terminent au 45® parallèle et

non à la frontière qui est située un peu plus au nord. Cette zone représente moins de 3 % du

bassin versant. Les données étaient manquantes sur près d'un kilomètre. La densité des points

numérisés à partir des cartes topographiques canadiennes au 1 : 50 000 est moins importante que

pour le reste du modèle, ce qui occasionne une erreur. Cette demière est cependant préférable à

8.1.2. Occupation

so!

La carte de l'occupation du sol dans le bassin a été réalisée à partir de la classification des images satellite ASTER ainsi que des données des cartes topographiques au 1 : 20 000 (figure 9). L'occupation du sol dans le bassin versant de la rivière Tomifobia est majoritairement caractérisée par la forêt (tableau 7). Pour le milieu agricole, les productions végétales sont surtout constituées de prairies/pâturages suivis des champs de céréales et de maïs. Cependant, certains sous-bassins ont une superficie en maïs supérieure à 10 %, ce qui est supérieur à la moyenne du bassin (tableau 8). Dans ce tableau, les valeurs plus élevées sont représentées en grisé.

725000 735000 745000 5005000 4995000 • 4985000 22 26 5005000 - 4995000 Maïs Prairie/pâturage Forêt Eau^rrilieu humide Céréale Verger Culture de sapin Zone urbaine <3otf Carrière Route 4985000 Kilomètres

Réalisée perMèlarue Oesautels Projection UTM Nad83

725000 735000 7450)0

Occupation du sol (%) Occupation du sol (%)

Forêts 58,3 Routes 3,2

Prairies 24,6 Zones urbaines 0,9

Céréales 7,5 Eau/milieux humides 0,7

Maïs 4,7 Cultures spécialisées 0,2

Tableau 7 ; Occupation du soi dans le bassin de la Tomifobia en 2002

Sous-bassin Maïs (%) Céréale (%) Prairie (%) Culture spécialisée (%) Forêt (%) Eau (%) Zone urbaine (%) Route (%) Total agricole (%) Total urbain (%) 1 15,16 10,96 18,64 0 50,09 0,01 0,55 4,6 44,76 5,15 2 8,55 7,58 20,52 0 58,31 0,02 0,64 4,38 36,65 5,02 3 8,48 12,69 11,65 0 52,85 7,51 1 5,82 32,82 6,82 4 18,43 8,98 24,7 0 44,84 0 0,02 3,02 52,11 3,04 5 5,4 9,31 31,53 0 50,76 0,15 0,04 2,81 46,24 2,85 6 2,18 5,13 32,1 0 56,63 0 0,07 3,88 39,41 3,95 7 2,59 7,75 20,61 0 65,96 0,01 0,02 3,06 30,95 3,08 8 6,01 3,61 29,89 0 56,9 0 0,01 3,57 39,51 3,58 g 3,54 4,7 23,54 0,48 62,74 0,36 0,05 4,59 31,78 4,64 10 8,96 7,81 33,1 5,33 40,97 0 0,08 3,75 49,87 3,83 11 11,44 14,02 28,65 0 41,62 0,59 0,04 3,64 54,11 3,68 12 3,96 13,77 41,07 0 38,56 0 0,06 2,58 58,8 2,64 13 16,86 11,23 43,0 0 25,6 0 0,09 3,23 71,09 3,32 14 6,64 5,35 31,12 0 54,09 0 0,11 2,69 43,11 2,8 15 1,54 3,81 19,28 0 71,6 0 0,05 3,71 24,63 3,76 16 2,41 7,97 27,96 0 43,78 0,01 14,07 3,81 38,34 17,88 17 5,68 13,38 32,29 0 35,62 1,1 6,68 5,25 51,35 11,93 18 3,85 2,21 49,57 0 41,04 0,09 0,03 3,2 55,63 3,23 19 9,1 5,91 32,74 0 46,93 0,99 0,02 4,31 47,75 4,33 20 4,94 16,08 29,39 0 45,34 0 0,11 4,14 50,41 4,25 21 1,4 5,68 22,59 0 66,59 0,33 0,05 3,36 29,67 3,41 22 1,27 0,63 4,15 0 91,19 0 0 2,76 6,05 2,76 23 1,57 8,72 33,64 0 53,59 0,1 0,01 2,37 43,93 2,38 24 2,0 4,74 16,74 0 73,62 0,16 0 2,73 23,48 2,73 25 1,07 11,67 16,05 0 69,16 0,04 0 2,02 28,79 2,02 26 0,06 1,71 2,12 0 87,68 7,96 0 0,47 3,89 0,47 27 0,18 4,93 13,28 0 77,55 0,46 0,01 3,6 18,39 3,61 28 4,87 11,38 25,55 0 54,29 0 0,02 3,88 41,8 3,9 29 5,24 6,31 29,06 0 56,58 0 0,01 2,79 40,61 2,8 30 8,1 9,13 21,85 0 56,39 0 0,02 4,51 39,08 4,53 31 6,62 5,51 23,95 0 60,44 0,01 0,04 3,44 36,08 3,48

Sur la carte de l'utilisation du sol et à partir du tableau 7, on remarque que les sous-bassins 22, 24, 26, et 27 sont majoritairement sous couvert forestier, alors que les sous-bassins 12, 13 et 18

apparaissent comme majoritairement agricoles.

Les informations provenant des fiches d'enregistrement des exploitants agricoles (Ministère de l'Agriculture, des Pêcheries et de l'Alimentation du Québec, 2002) et concernant les productions

végétales nous ont permis de valider l'occupation du sol déterminée à partir des images ASTER pour la section canadienne du bassin. Ces informations nous permettent de comparer, par sous-bassin et en hectares, les superficies occupées par les cultures de sapins de Noël (cultures spécialisées), les céréales, les prairies/pâturages et le maïs. De façon générale, nous remarquons que, dans la classification des images satellites (figure 9, tableaux 7 et 8), les cultures de sapins de Noël sont sous-estimées dans les sous-bassins. Certains sous-bassins pour lesquels nous

devrions retrouver ces cultures n'en présentent pas dans la classification. Cependant, si on se

rapporte à l'ensemble du bassin, on note une différence de seulement 1 % (4,8 km^). Cette

dernière peut s'expliquer par le fait que les sapins matures peuvent être confondus avec la forêt et sont intégrés dans cette dernière classe. Pour ce qui est des cultures, elles sont généralement surestimées dans les sous-bassins. Nous retrouvons donc plus de cultures que ce qui a été déclaré

dans les fiches d'enregistrement. La différence pour l'ensemble du bassin est de 1,7 % (7,5 km^)

pour les céréales, 1,2 % (5,3 km^) pour les prairies/pâturages et 0,3 % (1,3 km^) pour le maïs. Cette différence peut s'expliquer par le fait que certaines zones agricoles abandonnées ont été

classées en culture alors qu'elles ne sont plus identifiées comme cultures dans les fiches

d'enregistrement des exploitants agricoles, mais comme superficies non-cultivées. Ces données montrent que l'erreur dans la classification de l'utilisation du sol n'est pas très grande.

Globalement, les différences entre les sous-bassins s'équilibrent.

8.1.5. M^tHce cfe confusion cfe l'occupation cju soi

Lors de la réalisation de la classification, une matrice de confusion a été créée afin de vérifier le

taux de bonne classification (annexe 2). Un coefficient kappa ainsi que les erreurs de commission

(ajout de pixels dans une autre classe) et d'omission (pixels mal classés) ont également été calculés. La matrice de confusion nous indique que le taux de bonne classification est de 90,54 %

et que le coefficient kappa est de 86,75 %. En analysant la matrice de confusion, on remarque que

et 14 %), alors que les erreurs d'omission sont plus importantes pour les céréales, l'eau, le maïs et l'urbain (34 %, 26 %, 18 % et 12 %) (tableau 16). Cependant, si on considère généralement les

erreurs produites sur le bassin, on remarque que les pixels de validation du maïs et de

l'eau/milieu humide n'étaient pas classés. Pour le maïs, les pixels étaient souvent non-classés ou mis dans les autres cultures (céréale ou prairie). Les pixels de l'eau/milieu humide se sont retrouvés dans la classe céréale. On remarque également que des pixels ont été ajoutés dans les classes prairie/pâturage et urbain. Les pixels ajoutés dans ces classes provenaient généralement de la classe céréale. Cependant, il est important de noter que pour l'urbain, le nombre de pixels de validation était peu élevé compte tenu du fait qu'il y a peu de zones urbaines dans le bassin. Avec un nombre plus important de pixels, l'erreur n'aurait peut-être pas été aussi grande.

Classes Commission (%) Omission (%) Différence (%)

Maïs 2,76 17,96 -15,2 Prairie 14,23 1,82 12,41 Urbain 23,59 11,54 12,05 Forêt 0,17 0,16 0,01 Eau 0 26,05 -26,05 Céréale 39,87 34,94 4,93

Tableau 9 : Indices d'erreur de la classification de l'utilisation du sol

8.2. Ruissellement par l'eau cie pluie et sédiments érodés

8.2.1. Ruissellement

l'e^u de

pluie

Lors de la réalisation des simulations avec le modèle SWAT, l'intensité des précipitations, l'occupation du sol, la pédologique et les éléments de topographie ont été intégrés pour permettre le calcul de la quantité de ruissellement sur chacune des unités homogènes de réponse hydrologique. Par la suite, l'ensemble de ces résultats est rapporté à l'échelle du sous-bassin. Le

modèle fonctionne avec un pas de temps journalier. Il faut donc intégrer les données météorologiques journalières. Cependant, le modèle présente les résultats seulement à l'échelle

mensuelle ou annuelle. Les tableaux de résultats du modèle sont présentés en annexe 3.

Le tableau 10 présente les valeurs hydrométriques pour les trois années. Le pourcentage de ruissellement en 2000 nous apparaît très faible comparativement aux moyermes qu'on retrouve habituellement au Québec. Pour 2001 et 2002, les valeurs de ruissellement sont un peu plus

faibles que ce qui a déjà été mesurées lors d'une étude sur la rivière Eaton. Dans cette étude, on

spécifie que le ruissellement atteignait 338 mm

à Sherbrooke, 487 mm

sur le bassin de la rivière

Eaton et 439 mm sur le bassin de la rivière Saint-François pour des précipitations variant entre 1008 mm et 1669 mm (Clément, 1989).

Année Précipitation (mm) Ruissellement (mm) Ruissellement (%)

2000 1147 142 12

2001 864 347 40

2002 1051 320 30

Tableau 10 : Valeurs hydrométriques pour 2000, 2001 et 2002.

Une analyse plus approfondie des résultats du modèle nous permet de mieux comprendre ces valeurs. En effet, il semble y avoir une erreur pour l'année 2000. Pour cette année, on note en

février ime valeur d'évapotranspiration potentielle de 3514 mm ce qui nous semble tout à fait improbable. Cette valeur extrême occasionne un manque important en eau dans le sol. La fonte

des neiges qui a eu lieu graduellement cette année là entre mars et mai a donc servi à recharger le

sol en eau alors qu'elle aurait dû occasionner un ruissellement important. Si on fait abstraction du printemps et qu'on compare l'été et l'automne 2000 et 2002, les valeurs se ressemblent

sensiblement (figure 10). La différence qu'on peut noter au niveau de l'apport en sédiment vient

du fait qu'il y a eu une fonte importante à l'automne 2002, ce qu'on ne retrouve pas en 2000. Il

faut donc faire très attention lorsqu'on analyse les valeurs pour l'an 2000 puisqu'elles semblent faussées.

En ce qui concerne le ruissellement, les résultats sont présentés en millimètres (lame d'eau

équivalente). En faisant le total des valeurs par sous-bassin pour les douze mois de l'année, nous

avons pu représenter graphiquement les résultats obtenus sous forme de cartes de ruissellement

annuel (figure 11, 13 et 15).

8.2.2. Sédiments érocfês

Pour ce qui est des sédiments, le modèle calcule seulement la quantité de particules de sol trans portées par le ruissellement de surface. Autrement dit, seul l'aspect d'ablation du processus d'érosion est considéré. Les composantes de transport et de dépôt des sédiments dans les cours d'eau ne sont pas intégrées dans le modèle et n'ont pas été abordées dans le cadre du projet. Les