HAL Id: hal-02587382
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Submitted on 15 May 2020
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Méthode de caractérisation par télédétection des
ripisylves pour l’étude de leur impact sur la qualité
écologique des cours d’eau
T. Tormos
To cite this version:
T. Tormos. Méthode de caractérisation par télédétection des ripisylves pour l’étude de leur impact sur la qualité écologique des cours d’eau. Sciences de l’environnement. 2005. �hal-02587382�
UNIVERSITE DE MONTPELLIER II
DEA Sciences de l’Eau dans
l’Environnement Continental
Février-juin 2005
RAPPORT DE DEA ANNEE 2004 - 2005
Thierry TORMOS
Maîtres de Stage : Sylvie DURRIEU, Pascal KOSUTH
Rapporteurs : Michel DESBORDES, Alain DELACOURT
UMR TETIS - Territoires, environnement, télédétection et
information spatiale (région Languedoc Roussillon)
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Le but de la directive cadre européenne sur l’eau (DCE) est de diagnostiquer l’état écologique des cours d’eau et d’identifier les causes d’altération, afin d’établir des opérations de restauration pour atteindre le bon état écologique dans tous les milieux naturels d’ici 2015. L’évaluation des altérations physiques est un élément indispensable de diagnostic de ces causes. Dès lors la mise en place de modèles régionalisés, faisant apparaître à l’échelle des principales hydro-écorégions, les relations entre causes d’altération et état écologique des cours d’eau, est un outil indispensable pour développer des stratégies d’action. Cependant, l’exemple du modèle pression/impact sur la région méditerranéenne du Languedoc Roussillon au niveau du corridor rivulaire, montre que ce modèle est en limite d’utilisation compte tenu de l’échelle de travail de Corine Land Cover (1/100000ème ), la ripisylve est ainsi réduite à quelque pixels autour du cours d’eau. Ce DEA propose tout d’abord, une méthode de classification de l’occupation du sol plus précise du corridor, automatisable (ou semi-automatisable) et applicable de façon homogène sur de grands linéaires de cours d’eau. Elle intègre la Très Haute Résolution Spatiale (THRS) à l’aide d’une classification orientée objet, et utilise deux sources de données différentes (orthophoto de résolution spatiale 0.5 m. et SPOT 5 de 10m). Plusieurs protocoles de classification multisource sont établies sur une base de règle commune, afin d’identifier celui qui exploitera de façon optimisée l’information complémentaire des deux couches de données. Ainsi, sur une largeur de 1.2 km, l’occupation du sol dans le corridor rivulaire a été classé avec une précision de 70 %, le long de 80 km de l’Hérault. Ce résultat de classification a servi de base de travail, au développement des indicateurs spatialisés visant à construire des modèles pression/impact plus précis et diagnostiquer les causes d’altérations de l’état écologique des cours d’eau. 6 indicateurs par classes d’occupation du sol ont été proposés, issus pour partie de l’écologie du paysage, comme l’indice de fragmentation. Un buffer « étroit » permet de caractériser le linéaire de ce fleuve, il définit l’état des berges et traduit son impact direct sur la qualité écologique des cours d’eau. Cette étude se décompose en trois chapitre : le premier cherche démontre l’influence du corridor rivulaire sur l’état écologique des cours d’eau, le deuxième développe la méthodologie de caractérisation du corridor rivulaire et le dernier est l’application de celle-ci sur la partire aval du bassin versant de l’Hérault.
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Laboratoire de recherche
UMR «Territoires, environnement, télédétection et information spatiale» (Cemagref - CIRAD - ENGREF)
Adresse : 500, Rue Jean François Breton 34 093 Montpellier
Maîtres de stage
Sylvie Durrieu, chercheuse à l’UMR TETIS Pascal Kosuth, responsable de l’UMR TETIS
Organisme commanditaire
Nom : CEMAGREF Lyon, UR Biologie des
Ecosystèmes Aquatiques. Laboratoire d’Hydroécologie Quantitative.
Adresse : 3 bis quai Chauveau, BP 220, 69336 Lyon Cedex 09
Site Web
http://www.lyon.cemagref.fr/bea/lhq/biobab.html
Commanditaire
Jean-Gabriel Wasson, Directeur de recherche du LHQ
Ce stage s’est déroulée au sein l’UMR «Territoires, environnement, télédétection et information spatiale» (Cemagref - CIRAD - ENGREF) est implantée à Montpellier (Maison de la Télédétection et site de Baillarguet)). L’UMR mène des recherches sur les méthodes d’analyse et représentation spatiale des systèmes agri-environnementaux et territoriaux, selon 4 axes :
• L’analyse des structures et dynamiques spatio-temporelles de ces systèmes et de leur perception par les acteurs,
• L’acquisition et le traitement des données spatialisées (télédétection, MNT, GPS,…), • L’ingénierie des systèmes d’information,
• Les démarches de développement territorial et gestion agri-environnementale et la place des systèmes d’information.
Ces axes sous-tendent le thème de recherche SYNERGIE du Cemagref. L’UMR consacre une part importante de ses activités à des actions de formation, d’expertise et d’appui aux politiques publiques valorisant les acquis et savoir-faire de l’équipe.
Il s’est construit également au Laboratoire d’Hydroécologie Quantitative (LHQ) du Cemagref de Lyon. Le LHQ participe au thème de recherche HYDRECO (déterminants physiques du fonctionnement écologique des axes d'eau courante) du département Gestion des Milieux Aquatiques ; et traite plus particulièrement des questions de biologie et d'écologie au sein de ce thème. La thématique fondamentale est l’étude des relations entre les caractéristiques de l’habitat physique, analysé en termes de structure et de dynamique aux échelles régionales et locales, et les réponses des peuplements ou des populations (poissons principalement, invertébrés, macrophytes). Les objectifs opérationnels sont de dégager à l’échelle du tronçon des "modèles d’habitat" permettant de prévoir les réponses biologiques aux conditions hydrodynamiques artificialisées ou non, et de replacer ces comportements locaux dans le cadre physique à l’échelle du bassin pour dégager les tendances régionales du fonctionnement des milieux. L'axe thématique de recherche ambitionne d'élaborer, de rassembler les connaissances et de bâtir méthodes et outils pour une meilleure gestion des débits, des lits et des ripisylves des cours d'eau. C'est pourquoi, l'accent est mis sur le couplage entre biologie et leviers physiques influençant la dynamique de ces écosystèmes.
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J’exprime toute ma gratitude à mes maîtres de stage pour m’avoir dirigé tout au long de ce
DEA : Sylvie Durrieu qui m’a transmis les connaissances en télédétection nécessaires pour
réaliser ce stage et expliqué le fonctionnement des différents logiciels de traitement ; Pascal
Kosuth pour ses conseils et ses interventions dans les moments décisionnels.
Je remercie également Jean Gabriel Wasson et Bertrand Villeneuve du Laboratoire axes
Quantitative, pour m’avoir apporté les connaissances en hydroécologie et l’aide nécessaire
pour réaliser le modèle pression/impact sur la région méditerranéenne du
Languedoc-roussillon. Sans oublier l’ensemble de l’équipe de ce laboratoire pour son accueil chaleureux.
Je tiens à remercier Agnes Bégué, pour m’avoir fourni les documents de formation au logiciel
eCognition et Macarena Perez Corea qui m’a apporté une grande aide à travers son travail de
2004 sur la recherche d’une méthode de cartographie de l’occupation du sol le long du cours
d’eau par la télédétection.
Je remercie Sylvie Blin, documentaliste de la Maison de la Télédétection du
Languedoc-Roussillon, pour avoir été d’une grande aide dans mes recherches bibliographiques.
Je remercie également Alain Delacourt et Michel Desborde pour m’avoir accordé un délai
pour rendre ce rapport.
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Présentation du stage
... 1
Remerciements
... 2
Liste des abrévations
... 6
Table des illustrations
... 7
INTRODUCTION
... 9
Objectifs et démarche de l’étude
... 11
CHAPITRE I : INFLUENCE DU CORRIDOR RIVULAIRE SUR L’ETAT
ECOLOGIQUE DES COURS D’EAU ...12
I. Caractérisation de l’état écologique au sens de la Directive Cadre Eau
...13I.1 Mise en place d’une typologie des régions en France adaptée à la DCE : les hydro-écorégions...13
I.2 Définition du bon état écologique (les conditions de référence)...14
II. Importance du corridor rivulaire dans la qualité des cours d’eau
...15II.1 Définition et dynamique végétale ...15
II.2 Rôle du corridor rivulaire...16
II.2.1 Facteur de contrôle du fonctionnement écologique... 16
II.2.2 Une zone tampon protectrice du milieu aquatique... 17
II.3 Intérêt et fragilité de cette dynamique écologique...18
III. Développement des modèles régionalisés pressions/impacts à
l’échelle du corridor rivulaire
... 20III.1 Problématique et objectifs...20
III.2 Matériels et méthodes ...20
III.2.1 Description des données biologiques et des pressions... 20
III.2.2 Hypothèses de travail (Pella et al, 2004)... 21
III.2.2.1 Sur le bassin versant ... 21
III.2.2.2 Sur le corridor rivulaire... 21
III.2.3 Description de la méthode d’analyse des données : la régression Partial Least Squares (PLS) (Tenehaus, 1998) ... 22
IV Exemple au niveau de l’HER-6 (Méditerranéen) en
Languedoc-Roussillon (HER-6_LR)
... 24IV.1 Sélection des variables de pressions...24
IV.2 Analyse des pressions d’occupation du sol au niveau du bassin versant...25
IV.3 Analyse des pressions d’occupation du sol au niveau du corridor rivulaire...25
CHAPITRE II : METHODE DE CARACTERISATION DU CORRIDOR
RIVULAIRE ... 27
I. Méthodologie de classification orientée objet
... 28I.1 Choix de la typologie...28
I.2 Choix des critères des images ...28
I.2.1 Nécessité de la Très Haute Résolution Spatiale... 28
I.2.2 Utilité de l’Infra Rouge (IR) ... 29
I.3 Choix d’une méthode de classification (pixel ou objet) ...30
I.4 Présentation de la plate-forme logicielle de traitement utilisée...32
I.4.1 Choix d’ eCognition... 32
I.4.2. Principe de segmentation et de classification de l’image (Guide technique d’eCognition, 2004)... 32
I.4.2.1 La segmentation multi-résolution ... 32
I.4.2.2 La Classification... 34
I.4.3 Choix de classification sous eCognition ... 37
I.5 Méthodes d’évaluation de la qualité (validation) ...39
I.5.1 Acquisition des données terrain... 39
I.5.2 Evaluation de la fiabilité de la classification ... 39
I.6 Délimitation de la zone d’étude...41
II. Protocoles optimisés d’exploitation de données multisource
... 43II. 1 Choix et acquisition des images ...43
II.1.1 L’ortho-photo ... 43
II.1.2 SPOT 5... 43
II.1.2.1 Caractéristiques radiométriques... 43
II.1.2.2 Différenciation prairie/culture en monodate... 44
II.2 Problématique des données multisource ...45
II.3 Protocoles de classification multisource...45
II.3.1 Etape 1 : Segmentation ... 45
II.3.2 Etape 2 : Parcelles d’apprentissages... 46
II.3.3 Etape 3 : Protocoles de classification... 46
II.3.3.1 Protocoles monosource ... 46
II.3.3.2 Protocoles multisource ... 46
II.3.4 Etape 4 : validation... 47
CHAPITRE III : APPLICATION SUR L’AVAL DU BASSIN VERSANT DE
L’HERAULT... Erreur ! Signet non défini.
III. Construction d’indicateurs spatiaux dans le but de diagnostiquer
l’état écologique des cours d’eau
... 49III.1 Les indicateurs spatiaux du paysage...49
III.1.1 L’écologie du paysage (Burel et Baudry, 2000) ... 49
III.1.3 La notion d’indicateur... 50
III.2 Les indicateurs pour le corridor rivulaire...50
III.2.1 Objectifs... Erreur ! Signet non défini. III.2.2 Définition de la zone de calcul des indicateurs... 50
III.3.2 Approche spatialisée quantitative... 51
III.3.2.1 Le surfacique... 51
III.3.2.2 La fragmentation... 51
III.3.3.3 La compacité... 52
III.3.3. La distance au cours d’eau... 52
III.3.3 Synthèse des indicateurs d’occupation des sols dans le corridor rivulaire... 52
III.3 Plates-formes logicielles de traitement ...53
CHAPITRE III : APPLICATION SUR L’AVAL DU BASSIN VERSANT DE
L’HERAULT... 54
I. Présentation du site d’étude
... 55II. Application de la méthode de classification et résultats
... 56II.1 Paramétrage de la segmentation...56
III.2 Analyse des résultats classifications ...58
III.2.1 Protocole de classification monosource CL1 ... 58
III.2.2 Protocole de classification monosource CL2 ... 59
III.2.3 Protocole de classification multisource CL3 ... 60
III.2.4 Protocole de classification multisource CL3bis ... 61
III.2.5 Protocole de classification multisource CL4 ... 62
III.2.6 Protocole de classification multisource CL5 ... 63
III.2.7 Protocole de classification multisource CL5 bis ... 64
III.2.8 Protocole de classification multisource CL6 ... 65
III.3 Discussion des résultats...66
III.3 Application du protocole optimal sur l’ensemble de la zone...69
III Mise en oeuvre des indicateurs spatiaux du corridor rivulaire
... 70III.1 Au niveau du linéaire ...70
III.2 Au niveau du buffer ...71
CONCLUSION ET PERSPECTIVES ... 73
BIBLIOGRAPHIE ... 75
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DCE HER IBGN SIG CLC EQR IGN PLS THRS HRS IR PIR MIR PPV FA FSO PT KIA CL VT T : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : :Directive Cadre Eau Hydro-EcoRégion
Indice Biologique Global Normalisé Système Information Géographique Corine Land Cover
Ecological Quality Ratio
Institut Géographique National Partial Least Squares
Très Haute Résolution Spatiale Haute Résolution Spatiale InfraRouge
Proche InfraRouge Moyen InfraRouge Plus Proche Voisin
Fonctions d’Appartennance Feature Space Optimization Précision Total
Indice de Kappa CLassification Vérité Terrain Typologie
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Figures :
Figure 1 : Modèle conceptuel de l’écosystème d’eau courante d’après Wasson, 1989... 13
Figure 2 : hypothèses de travail pour déterminer la limite du très bon et du bon état pour la métrique variété taxonomique (Wasson et al, 2003)... 14
Figure 3 : Influence de la ripisylve sur le fonctionnement écologique des écosystèmes d’eau courante. Fonctions assurées par la ripisylve. Effet spécifique sur l’habitat aquatique d’après Maridet, 1995.... 16
Figure 4 : Identification des perturbations anthropiques (Wasson et al, 2003)... 19
Figure 5 : Bassin versant calculé à partir de la station (en rouge) et pressions anthropiques dérivées de l’analyse de CORINE Land Cover (Pella et al, 2004)... 21
Figure 6 : Exemple de calcul des pressions anthropiques dérivées de l’analyse de CORINE Land Cover à l’échelle du corridor rivulaire d’une station (Pella et al, 2004)... 22
Figure 7 : Absorbance, réflectance, transmittance pour un végétal chlorophyllien d’après Guyot, 1997... 29
Figure 8 : Schématisation de la Classification non supervisée... 30
Figure 9 :Schématisation de la classification supervisée... 31
Figure 10 : Réseau hiérarchique d’objets de l’image... 33
Figure 11 : les différents attributs d’objets proposés par eCognition... 35
Figure 12 : exemple de FA... 36
Figure 13 : espace dimensionnelle selon deux attributs des parcelles d’apprentissages bleu et rouge... 37
Figure 14 :Principe de la classification par PPV... 37
Figure 15 :Buffer estimant la largeur requise pour garantir les fonctions écologiques du cours d’eau... 42
Figure 16 : Evolution moyenne de la teneur en azote totale dans les eaux en fonction de la largeur rivulaire... 42
Figure 17: Démarche scientifique adoptée en écologie du paysage... 49
Figure 18 : Les catégories d’éléments du paysage... 49
Figure 19: Buffer linéaire. En vert la classe forêt, en rouge la classe sol artificialisé, en bleu l’eau.... 51
Figure 20 : schématisation de l’indice de fragmentation linéaire de la forêt... 51
Figure 21 : zone de contact d’un objet circulaire et rectangulaire avec un linéaire... 52
Figure 22 : Distance au cours d’eau... 52
Figure 23 : Présentation de la zone d’étude sur le bassin versant de l’Hérault... 55
Figure 24 : extrait de l’orthophoto,... 56
résolution spatiale 0.50 m... 56
Figure 25 : extrait de SPOT 5,... 56
résolution spatiale 10 m... 56
Figure 26 : exemple de segmentations obtenues selon deux pondérations différentes sur l’orthophoto et Spot 5 avec le même paramétrage de segmentation :... 57
Figure 27 : Typologie T1 reliée à T0 (ci-dessus) et CL1 (ci-contre)... 58
Figure 28 : Typologie T2 reliée à T0 (ci-dessus) et CL2 (ci-contre)... 59
Figure 29 : Typologie T1 reliée à T0 (ci-dessus) et CL3 (ci-contre)... 60
Figure 30 : Typologie T2 reliée à T0 (ci-dessus) et CL3bis (ci-contre)... 61
Figure 31 : Typologie T4 reliée à T0 (ci-dessus) et CL4 (ci-contre)... 62
Figure 32 : Typologie T1bis et T2bis (similaire à T2) reliée à T0 (ci-dessus) à l’aide d’une règle logique et CL5 (ci-contre).. 63
Figure 33 : Typologie T1 et T2 reliée à T0 (ci-dessus) et CL5bis construit à l’aide d’une règle logique (ci-contre)... 64
Figure 34 : Typologie T6 (composée des classes fiable de T1 et de T2) reliée à T0 (ci-dessus) et CL6 construit à l’aide d’un PPV expertisé (ci-contre)... 65
Tableaux :
Tableau 1 : Postes CLC conservés pour l’analyse, 40 pour les bassins versants, 29 pour les corridos rivulaires…………...24
Tableau 2 : Attributs liés aux classes... 35
Tableau 3 : Caractéristiques des classifications par Plus Proche Voisin (PPV) et Fonctions d’Appartenance (FA) selon les critères de rapidité, de qualité et reproductibilité....38Erreur ! Signet non défini. Tableau 4 : Notation sur un tableau de contingence... 39
Tableau 5 : Exemple de matrice de confusion... 41
Tableau 6 : Bandes spectrales et résolution du capteur HRG de SPOT 5... 44
Tableau 7 : Présentation des différentes caractéristiques des classifications...48Erreur ! Signet non défini. Tableau 8 : indicateurs spatialisés du corridor rivulaire en fonction de la zone étudiée... 52
Tableau 9 : Matrice de confusion selon la typologie T0 (MC 1)... 58
Tableau 10 : Matrice de confusion selon la typologie T0 (MC 2)... 59
Tableau 11 : Matrice de confusion 3 selon la typologie T0 (MC 3)... 60
Tableau 12 : Matrice de confusion 3 bis selon la typologie T0 (MC 3 bis)... 61
Tableau 13 : Matrice de confusion 4 selon la typologie T0 (MC 4)... 62
Tableau 14 : Matrice de confusion 5 selon la typologie T0 (MC 5)... 63
Tableau 15 : Matrice de confusion 5 bis selon la typologie T0 (MC 5 bis)... 64
Tableau 16 : Matrice de confusion 12 selon la typologie T0 (MC 6)... 65
Tableau 17 : Présentation des résultats de classification...69Erreur ! Signet non défini. Figure 35 : classification de l’Hérault dans la partie aval de son bassin versant sur 80 km de long et 1200 m de large selon la typologie demandée par le commanditaire.... 69
Graphiques :
Graphique 1 : Pourcentage de valeurs nulles dans les bassins versants et les corridors rivulaires des 55 stations de l’HER-6_LR pour les 44 postes CORINE Land Cover. Les variables ayant plus de 90 % de valeurs nulles ont été éliminées de l’analyse... 24Graphique 2 : Coefficients normés des prédicteurs du modèle PLS. EQR=f(variables d’occupations du sol) pour l’HER-6_LR au niveau du bassin versant. En rouge les facteurs impactant, en vert les facteurs améliorant.... 25
Graphique 3 : Coefficients normés des prédicteurs du modèle PLS. EQR=f(variables d’occupations du sol) pour l’HER-6_LR au niveau du corridor rivulaire. En rouge les facteurs impactant, en vert les facteurs améliorant.... 26
graphique 4 : Pourcentage d’occupation du sol sur le linéaire de l’Hérault... 70
graphique 5 : Fragmentation des différentes classes d’occupation du sol sur le linéaire de l’Hérault... 70
graphique 6 : Pourcentage d’occupation du sol le long de l’Hérault sur une zone de 300m de part et d’autre du fleuve... 71
graphique 7 : Fragmentation des différentes classes d’occupation du sol le long de l’Hérault sur une zone de 300m de part et d’autre du fleuve... 71
graphique 8 : compacité moyenne des différentes classes d’occupation du sol le long de l’Hérault sur une zone de 300m de part et d’autre du fleuve... 72
graphique 9 : distance moyenne des différentes classes d’occupation du sol le long de l’Hérault sur une zone de 600m de part et d’autre du fleuve... 72
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La directive européenne du 23 octobre 2000 établit un cadre pour une politique communautaire dans le domaine de l'eau. Elle est entrée en vigueur le 22 décembre 2000 sous l'intitulé « directive 2000/60/CE » du parlement européen et du conseil. Cette politique a pour enjeux, la protection et la gestion de l’ensemble des milieux aquatiques (les eaux intérieures de surface, de transition, côtières et souterraines) en vue de prévenir et de réduire leur pollution, protéger leur environnement, améliorer l'état des écosystèmes aquatiques, atténuer les effets des inondations et des sécheresses, afin de garantir de façon durable leur utilisation pour les générations futures.
Les rivières et les fleuves sont des systèmes dynamiques, dont le fonctionnement est fortement dépendant du milieu terrestre adjacent. Les rivières érodent naturellement leur lit et leurs berges, transportent des sédiments et inondent périodiquement les terrains riverains. Ces processus naturels, fortement dépendant de l’hydrologie, de la géomorphologie, et de la végétation rivulaire, entretiennent les connectivités, créent une mosaïque d’habitats favorables à la faune, et maintiennent ainsi une variabilité spatiale et temporelle capitale pour préserver la diversité du milieu aquatique et l’état du système. Ces instabilités localisées préservent le milieu d’une homogénéisation et participent à l’équilibre global des écosystèmes. Toute atteinte à cette dynamique et au degré de connectivité des milieux engendre des perturbations au niveau du fonctionnement global des écosystèmes d’eau courante (Maridet, 1995). Or les activités humaines, qui se sont fortement développés depuis le XVIIIème siècle, tendent à rompre cet équilibre (directement –cas des travaux de
recalibrage de cours d’eau ou de drainage de zones humides- ou indirectement –pollutions qui dégradent les habitats).
Les corridors rivulaires jouent un rôle important dans la dynamique des cours d’eau et des milieux aquatiques. En lien avec le facteur hydrologique, ils déterminent la morphodynamique fluviale et la connectivité du système (Wasson et al, 2004). Ainsi, la ripisylve incluant la forêt alluviale, est un facteur de contrôle important des écosystèmes aquatiques (Cummins et al, Petersen et al, 1987 ; Descamp, 1996). Maridet (1994) démontre qu’à l’échelle de la station (tronçon de 100 m), la composition naturelle et les altérations anthropiques de la végétation rivulaire déterminent le fonctionnement trophique du cours d’eau. Descamp (2002) évoque les multifonctionnalités de la végétation rivulaire garantissant la qualité des écosystèmes aquatiques. Et depuis plusieurs années, les politiques de gestion des cours d’eau mettent en avant l’intérêt de la bande rivulaire pour une fonction primordiale : son rôle épurateur face à la pollution agricole (pesticides, engrais…), améliorant la qualité de l’eau (Narumalani, 1997 ; Decamps, 2002). L'occupation des sols dans le corridor rivulaire, modifiant la dynamique structurelle de la végétation au bord du cours d'eau, peut être un facteur de déséquilibre du fonctionnement écologique des écosystèmes aquatiques, à moyen et à long terme et en des lieux parfois fort éloignés des interventions. Une intervention localisée peut être la source d’un déséquilibre sur l’ensemble du système (Maridet, 1994).
En conséquence, connaître et caractériser la structure du paysage rivulaire est un enjeu considérable pour la gestion des milieux aquatiques, et la mise en œuvre de la DCE. Décrire les facteurs dégradant et améliorant l’état écologique des cours d’eau permettra d’affiner le diagnostic de cet état et facilitera la prise de décision, notamment en termes d’aménagement et de restauration des zones adjacentes aux cours d’eau. Aujourd’hui, laisser ces zones s’anthropiser de façon non raisonnée, pourrait entraîner des problèmes écologiques et des pertes économiques considérables. L’aménagement rivulaire doit se faire à travers des programmes raisonnés de restauration, de réhabilitation, et de conservation (Apan et al, 2002), tout en s’appuyant sur une étude robuste et scientifiquement fondée.
Par l’homogénéité et la régularité de sa couverture, la télédétection (satellitaire et aéroportée) constitue un outil adéquat pour caractériser et suivre spatialement et temporellement l’écologie de ce paysage (Garguet-Duport et al, 1996). Les capteurs des satellites permettent de mesurer des variables et des propriétés
d’identifier certaines classes de types de végétation et d’occupation du sol (Girard et Girard, 1999). La télédétection des zones ripariennes a été longuement étudiée depuis le lancement du satellite Landsat en 1972. Ainsi, de nombreuses études ont été menées (l'Église, 1983; Kobayashi, 1987; Rees, 1987; Schmugge,
1987; Curran et Novo, 1988; Hess, Melack et Simonett, 1990; Choudhury, 1991; Muller, Décamps et Dobson, 1993; Bukata et al., 1995; Ritchie et Rango, 1996; Dekker et al., 1997a; Kasischke, Melack et Dobson, 1997; forgeron, 1997; Kondratyev, Pozdnyakov et Pettersson, 1998; Jensen, 1999; Schultz et Engman, 2000; Mertes et al., 2002 ; in Leal et Mertes, 2002). Aujourd’hui, plusieurs produits de télédétection (images satellitaires ou aéroportées) sont disponibles soit par des organismes publics (agences spatiales, instituts géographiques nationaux), soit par des opérateurs privés. Grâce à l’augmentation du nombre de satellites en opération et aux avancées technologiques, l’imagerie satellitaire (et aéroportée) ne cesse de devenir plus performante en résolution spatiale comme en résolution spectrale. Cela permet d’améliorer considérablement les résultats d’extraction de l’information recherchée par le photo-interprète et d’ouvrir de nouvelles perspectives sur la caractérisation de l’occupation du sol dans les corridors rivulaires (Mertes, 2002).
L’Unité de Recherche « Biologie des Ecosystèmes Aquatiques » (UR BEA) du Cemagref de Lyon et en son sein le Laboratoire axes Quantitative (LHQ) réalise des études d’appui scientifique pour la mise en œuvre de la DCE. Elle s’intéresse notamment au rôle du corridor rivulaire, et à la quantification de ce rôle dans le cadre d’un modèle pression/impact. Celui-ci a pour but d’évaluer l’impact relatif des pressions d’occupation du sol sur la qualité des cours d’eau à l’échelle stationnaire (état écologique du cours d’eau au niveau des stations). Cependant, comme nous le verrons plus loin, ce modèle est en limite d’utilisation à l’échelle du corridor rivulaire (Wassson et al, 2005). L’Unité Mixte de Recherche « Territoires, Environnement, Télédétection et Information Spatiale » (UMR TETIS) Cemagref-CIRAD-ENGREF à Montpellier développe les méthodologies de caractérisation et d’analyse spatiale de l’occupation des sols dans le corridor rivulaire de façon à améliorer les modèle de pression/impact. Les travaux présentés dans ce mémoire de DEA sont menés dans le cadre d’une collaboration entre ces deux équipes.
Afin de comprendre les objectifs de ce mémoire, une première partie est consacrée à la présentation des recherches menées en France par le axes sur la caractérisation de l’état écologique des cours d’eau au sens de la DCE, sur l’importance du corridor rivulaire pour garantir cet état écologique, et sur l’application du modèle pressions/impacts à l’ensemble de la région Languedoc-Roussillon. L’analyse des limites actuelles de ce type de modèle amènera à définir les objectifs de ce travail de DEA : tester et développer des techniques de traitement de l’information (aéroportées et satellitaires) pour cartographier et classifier l’occupation du sol dans le corridor rivulaire de façon homogène sur des grands linéaires du cours d’eau, afin de définir par analyse spatiale des descripteurs pertinents en relation avec la qualité écologique des cours d’eau. Le site d’étude sera le bas versant de l’Hérault.
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Dans un premier temps, il semble intéressant d’évaluer les potentialités de la télédétection pour proposer une méthode de caractérisation fine de l’occupation du sol dans le corridor rivulaire. La classification doit répondre à plusieurs critères précisés par le commanditaire :
- Elle doit être reproductible, opérationnelle (« automatisable ») et à coût réduit. En effet, cette méthode devra s’appliquer à l’ensemble du réseau hydrographique français, qui représente un total de près de 270.000 Km.
- Elle doit être efficace, puisque le but final est de construire des indicateurs synthétiques en vue de modéliser l’impact de la structure spatiale du corridor rivulaire sur la qualité écologique des cours d’eau.
- Elle doit fournir une cartographie des corridors rivulaires selon la nomenclature suivante : o Sol nu
o Sol artificialisé o Forêt
o Végétation naturelle herbacée o Cultures
o Eau
Ensuite, le résultat obtenu de la classification sera analysé pour synthétiser des indicateurs spatialisés de l’occupation du sol dans le corridor rivulaire, dans la perspective de les tester dans le modèle pressions/impacts sur la qualité écologique des cours d’eau.
Ainsi, cette étude, sera menée en trois phases :
• Phase 1 : Recherche et développement des techniques de traitement de l’information (aéroportée et satellitaire) cohérentes pour construire une méthode automatisée de classification selon la typologie demandée de l’occupation du sol le long du corridor rivulaire.
• Phase 2 : Recherche d’indicateurs applicables pour l’étude de l’impact de l’occupation du sol dans le corridor rivulaire sur la qualité écologique des cours d’eau, indicateurs issus de l’écologie du paysage et de l’analyse spatiale.
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I. Caractérisation de l’état écologique au sens de la Directive Cadre Eau
Dans cette partie, j’expose de façon simple la caractérisation de l’état écologique. En ANNEXE I, est présentée la même partie mais plus détaillée.
I.1 Mise en place d’une typologie des régions en France adaptée à la DCE : les
hydro-écorégions
L’une des principales innovations de la DCE est de faire référence au contexte géographique naturel. Ainsi, les conditions de référence (état écologique de référence, objectif de la DCE), biologiques mais aussi physico-chimiques et hydromorphologiques, doivent être établies par type de région. Cette typologie des régions reflètera à la fois le fonctionnement naturel des écosystèmes et leur structure biologique. D’où le choix d’une typologie « fonctionnelle » basée sur les processus générant les différents types de milieux. Celle-ci doit s’appuyer aussi sur des éléments non modifiés par l’activité humaine (climat, géologie, relief…), puisque l’objectif est de définir des ensembles de milieux qui, en situation non impactées, auraient les mêmes caractéristiques biologiques (Wasson et al, 2004).
Pour cela, une régionalisation simple a été construite à partir du concept d’« hydro-écorégions » (HER). C’est une approche descendante, liant le fonctionnement de l’écosystème aux caractéristiques géographiques du bassin et qui repose sur le concept de contrôle hiérarchique des écosystèmes par l’emboîtement des échelles physiques, du bassin jusqu’au microhabitat (Wasson et al, 2004) (Figure 1).
Figure 1 : Modèle conceptuel de l’écosystème d’eau courante d’après Wasson, 1989
Ainsi, à l’échelle locale, la biodiversité et la productivité des communautés vivantes répondent aux « facteurs-clés » que sont le climat aquatique (physicochimie de l’eau), les ressources trophiques (endogènes et exogènes) et l’habitat physique (hydraulique, substrat), qui conditionne largement les deux autres. A l’échelle du tronçon, ces facteurs-clés dépendent de l’hydrologie et de la végétation rivulaire : ces « facteurs de contrôle » déterminent la morphodynamique fluviale et la connectivité du système. Finalement, à une échelle régionale, ces facteurs dépendent des « déterminants primaires » que sont la géologie (nature du sol), le relief et le climat (Wasson et al, 2004).
La recherche des discontinuités spatiales des déterminants primaires (caractéristiques géophysiques et climatiques), permet de délimiter des hydro-écorégions (HER) de deux niveaux hiérarchiques. Pour aboutir à une typologie des « masses d’eau » selon la DCE, la dimension longitudinale du réseau (taille du cours d’eau), influençant nombre de caractéristiques physiques et biologiques, a été intégrée par l’utilisation de l’ordination de Strahler (Wasson et al, 2004). La typologie de base des masses d’eau, adoptée en France pour la mise en place de la DCE, correspond donc au croisement « HER × rang ».
Dans l’ensemble, les HER expliquent une part prépondérante de la variabilité observée sur les paramètres physiques, chimiques et biologiques : elles sont reliées au fonctionnement du milieu. Ce système régionalisé et hiérarchisé, constitué d’éléments géographiques emboîtés utilisables à plusieurs niveaux de précision selon les besoins, permet aussi d’établir une typologie cadre cohérente pour la gestion. En effet, il existe une bonne correspondance entre les HER et la spatialisation des pressions anthropiques. Cette concordance ouvre des perspectives intéressantes pour la définition d’unités spatiales de gestion, par la mise en évidence de
« problématiques régionales » pour la restauration des milieux. La transcription cartographique de ces problèmes facilitera la communication avec les décideurs publics (Roche et al, 2005).
I.2 Définition du bon état écologique (les conditions de référence)
Selon la DCE, l’état écologique d’une masse d’eau est défini d’après la situation la plus déclassante, entre un état chimique se rapportant à des normes de concentration de certaines substances particulièrement dangereuses (toxiques), et un état écologique qui repose sur l’évaluation des éléments de « qualité physico-chimiques » (paramètres généraux et micro-polluants non inclus dans l’état chimique), et « biologiques » (peuplements végétaux, invertébrés et poissons).
L’objectif de « bon état écologique » est défini comme un écart « léger » à une situation de référence, correspondant à des milieux non ou très faiblement impactés par l’homme. L’état écologique se réfère « à la structure et au fonctionnement des écosystèmes aquatiques » (le « bon état » se comprend dès lors par « bon fonctionnement »), toutefois son évaluation repose principalement sur la bioindication : les peuplements aquatiques sont « juges de paix » (Wasson et al, 2004). En effet, les seuils concernant les divers paramètres physico-chimiques généraux des masses d’eau doivent être reliées à l’altération des peuplements. Et pour les polluants toxiques, des normes sont définies sur la base de tests écotoxicologiques. L’évaluation des altérations physiques (ou hydro-morphologiques) est requise que pour identifier les situations de référence. La bioindication est décrite en France par l’Indice Poisson et Indice Biologique Global Normalisé (IBGN). Cependant, l’Indice Poisson, développé récemment ne possède pas encore un large réseau de mesure. Par contre, l’IBGN standardisé (norme AFNOR NF-T92) est très largement appliqué en France, et a prouvé son efficacité dans l’évaluation globale de la qualité biologique d’un cours d’eau.
La sélection des sites IBGN de référence s’est faite sous trois approches indépendantes : par expertise sur le terrain à l’aide d’un guide précis rempli par la DIREN, par traitement des données d’occupations du sol Corine Land Cover (CLC) et des données de rejets (Agence de l’Eau) à l’aide d’un Système d’Information Géographique (SIG), et par le jeu de données non IBGN des sites de référence du axes, qui servira de validation des données IBGN (Figure 4).
L’état de chacune ce ces stations est déterminé par rapport à sa note de référence. Pour les stations ayant moins de quatre relevés, c’est l’IBGN le plus faible qui est utilisé pour calculer l’écart à la référence (EQR), et déterminer son état écologique. Pour les stations ayant plus de quatre relevés, c’est le percentile 25 de la distribution des IBGN mesurés sur la station qui a été utilisé (Figure 2)
Figure 2 : hypothèses de travail pour déterminer la limite du très bon et du bon état pour la métrique variété taxonomique (Wasson et al, 2003)
II. Importance du corridor rivulaire dans la qualité des cours d’eau
II.1
Définition et dynamique végétale
Ripa : signifie la rive, c'est-à-dire un espace marquant la limite entre le milieu aquatique et le milieu terrestre.
La rive s'étend au-delà de la berge et constitue un espace d'interface plat.
Sylva : signifie la forêt.
La ripisylve est une forêt naturelle, riveraine d'un cours d'eau ou plus généralement d'un milieu humide (lacs, marais) ; elle peut correspondre à un liseré étroit comme à un corridor très large. Sa composition floristique et sa morphologie sont liées aux inondations plus ou moins fréquentes et/ou à la présence d'une nappe peu profonde (guide technique n°1, 1998). En bordure de cours d'eau, on distinguera la forêt alluviale, compartiment terrestre de l’hydrosystème, localisé sur ses marges et composé de groupements végétaux multiples, dominés par des groupements arborés. Il est possible d’observer, au sein de la forêt, des zones prairiales ou des bras secondaires du chenal. Puis le boisement de berge (Photo 1), qui correspond lui au couvert végétal situé près du lit mineur, fréquemment soumis aux crues, et qui participe directement à la qualité physique du milieu aquatique.
La végétation est composée d'essences ligneuses à bois tendre, comme les saules, les peupliers, les aulnes, ou à bois dur comme le frêne, le pin sylvestre, les érables et les chênes, etc. Les marges végétales des rivières de plaine alluviale présentent des successions végétales d'une grande diversité. Elles abritent également des arbustes de sous-bois typiques d'unités fonctionnelles déjà évoluées. Ces formations présentent une grande richesse et une originalité floristique, structurale et écologique (Carbiener, 1970).
Photo 1 : Boisement de berges (www.direnlanguedocroussillon.fr)
Dans les larges corridors boisés des plaines alluviales, la dynamique d'érosion/sédimentation explique l’existence d'une mosaïque de groupements de végétation d’âges et de compositions floristiques divers, ainsi que l'interpénétration de la forêt alluviale et du chenal actif (guide technique, 1998). Cette végétation est soumise à un rajeunissement périodique mais toujours partiel et abrite ainsi une mosaïque végétale composée d'unités aquatiques, semi-aquatiques et terrestres. C'est un ensemble qui peut être vaste et qui se subdivise en sous-systèmes écologiques souvent très spécifiques par leurs caractères structuraux (composition floristique, organisation spatiale, ...), et leurs exigences en eau et en substrat (granulométrie des sols, teneur en matière organique).Une telle dynamique naturelle est aussi caractéristique des cours d'eau de petite taille qui peuvent divaguer mais sur un espace plus limité. La ripisylve est ainsi renouvelée et rajeunie naturellement grâce aux crues et aux phénomènes d'érosion et de transport qui exportent les débris végétaux vers l'aval. Ces rajeunissements sont la condition même de la coexistence de fonctions multiples au sein des ripisylves (Decamps, 2002).
Ainsi, les formations végétales rivulaires occupent l’interface entre le milieu aquatique et le milieu terrestre, créant un corridor. Dépendant des processus hydrologiques et morphologiques, elles disposent d’une dynamique propre. A l’interface entre deux systèmes écologiques, elles font partie de l’écotone terre-eau (Naiman et Décamps, 1990), en constituant une mosaïque complexe (Piégay, 2003). Les ripisylves assurent des fonctions multiples et variées, ainsi que complémentaires (Decamps, 2002), pour garantir le fonctionnement écologique des rivières (la qualité des cours d’eau).
II.2
Rôle du corridor rivulaire
II.2.1 Facteur de contrôle du fonctionnement écologique
Si les conditions hydrodynamiques et morphodynamiques régissent la répartition des communautés végétales, réciproquement la végétation riveraine, par sa présence effective ou par ses apports en débris ligneux grossiers, est elle-même un élément structurel de l’hydrosystème à l’échelle locale (Figure 3).
Figure 3 : Influence de la ripisylve sur le fonctionnement écologique des écosystèmes d’eau courante. Fonctions assurées par la ripisylve. Effet spécifique sur l’habitat aquatique d’après Maridet, 1995.
Tout d’abord, sa présence complexifie l’habitat aquatique, créant un milieu diversifié propice au développement des communautés biologiques. Elle influence, par exemple, l’habitat des poissons en favorisant les couverts, soit directement par les structures racinaires ou par la végétation surplombante (Glova et Sagar, 1994 ; Maridet et Souchon, 1995), soit indirectement par les débris ligneux et les microenvironnements qui leur sont associés et constituent un habitat pour beaucoup d’organismes (Maridet, 1995). Ce rôle est très important car l’habitat aquatique (la structure physique perçue par les êtres vivants) est le compartiment central d’un écosystème aquatique (Wasson, et al, 1998). Il abrite les communautés biologiques qui sont « juges de paix » de l’état écologique des cours d’eau au sens de la directive. Toute modification de ce compartiment, direct ou indirect, aura des répercussions sur l’ensemble du milieu aquatique.
Les ripisylves contrôlent également la chaîne trophique à sa base en injectant dans le système des détritus organiques, en filtrant les apports en nutriments, en limitant la production autotrophe par ombrage et en régulant la température.
En effet, elles agissent directement en régulant la quantité de lumière qui pénètre dans le cours d’eau, facteur clé (avec la vitesse du cours d’eau) de la production primaire de ce système écologique. Proches des rivières, les formations végétales arborées riveraines constituent une source de matière organique allochtone (feuilles, tiges, débris ligneux grossiers…) et des structures de rétention nutritionnelle permettant le stockage, le
recyclage et le relargage vers l’aval, des éléments nutritifs (Maridet et al, 1995). De plus, les débris ligneux accentuent ce phénomène en formant des pièges potentiels et des structures de rétention de ces particules détritiques. Cet amas de débris organiques sert de nourriture, de site de ponte, de croissance, de repos et de refuge pour les communautés benthiques. La densité et la nature de l’environnement végétal en bordure de cours d’eau contrôlent donc le fonctionnement trophique des milieux aquatiques, en déterminant le type de nourriture disponible. Cela est déterminant notamment pour les communautés benthiques qui s’organisent spatialement en fonction de l’hétérogénéité des ressources et des contraintes (Maridet, 1994).
La végétation rivulaire contrôle également directement la température, en faisant varier la surface exposée aux radiations et à l’énergie entrante. Ces changements de régime thermique modifient les communautés aquatiques en agissant directement sur le cycle vital des organismes (Quin et al, 1992 in Maridet, 1995), et indirectement sur la qualité nutritive de la nourriture disponible (Fuller et Fry, 1991 en Maridet, 1995) et surtout sur la solubilité de l’oxygène dans l’eau.
II.2.2 Une zone tampon protectrice du milieu aquatique
La popularité croissante des ripisylves en matière d’aménagement tient surtout au rôle épurateur qu’on leur prête le long des rivières (Decamps, 2002). Ce pouvoir épurateur repose sur deux processus : le stockage de des nutriments transportés par la rivière pendant les inondations ou contenus dans les eaux de ruissellement et la dénitrification au contact des systèmes racinaires (Agence de l’eau, 1998).
Le piégeage des particules minérales dans les zones rivulaires est attribuable pour une large part aux plantes herbacées et buissonnantes (prairies, friches…). Ces plantes, par leur position, créent un tapis qui en augmentant la rugosité à la surface du sol entraînent un ralentissement de la vitesse du ruissellement et une sédimentation des particules (Agence de l’eau, 1998). Ces matières souvent riches en éléments nutritifs peuvent ainsi être recyclées dans les sols et par la végétation.
Le rôle de la végétation pour la protection des nappes phréatiques contre les pollutions azotées diffuses et pour le recyclage des nutriments déposés en période de crue a été très bien démontré par nombre d'auteurs. (Naiman et Descamp, 1990 ; (Very et al, 2004). Deux processus principaux sont en jeu : la dénitrification microbiologique et l'absorption racinaire de l'azote. Ces processus sont en fait très étroitement imbriqués et agissent rarement seuls dans la nature. En période de hautes eaux et de crue, le sol saturé est en condition d'anaérobiose (absence d'oxygène). Des micro-organismes spécifiques, utilisant l'énergie contenue dans la matière organique d'origine végétale, peuvent alors transformer les nitrates contenus dans l'eau du sol en azote gazeux transmis directement à l'atmosphère. C'est la dénitrification. Elle dépend d'un grand nombre de facteurs : la température, l'aération du sol, les disponibilités en carbone.
Ainsi, la présence de végétation dense et multistratifiée provoque, lors des débordements de la rivière, le dépôt des sédiments fins chargés de nutriments, qui sont recyclés ensuite dans les sols. La rugosité de la ripisylve, et le grand développement des systèmes racinaires des espèces ligneuses expliquent la plus grande efficacité des ripisylves pour l'épuration des eaux par rapport aux autres types de couverts végétaux. Avant de quitter leur état d'eaux souterraines, les eaux souterraines cheminent peu à peu (de quelques mètres à quelques dizaines de mètres par jour) en direction des points bas que sont les lits fluviaux où elles peuvent émerger. Elles sont ainsi amenées à traverser les zones humides et les ripisylves. Pendant la période végétative, la ripisylve prélève directement les composés azotés qui migrent avec ces eaux. La ripisylve agit donc directement sur la qualité physico-chimique des eaux. Elle agit comme un filtre naturel important pour l'épuration des eaux, surtout au niveau des échanges nappe rivière (Maridet, 1995). Elle peut ainsi limiter considérablement les transferts de polluants entre les terres cultivées et la rivière. La ripisylve ne peut cependant pas agir de manière significative sur la dépollution d'une rivière déjà polluée en amont.
II.3 Intérêt et fragilité de cette dynamique écologique
Toutes ces fonctions illustrent bien l’importance des formations végétales riveraines dans le fonctionnement écologique des écosystèmes d’eau courante. Il est indispensable de prendre en compte la végétation rivulaire lorsqu’on étudie l’écologie d’un milieu aquatique. Par les nombreuses fonctions écologiques, sociales (récréatives et paysagères) et économiques (matière première, stabilisation des berges et protection contre les crues) qu'elles peuvent jouer, les ripisylves présentent un intérêt patrimonial certain pour la collectivité (Maridet, 1995).
L’espace potentiel, sur lequel une ripisylve est susceptible de se développer, est étroitement dépendant de la morphologie de la vallée et s'exprime à travers le degré de connexion liant les milieux riverains aux milieux aquatiques : la connexion est maximale lorsque la ripisylve est développée dans une plaine d'inondation. Elle se réduit d'autant plus que le contact terre-eau s'amenuise. En effet, au niveau des cours d’eau en tête de bassin (pentes plus élevées), les berges sont plus hautes et réduisent la fréquence des inondations. Ainsi, sur une rivière qui dispose d'un espace de liberté suffisant et dont le débit n'est pas régulé, la ripisylve ne nécessite aucune intervention particulière pour se maintenir ou se développer et assurer ses fonctions écologiques.
Cependant, l'anthropisation du cours d'eau entrave cette liberté et fragilise la dynamique écologique de cet écosystème. Des ruisseaux aux fleuves, l’homme a profondément changé et affecté les milieux d’eau courante. Les modifications de débit, de la morphologie ou de la végétation rivulaire se répercutent sur des secteurs les plus en amont jusqu’à l’embouchure des grands fleuves (Maridet, 1995). Des études historiques indiquent qu’une grande partie de l’intégrité biologique des cours d’eau a été perdue il y a plusieurs siècles en Europe et en Asie, il y a un siècle en Amérique du Nord (Harmon et al, 1986).
L’activité humaine contribue à modifier les types de ripisylves que l'on observe dans les plaines d'inondations. De plus en plus influencées, les ripisylves sont ramenées à l’état de fragments dont la survie dépend de leur aptitude à se renouveler face au stress. L'homme contrôle l'extension spatiale des corridors : il peut les détruire totalement ou permettre au contraire une renaturation par abandon des terrains riverains. Il peut également modifier leur composition floristique au point de privilégier des peuplements monospécifiques cultivés. Les boisements de berge ne sont pas moins soumis à l'action humaine. Les espèces présentes ont souvent été favorisées par l'homme, soit pour alimenter le bétail ou exploiter le bois de chauffe (ex : frêne), soit pour alimenter la filière bois (ex : ligne de peupliers) (Agence de l’eau, 1998).
De plus, de par leur grande richesse et la forte productivité des sols, régulièrement fertilisés par des dépôts limoneux, les plaines alluviales ont été utilisées et exploitées dés la plus haute antiquité. Avec les progrès techniques, ces activités (agricoles, industrielles, urbaines) se sont intensifiées et l’accumulation de ces interventions sur le milieu a engendré un certain nombre de perturbations, notamment une dégradation croissante de la qualité des eaux souterraines et superficielles. Les exemples sont multiples : les fuites d’engrais en hiver sur un sol nu peuvent être, en partie, tenues responsable de l’enrichissement excessif en nitrates de nombreuses rivières (Corgne, 2004) ; des apports trop importants en sédiment fin, liés souvent à cette anthropisation du bassin versant, sont reconnus comme étant une cause de dégradation des conditions écologiques. Ces particules minérales en suspension ou déposées peuvent être à la source de préjudices grave de la faune aquatique (séquelles au niveau des branchies, colmatage des frayères et des habitats pour les invertébrés benthiques et les poissons, limitation des apports en oxygène à l’intérieur des sédiments) (Maridet, 1995).
La construction d’infrastructures (routes, voies de chemin de fer, digues, barrages, terrains de camping et/ou de golf, urbanisation, …) influence aussi, de façon brutale et durable, les évolutions naturelles. En effet, il est bien établi que les altérations majeures souvent irréversibles des écosystèmes d'eau courante sont imputables
à des atteintes physiques telles que des actions de chenalisation ou des interventions massives sur le bassin (de type coupes forestières à blanc), qui entraînent une forte érosion suivie d'une sédimentation excessive (Niemi et al. 1990). Les effets de ces interventions sont le plus souvent irréversibles, avec des temps de rémanence très longs (Brookes, 1988 ; Niemi et al., 1990 et Wasson et al., 1998).
Dans le cadre de la gestion de la ressource en eau et face à ces problèmes de pollution, la végétation rivulaire présente un intérêt considérable, du fait de son effet tampon. Elle participe à l’élimination de pollutions diffuses d’origine agricole, aussi bien en réduisant la teneur en éléments nutritifs tels que les nitrates et phosphates qu’en minimisant la concentration en pesticides. Pour s'exprimer, ces mécanismes naturels exigent toutefois que la zone tampon, susceptible d'être soumise à l'érosion, soit relativement large. Or la pression humaine sur les terres riveraines ne le permet que trop peu souvent. D’autre part, le corridor rivulaire se révèle être un élément structurant des écosystèmes d’eau courante. Et parce que la structure d'un écosystème détermine ses fonctions et par voie de conséquence sa biodiversité, toute altération de ce cadre de vie peut avoir des conséquences graves parfois irréversibles sur le fonctionnement des axes (Wasson et al, 1998).
Ainsi, la qualité des cours d’eau, systèmes éminemment ouverts, comme la nature et le fonctionnement des biocénoses qu’ils abritent, est étroitement liée à l’activité humaine sur leurs bassins versants. Ces impacts déterminent in fine l’état écologique des cours d’eau constaté au niveau des biocénoses (Wasson et al, 2005). Les relations structures humaines, pressions et impacts sont identifiées dans la figure 4 ci-dessous. La structure du paysage riverain apparaît donc comme un bon indicateur, sur des pas de temps de quelques décennies, pour mettre en évidence les dysfonctionnements du cours d'eau. Sa compréhension est indispensable pour mettre en place des plans de gestion préservant la richesse et la diversité naturelle des milieux alluviaux garantissant la qualité écologique des cours d’eau.
III. Développement des modèles régionalisés pressions/impacts à
l’échelle du corridor rivulaire
III.1
Problématique et objectifs
Le but de la DCE est de diagnostiquer les causes d’altération des cours d’eaux courantes, afin d’établir des opérations de restauration pour atteindre le bon état écologique dans tous les milieux naturels. Les bioindicateurs utilisés comme méthode de diagnostic ne suffisent pas par eux-mêmes à identifier les modes d’action . Les relations entre pressions et impacts sont aussi complexes que variées (Wasson et al, 2005). La bioindication donne au mieux des informations qualitatives sur les facteurs en cause, mais ne permet pas à elle seule de quantifier les relations de causes à effet. Ainsi, l’évaluation des altérations physiques (ou hydro-morphologiques) semble indispensable pour le diagnostic des causes d’altérations.
Dès lors la mise en place des modèles régionalisés, faisant apparaître à l’échelle des principales HER, les principales causes d’altération des peuplements aquatiques, est un outil indispensable pour développer des stratégies d’action. L’approche par HER permet de stratifier ces données en ensembles homogènes du point de vue de la sensibilité des milieux et des pressions qu’ils subissent. En effet, les usages de l’eau, l’occupation du sol, et dans une certaine mesure la répartition de la population humaine répondent aux mêmes facteurs géographiques qui ont servis à délimiter les HER (Il existe donc une bonne concordance générale entre les HER et la spatialisation des pressions anthropiques) (Wasson et al, 2005).
Ces modèles, ne doivent pas simplement permettre de constater les dégâts, ils doivent identifier et hiérarchiser les causes d’altération pour orienter les investissements de restauration. Des études au cas par cas n’étant pas envisageables, la définition d’une politique d’action passe par une analyse quantitative des relations entre pressions anthropiques et état écologique, et une extrapolation à des échelles pertinentes pour la gestion. L’utilisation des réseaux de suivi, pour développer des modèles statistiques à la fois explicatifs et prédictifs, reliant les impacts à leur cause probable, est nécessaire (Roche et al, 2005).
Mais le principal obstacle au développement de ces modèles concerne les données sur les pressions anthropiques, et une activité importante reste liée à l’amélioration des données. En effet, il n’existe pas de données bancarisées à l’échelle nationale, elles sont éparses, non cohérentes, voire inexistantes (Wasson et al, 2005). Pour l’instant, ces données proviennent essentiellement de la télédétection pour cartographier et quantifier l’occupation des sols.
III.2
Matériels et méthodes
III.2.1 Description des données biologiques e des pressionst
Ces modèles cherchent, en fait, à relier les réponses biologiques (évaluateurs de l’état écologique des cours d’eau) aux pressions anthropiques évaluées à partir des données à l’échelle des bassins et des corridors rivulaires.
La réponse biologique sera décrite par les IBGN transformés en EQR (EQR-IBGN). Le fichier de travail est constitué de 3662 stations sur les cours d’eau français (base de donnée GIRAFE) (Wasson et al, 2004). A l’aide d’un SIG (Arcview 3.2), les stations correspondantes à la zone d’étude (ANNEXE II) considérée sont sélectionnées. Au niveau de l’HER-6_LR, la base de donnée se compose de 55 stations.
Pour les données des pressions, la couche d’information géographique CORINE (Co-Ordination of Information on the Environnement) Land Cover (CLC) est utilisée. Elle possède une résolution spatiale de 30 m. Le programme européen CLC a pour objet de fournir, pour les pays de l'Union Européenne, une
information géographique homogène sur l'occupation du sol En France, il a pour maître d'ouvrage l'Institut Français de l'Environnement (IFEN) (Anonyme, 1996). La base CORINE Land Cover couvre l’ensemble du territoire français et repose sur une nomenclature standard hiérarchisée à 3 niveaux et 44 postes (ANNEXE III) répartis selon 5 grands types d’occupation du territoire (territoires artificialisés, territoires agricoles, forêts et milieux semi-naturels, zones humides et surface en eaux). La période d’acquisition des images satellitales LANDSAT et SPOT qui ont servis à l’établissement de cette couche va de 1987 à 1994 (Pella et al, 2004).
III.2.2 Hypothèses de travail (Pella et al, 2004)
III.2.2.1 Sur le bassin versant
Compte tenu du nombre de stations ponctuelles sur lesquelles se trouvent les données biologiques observées, un outil spécifique de calcul de bassin versant a été développé. Cet outil est basé sur l’analyse du modèle numérique de terrain dérivé de la BDALTI® de l’Institut Géographique Nationale (IGN) au pas de 250 m, sur le découpage en zones hydrographiques et enfin sur le tracé du réseau hydrographique de la BD Carthage® V 3.0.
Une fois la station raccrochée géographiquement sur le tracé du cours d’eau auquel elle appartient, le traitement consiste à découper le modèle numérique de terrain en fonction de la zone amont probable à partir des zones hydrographiques puis à déterminer son bassin versant (Figure 5). Etant donné que ce calcul de bassin versant est basé sur le MNT de l’IGN au pas de 250 m, la surface minimale de détection est de quelques kilomètres carrés. En zone de relief peu marqué, l’outil utilisé montre ses limites et le recours à l’expertise manuelle est
parfois indispensable. pressions anthropiques dérivées de l’analyse de CORINE Land Cover Figure 5 : Bassin versant calculé à partir de la station (en rouge) et
(Pella et al, 2004)
A partir de l’enveloppe du bassin versant ainsi délimitée, il est possible de calculer le pourcentage de surface des différentes catégories d’occupation du sol CLC.
III.2.2.2 Sur le corridor rivulaire
Le couplage entre les données biologiques observées sur des stations ponctuelles et les pressions s’exerçant sur les bassins et sur l’environnement immédiat des stations (les corridors rivulaires) a nécessité des développements informatiques spécifiques (langage objet) sous SIG.
Sur le corridor rivulaire de la station les hypothèses sont les suivantes (Figure 6) :
• Le tronçon étudié mesure environ 3 Km de long soit 1.5 Km à l’amont et à l’aval de chaque station considérée ;
• La largeur de la zone à prendre en compte de part et d’autre du cours d’eau dépend de la largeur du lit mineur. Ces largeurs sont extrapolées à partir des rangs de Strahler.
