Validation de l'outil d'aide à la décision SACADEAU sur la qualité de l'eau et les pratiques agricoles. Application au bassin versant de la Fontaine du Theil (35)

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Validation de l’outil d’aide à la décision SACADEAU sur

la qualité de l’eau et les pratiques agricoles. Application

au bassin versant de la Fontaine du Theil (35)

J. Doyen

To cite this version:

J. Doyen. Validation de l’outil d’aide à la décision SACADEAU sur la qualité de l’eau et les pratiques agricoles. Application au bassin versant de la Fontaine du Theil (35). Sciences de l’environnement. 2010. �hal-02593303�

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DOYEN Julie. Validation de l’outil d’aide à la décision SACADEAU sur la qualité de l’eau et les pratiques agricoles. Application au bassin versant de la Fontaine du Theil (35)

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Centre de Lyon

Validation de l'outil d'aide à la décision

SACADEAU sur la qualité de l'eau et les pratiques

agricoles. Application au bassin versant de la

Fontaine du Theil (35)

_____________

Mémoire de Fin d’Etudes présenté pour l’obtention du diplôme

d’Ingénieur diplômé de l’ENGEES

______________

Maitres de stage : CARLUER Nadia

FABRE Marie-Françoise

Réalisé par Julie DOYEN

Juin 2010

Promotion

SOMME

CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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2 CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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Remerciements

Je tiens particulièrement à remercier ma maître de stage Nadia CARLUER pour m’avoir proposé ce stage et accueillie au sein du Cemagref de Lyon. Je tiens également à remercier Marie-Françoise FABRE, ma deuxième encadrante, pour m’avoir guidée dans mon travail et pour m’avoir soutenue dans les difficultés.

Je remercie également toute l’équipe Pollutions Diffuses, Jean-Joël GRIL, Véronique GOUY, Guy LE HENAFF, Claire LAUVERNET, Lucie LIGER, Karine FAIDIX ; Christine GAUROY et Olivier GARCIA pour la bonne ambiance et tous leurs bons conseils.

Je tiens également à remercier toutes les personnes de l’INRA UMR SAS de Rennes qui ont contribué à ce stage. Tout particulièrement un grand merci à Jordy SALMON-MONVIOLA et à Hervé SQUIVIDANT, sans qui rien n’aurait été possible. Je remercie également Chantal GASCUEL-ODOUX pour les éclaircissements qu’elle a apportés sur SACADEAU et Pierre AUROUSSEAU pour sa participation lors du traitement spatial.

Je remercie Joël THIERRY (Arvalis-Institut du Végétal), pour avoir partagé ses nombreuses connaissances sur le bassin versant de la Fontaine du Theil et à l’intérêt qu’il a porté à notre travail lors des visites de terrain.

Je tiens également à remercier Wouter BUYTAERT pour avoir répondu sans attente à toutes mes questions portant sur la version sous R de TOPMODEL.

Enfin, un grand merci à tous les autres stagiaires de l’équipe, Mathilde, Thomas, Mathieu, Florian, Alexandra et Lucile pour avoir apporté la bonne humeur au bureau et une aide non négligeable lors des moments de doute.

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ouverte

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4 CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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Résumé

Validation de l’outil d’aide à la décision SACADEAU sur la qualité de l’eau et les pratiques agricoles. Application au bassin versant de la Fontaine du Theil

L’utilisation d’outils capables d’estimer le risque de contamination à l’échelle du bassin versant permet d’effectuer des diagnostics préalables à la définition de plans d’actions pertinents et de vérifier ensuite leur efficacité. L’équipe Pollutions Diffuses du Cemagref de Lyon cherche à construire, dans le cadre de la thèse de Marie Françoise Fabre une méthode d’évaluation du potentiel de contamination des eaux de surface par les pesticides à l’échelle du petit bassin versant. Différents modèles sont actuellement testés, dont le modèle SACADEAU.

SACADEAU est un outil développé en partenariat entre l’INRA de Rennes et l’IRISA pour des bassins versants du massif armoricain. Il est constitué d’un modèle décisionnel intégrant les stratégies de désherbage des agriculteurs et d’un modèle biophysique modélisant le transfert des herbicides par ruissellement hortonien ou sur surface saturée et par écoulement subsurfacique latéral dans la nappe, via un couplage avec le sous-modèle TOPMODEL. Ce travail de fin d’étude a porté sur l’évaluation du modèle biophysique de transfert sur un bassin versant agricole de 136 ha (la Fontaine du Theil, 35).

La représentation spatiale du bassin versant a été effectué sous la forme d’arbres d’exutoires de parcelles. Cette dernière, développée sous SACADEAU, permet de prendre en compte la connectivité entre les parcelles, en intégrant les effets du réseau bocager et des structures du paysage. Le sous-modèle hydrologique TOPMODEL a servi à déterminer les paramètres de transferts de pesticides sur surface saturée et vers la nappe sur le bassin versant d’étude. Ces paramètres ont été ensuite réutilisés dans SACADEAU. Le module de transfert a été testé sur un jeu de données bien renseigné de transfert dans des sols limono-argileux d'atrazine et de diméthénamide appliqués sur des cultures de printemps.

Les résultats obtenus n'ont pas pu être validés. Le modèle sous-estime fortement les concentrations et les flux d’herbicide à l’exutoire et ne parvient pas à simuler les pics de concentration observés peu après l'application et un décalage temporel entre les données observées et les données simulées subsiste. Cependant des incertitudes sur la représentation spatiale du bassin versant, ainsi que sur le calage du modèle ne permettent pas de remettre totalement en cause SACADEAU. L'évaluation de cet outil demande donc à être affinée.

Mots clés : aménagement du territoire, arbre d’exutoires de parcelles, modèle de transfert de

pesticide, herbicides, SACADEAU, TOPMODEL, MNTSurf, indice topographique, modèle de drainage maillé. CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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Abstract

Validation of the decision-oriented pesticide-leaching model SACADEAU-Transf on the water quality and the agricultural practices. Application on the Fontaine du Theil catchment

(Brittany, France)

Hitherto, pesticide-leaching risk in surface water has been scarcely ever assessed at the catchment scale. The effectiveness of mitigation strategies to reduce pesticide inputs, such as buffer strips, can be evaluated with modeling approaches. A validation of the decision-oriented model SACADEAU (Système d'Aide à la déCision pour la quAlité De l'EAU; transfer model) is carried out to examine its ability to simulate pesticide transfer in a small-sized agricultural watershed (la Fontaine du Theil stream, Brittany, France). An original spatial representation of surface flow pathways is used as a linear tree plot drainage network, which connects every plot outlet over the entire catchment. Flow directions are established on contributing areas and slope direction, landscape structures with hedges, banks and ditches modified flow directions. Surface and subsurface flows are calculated with TOPMODEL. Observed data set on La Fontaine du Theil stream help to calibrate a part of TOPMODEL parameters, the rest of parameter values come from a similar watershed. Daily water and pesticide outflows are simulated at the outlets of each plot and of the catchment and are compared with a comprehensive field data set of atrazine and dimethenamid transport in silt-loam soils. Preliminary results show that pesticide concentrations and flows are underestimated, and pollution peaks do not correspond with observed data. However, calibration and spatial representation uncertainties could explain theses discrepancies. Further tests are needed to evaluate the relevance of SACADEAU-Transf model on La Fontaine du Theil catchment.

Keywords: MNTSurf, pesticide-leaching modeling, tree plot drainage network, SACADEAU-Transf, spatial planning, TOPMODEL,

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Sommaire

Liste des figures ... 9

Liste des tables ... 10

Liste des annexes ... 10

Liste des abréviations... 12

Introduction ... 13

1. Synthèse bibliographique : recherche de modèles de transfert de pesticides dans les eaux de surface à l’échelle du bassin versant ... 14

1.1 Etat des lieux des pratiques phytosanitaire en France :... 14

1.1.1 Qu’est ce qu’un pesticide ? ... 14

1.1.2 Situation actuelle ... 14

1.2 Les origines et les processus de la contamination de l’eau par les pesticides :.... 16

2.1.1 Pollution diffuse et pollution ponctuelle ... 16

2.1.2 Mécanismes de transfert des pesticides dans le bassin versant : ... 16

2.1.3 Processus de transformation/dégradation... 19

2.1.4 Action du bocage sur les transferts de pesticides ... 20

1.3 Comment peut-on évaluer le risque de contamination ? ... 20

3.1.1 Les modèles simulant les transferts de pesticide :... 20

3.1.2 Les indicateurs... 21

3.1.3 La méthode mixte indicateur/modèle ... 22

2. Présentation du sujet... 24

2.1 Objectif... 24

2.2 Présentation du bassin versant de la Fontaine du Theil ... 24

2.2.1 Description générale... 24

2.2.2 Historique du bassin versant ... 26

2.2.3 Organisation spatiale du bassin ... 26

2.2.4 Contexte climatique... 27

2.2.5 Caractéristiques géologiques... 27

2.2.6 Caractéristiques pédologiques... 27

2.2.7 Fonctionnement hydrologique (diagnostic Corpen)... 28

2.2.8 Données disponibles... 30

2.3 Présentation de l’outil d’aide à la décision SACADEAU... 30

3.2.1 Présentation générale... 30

3.2.2 Le modèle décisionnel... 31

3.2.3 Le modèle de transfert... 33

3. Application du modèle de transfert de SACADEAU ... 47

3.1 Déroulement de l’étude ... 47

3.2 Représentation spatiale du bassin versant de la Fontaine du Theil : obtention de l’arbre d’exutoires de parcelles... 47

2.3.1 Modèle de drainage maillé ... 48

2.3.2 Représentation des données et rastérisation ... 49

2.3.3 Modèle de drainage modifié par les structures du paysage... 50

2.3.4 L’arbre d’exutoires de parcelles ... 52

2.3.5 Données météorologiques ... 54 CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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2.3.6 Données sur les molécules et les produits ... 54

2.3.7 Données sur les traitements et les semis ... 54

2.3.8 Faciès du bassin versant de la Fontaine du Theil ... 55

3.3 Calage du sous-modèle TOPMODEL. Détermination des paramètres de subsurface ... 55

3.3.1 Calage hydrologique ... 55

3.3.2 Détermination des paramètres de subsurface ... 58

4. Simulations du transfert de pesticides sous SACADEAU ... 61

4.1 Etude du transfert d’atrazine ... 61

1.4.1 Etude d’un autre herbicide de printemps : le diméthénamide ... 63

1.4.2 Conclusion... 63

4.2 Analyse de sensibilité... 66

2.4.1 Variation de la porosité de drainage... 66

2.4.2 Variations des propriétés des molécules ... 67

5. Déductions... 69

5.1 Influence de la transposition des données relatives aux états de surface sur le bassin versant de la Fontaine du Theil : ... 69

5.2 Incertitudes sur la représentation spatiale en arbres d’exutoires de parcelles... 69

5.3 Taille du bassin versant ... 71

5.4 Perspectives ... 71

4.5.1 Une analyse de l’arbre d’exutoire ... 71

4.5.2 Suggestions d’amélioration du modèle ... 71

Conclusion... 72 Bibliographie... 95 CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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Liste des figures

Figure 1 : Qualité des cours d'eau établie avec les données des réseaux de connaissance

générale et des réseaux phytosanitaires 2005 (source IFEN, 2005)... 15 Figure 2 : Tonnages de substances actives vendus de 2001 à 2008 (IUPP, 2009)... 16 Figure 3 : Flux d'eau et de pesticides à l'échelle de la parcelle ( Kao et al, 2002)... 19 Figure 4 : Situation géographique du bassin versant de la Fontaine du Theil (Source : Scan25 IGN, mission FD 35-53, 2001 ; BD parcellaire mise à jour 2004, Cemagref 35)... 25 Figure 5 : Cultures observés sur le bassin versant de la Fontaine du Theil en 2005 (Source : Diagnostic AQUASITE, mené entre le 01/12/2004 et le 08/04/2005, Base de données Arvalis)

... 25 Figure 6 : Organisation spatiale du bassin versant de la Fontiane du Theil ... 26 Figure 7 : Arbre de décision pour les types de ruissellements observés (Brochure Arvalis, 2010)... 28 Figure 8 : Caractéristiques du bassin versant de la Fontaine du Theil. Classes d'hydromorphie, caractérisation "4 critères" et classes de profondeur des sols ... 29 Figure 9: Schéma de fonctionnement global de SACADEAU (Cordier, 2009) ... 32 Figure 10 : Evolution temporelle des décisions dans le modèle suivant a) une stratégie de post-levée et b) une stratégie de pré-levée (Tortrat, 2005)... 33 Figure 11: Schéma global de fonctionnement du modèle de transfert de SACADEAU (IT = Indice topographique) ... 34 Figure 12 : Évolution de la structure de surface sous l'action des pluies. Des stades transitoires peuvent être décrits et notamment, le stade F1 peut être subdivisé en F 11 présentant des fragments soudés mais encore reconnaissables et F12 pour lequel les contours ont disparu mais les signes de dispersion ne sont pas encore présents (d'après Lecomte, 1999). ... 36 Figure 13 : Sous-modèle de ruissellement de surface (Tortrat, 2005) ... 38 Figure 14 : Génération des débits par TOPMODEL (Obled, 2004), a) par ruissellement rapide, b) par écoulement de nappe... 41 Figure 15 : Gradient hydraulique et pente de la surface du sol (Obled, 2004) ... 41 Figure 16: Distribution de l'indice topographique en pourcentage de superficie cumulé

(Tortrat, 2005) ... 43 Figure 17 : Découpage de la nappe en 3 compartiments (Tortrat, 2005)... 44 Figure 18 : Schéma récapitulatif du calcul du transfert d'herbicide par la subsurface (Tortrat, 2005)... 45 Figure 19 : Schéma récapitulatif de la construction de l'arbre d'exutoire de parcelle (Doray, 2008)... 48 Figure 20 : Modèle de drainage monodirectionnel (l’eau est drainée vers une seule des 8 directions)... 48 Figure 21 : Représentation du modèle de drainage maillée (zone sur une zone de la Fontaine du Theil) ... 49 Figure 22 : Route et fossés sur le bassin versant de la Fontaine du Theil... 49 Figure 23: Modification manuelle des murs sur la Fontaine du Theil ... 51 Figure 24 : Réseau de drainage modifié sur le bassin versant de la Fontaine du Theil (les flèches indiquent les directions de drainage et les traits verts représentent les haies-talus) .... 51 Figure 25 : Détermination des surfaces contributives : a) à e) quelques étapes de la création des différentes surfaces contributives ; f) agrégation des différentes surfaces contributives en un arbre d’exutoires ; g) schéma de l’arbre d’exutoires ; h) schéma du graphe de parcelles (Tortrat, 2005). ... 53 Figure 26 : Pixels exutoires et surfaces contributives à l’exutoire du bassin versant de la Fontaine du Theil ... 54 CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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Figure 27 : MNT et distribution de l'indice topographique sur le bassin versant de la Fontaine du Theil ... 56 Figure 28 : Hydrogramme de calage (haut) et de validation (bas) obtenus après calage des paramètres de TOPMODEL (débits en m/j, débits observés en noir, débits simulés en rouge)

... 57 Figure 29 : Contribution du ruissellement de surface et des écoulements de subsurface fin décembre 1999 ... 58 Figure 30 : Détermination des paramètres de subsurface pour la saturation et pour chaque classe de profondeurs de nappe (-30cm, -1 m , -3m) ... 59 Figure 31 : Résultats des simulations pour l'atrazine en 2000 et 2001 sous SACADEAU... 62 Figure 32 : Résultats des simulations du diméthénamide sous SACADEAU ... 64 Figure 33 : Comparaison des quantités provenant du ruissellement et de la subsurface simulés pour deux prorosités de drainage différentes ... 67 Figure 34 : Comparaisons des quantités d'atrazine proventant du ruissellement (haut) et de la subsurface (bas) suivant la valeur de la DT50 et du Koc... 68 Figure 35 : Limites des surfaces contributive et limites du bassin versant issues de l’analyse MNT (en blanc) et limite du bassin versant optimisé (en noir) (Spatola, 2005)... 70

Liste des tables

Tableau 1 : Qualité des cours d'eau suivant le réseau de connaissance générale (IFEN, 2005) ... 14 Tableau 2 : Qualité des eaux souterraines (IFEN, 2005) ... 15 Tableau 3 : Seuils d’infiltration (en mm/h) en fonction des paramètres faciès, rugosité et couvert végétal (adapté de Le Bissonnais et al., 2001) ... 36 Tableau 4 : Exemple de tables de classe ; a) faciès, b) rugosité et c) % de couvert végétal pour le Frémeur ... 36 Tableau 5 : Pluie d'imbibition en fonction du seuil d'infiltration et de la pluie P48 ... 37 Tableau 6 : Pourcentage d'herbicide lessivé arrivant à la nappe en fonction de sa profondeur (Tortrat, 2005) ... 44 Tableau 7 : Caractéristiques des couches SIG du réseau hydrographique et des aménagements anthropiques ... 50 Tableau 8 : Typologie des exutoires et des surfaces contributives (source ; Tortrat 2005) ... 52 Tableau 9 : Répartition des années pour le calage et cumul de pluie associé ... 55 Tableau 10 : Valeurs calées des paramètres de TOPMODEL (en gris les paramètres

influençant le plus les simulations de débit) ... 57 Tableau 11 : Paramètres de subsurfaces... 60 Tableau 12 : Cumul des quantités d'atrazine simulées et observées à l'exutoire en 2000 et 2001

... 61 Tableau 13 : Quantification des erreurs pour l'atrazine... 61 Tableau 14 : Cumul de diméthénamide observé et simulé par année ... 63

Liste des annexes

Annexe 1 : Méthode SEQ-Eau ... 73 Annexe 2 : Projet FOOTPRINT... 74

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Annexe 3 : Carte du bassin versant de la Fontaine du Theil : parcellaire et aménagements en 1999 ... 76 Annexe 4 : Chroniques pluie/débit du bassin versant de la Fontaine du Theil et cumul de pluie annuel entre 1998 et 2006 ... 77 Annexe 5 : Contraintes de représentation des éléments anthropiques du bassin versant de la Fontaine du Theil pour la réalisation des arbres d’exutoires de parcelles sous SACADEAU. 80 Annexe 6 : Données d’entrée du modèle biophysique ... 81 Annexe 7 : Représentation des surfaces contributives et des arbres d'exutoires de parcelles du bassin versant de la Fontaine du Theil après traitement sous MNTSurf et ArcGIS ... 85 Annexe 8 : Calage de TOPMODEL... 86 Annexe 9 : Part du ruissellement de surface et des écoulements de subsurface dans le débit à l’exutoire du bassin versant lors d’épisodes pluvieux notables ... 87 Annexe 10 : Calcul des paramètres de subsurface A et B... 89 Annexe 11: Distribution de l'indice de Beven Aval sur le bassin versant de la Fontaine du Theil ... 91 Annexe 12 : Chronique des concentrations moyennes et des flux observés et simulés en atrazine à l’exutoire du bassin versant sur la période 1998-1999. Simulation sous

SACADEAU ... 92 Annexe 13 : Chronique des concentrations moyennes et des flux observés et simulés en diméthénamide à l’exutoire du bassin versant sur la période 1998-2006. Simulation sous SACADEAU ... 93 Annexe 14 : Paramètres A et B pour une porosité de drainage de 6%... 94

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Liste des abréviations

CORPEN : Comité d'Orientation pour la Réduction de la Pollution par les Nitrates DCE : Directive Cadre sur l’Eau

DT50 : Temps de demi-vie

ETP : Evapotranspiration potentielle

IFEN : Institut Française de l’ENvironnement IT : Indice Topographique

ITK : itinéraire cultural

IUPP : Union des Industries de la Protection de Plantes Koc : Coefficient de partage carbone organique-eau MAEP : Milieu Aquatique, Ecologie et Pollutions MNT : Modèle numérique de terrain

ORP : Observatoire des Résidus de Pesticides PI : Pluie d’Imbibition

RMSE : racine de la moyenne des carrés des erreurs

SACADEAU : Système d’Acquisition de Connaissances pour l’Aide à la décision sur la qualité de l’EAU

SEQ : Evaluation de la Qualité des Eaux Françaises SI : Seuil d’Infiltration SIG : Système d’information géographique

STREAM: Sealing and Transfert by Runoff and Erosion in relation with Agricultural Management

TOPMODEL : TOPography based MODEL

UIPP : Union des Industries de la Protection des Plantes

UMR SAS : Unité de recherche Sol Agro et hydrosystème Spatialisation

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Introduction

L’utilisation des produits phytosanitaires a fortement contribué à l’intensification de l’agriculture au lendemain de la Seconde Guerre Mondiale. En protégeant les plantes contre les parasites, ces produits permettent d’augmenter le rendement. Cependant leur utilisation massive n’est pas sans risque pour le milieu naturel. A l’heure actuelle, certains de ces produits sont présents en fortes concentrations dans les eaux du territoire français et présentent un risque toxicologique réel pour les êtres vivants.

Afin de reconquérir une bonne qualité des eaux, en accord avec les normes sanitaires et le respect de l’environnement, des plans d’actions ont vu le jour ces dernières années. Que ce soient la Directive Cadre Européenne sur l’Eau à l’origine de nombres d’entre eux, le Plan Ecophyto 2018 ou d’autres actions moins médiatisées telles que les Plan Régionaux de Réduction des Pesticides, ils ont tous pour objectif la limitation de l’utilisation et de l’impact des produits phytosanitaires. Il s’avère alors nécessaire d’avoir à disposition des outils estimant les risques de contamination afin de mener des diagnostics qui permettront d’élaborer de nouveaux plans d’action et de vérifier leur efficacité.

Les travaux de l’équipe « Pollutions Diffuses » de l’unité de rechercher Milieux Aquatiques, Ecologie et Pollutions (MAEP) du Cemagref de Lyon s’inscrivent dans cette problématique. Une thèse est actuellement en cours afin de construire une méthode d’évaluation du potentiel de contamination des eaux de surface par les produits phytosanitaires à l’échelle du petit bassin versant. L’idée retenue est d’agréger à l’échelle du bassin versant, les résultats issus de modèles de transfert de produits phytosanitaires à l’échelle de la parcelle, et d’intégrer l’influence des éléments du paysage sur les flux transférés.

L’objet du travail présenté ici est l’évaluation et la validation d’un outil d’aide à la décision existant SACADEAU (Système d’Acquisition de connaissance pour l’Aide à la Décision sur la qualité de l’EAU) développé en partenariat entre l’INRA de Rennes et l’IRISA. Il s’agit de savoir si ce modèle simplifié peut servir de base pour le développement d’une méthode d’évaluation telle que présentée ci-dessus. Cet outil n’a été appliqué que sur le bassin versant du Frémeur dans le Morbihan, sur la problématique du désherbage du maïs. La quantité de données disponibles étant limitée sur ce bassin, le modèle n’a été testé que de façon partielle sur une seule année hydrologique. Afin de l’évaluer, nous l’appliquons sur un bassin versant présentant de nombreuses données sur une large période temporelle, le bassin versant de la Fontaine du Theil situé en Ille-et-Vilaine.

Après une première partie consacrée à une synthèse bibliographique sur les produits phytosanitaires, leur mode de transferts et les moyens d’évaluation des risques de contamination, je présenterai le modèle d’aide à la décision SACADEAU et le bassin versant d’étude. Une troisième partie s’intéressera à l’évaluation du modèle de transfert et à sa calibration sur le bassin versant de la Fontaine du Theil. Enfin, la dernière partie permettra de conclure sur l’adaptabilité et la représentativité de SACADEAU et d’apporter des perspectives sur de possibles améliorations dans sa conception.

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1. Synthèse bibliographique : recherche de modèles de transfert

de pesticides dans les eaux de surface à l’échelle du bassin versant

1.1 Etat des lieux des pratiques phytosanitaire en France :

1.1.1 Qu’est ce qu’un pesticide ?

On nomme par pesticide toute substance permettant de lutter contre les organismes considérés comme nuisibles, que se soit en agriculture ou dans le milieu non agricole (utilisation par les particuliers, la voirie). La réglementation classifie les pesticides en deux catégories, les produits phytosanitaires (directive 91/414/CE) utilisés pour la protection des végétaux et les biocides (directive 98/8/CE).

Les produits phytosanitaires se subdivisent en plusieurs familles, suivant les organismes cibles. Ainsi les plus courants sont les herbicides utilisés pour le désherbage, les fongicides utilisés pour lutter contre les champignons, et les insecticides. D’autres familles existent telles que les nématicides permettant de lutter contre les nématodes (vers ronds), les acaricides, et les bactéricides.

1.1.2 Situation actuelle

La France se positionne comme la première puissance agricole européenne. Elle est actuellement le premier pays européen consommateur de produits phytosanitaires et elle occupe le 4ieme rang au niveau mondial (IUPP). Avec un épandage de pesticides de l’ordre de 76 000 tonnes par an, la consommation française représente 1/3 de la quantité totale utilisée en Europe. Ces pratiques se sont développées au cours des années 60 afin d’augmenter le rendement des cultures. Elles ont contribué au développement de l’agriculture intensive.

Cependant l’utilisation massive des produits phytosanitaires présente un risque pour l’environnement et les réserves en eau destinées à la consommation humaine. Selon le rapport IFEN portant sur les données de 2005, des pesticides ont été détectés dans 91% des points de mesures en eau de surface et 55% des points de mesures pour les eaux souterraines en France Métropolitaine. Les points de mesures, au nombre de 819, sont répartis de façon hétérogène sur le territoire français et ne fournissent pas suffisamment de données sur les cours d’eau de taille modeste (Figure 1). Ce rapport s’appuie sur la méthode SEQ-Eau basée sur l’utilisation de grilles normalisées permettant de définir un niveau de qualité de l’eau (cf Annexe 1). Ainsi 10% des eaux de surface et 1 % des eaux souterraines, sur la totalité des points de mesure, ne

sont pas utilisables pour la production d’eau potable (Tableau 1 et Tableau 2).

Tableau 1 : Qualité des cours d'eau suivant le réseau de connaissance générale1 (IFEN, 2005)

Points quantifiés en qualité Point

interprétable

Point sans

quantification Très

bonne Bonne Moyenne Médiocre Mauvaise

En nombre 819 70 95 356 168 50 80

En % 100% 9% 12% 43% 20% 6% 10%

1

L’IFEN mesure la qualité de l’eau suivant deux réseaux de connaissance bien distincts, le réseau de connaissance général et le réseau phytosanitaire. Ce dernier donne le cas le plus défavorable car le diagnostic au niveau des points de mesures est réalisé lors des périodes à risque de transfert des substances actives.

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Tableau 2 : Qualité des eaux souterraines (IFEN, 2005)

Points quantifiés en qualité Points

interprétables

Points sans

quantification Bonne Médiocre Mauvaise

En nombre 1213 546 365 294 8

En % 100% 45% 30% 24% 1%

Figure 1 : Qualité des cours d'eau établie avec les données des réseaux de connaissance générale et des réseaux phytosanitaires 2005 (source IFEN, 2005)

Si on s’intéresse à l’évolution de la consommation de produits phytosanitaires en France, la tendance est plutôt à la baisse depuis 2001, bien que l’année 2007/2008 ait vu une augmentation des ventes. En effet, 2007/2008 fut une année humide, ce qui a favorisé le

développement des adventices. Sur la Figure 2, on voit que la consommation totale de

pesticide est passée de 100 000 tonnes à 78 900 tonnes entre 2001 et 2008 (ORP, 2009). Cependant, on peut également constater que l’utilisation de produits de synthèse fluctue suivant les années, utilisation qui dépend des conditions climatiques et du développement des adventices. CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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Figure 2 : Tonnages de substances actives vendus de 2001 à 2008 (IUPP, 2009)

1.2 Les origines et les processus de la contamination de l’eau par les

pesticides :

2.1.1 Pollution diffuse et pollution ponctuelle

La contamination des eaux de surface et des eaux souterraines par les produits phytosanitaires peut être de deux natures. Si elle résulte d’un rejet ponctuel dont l’origine est identifiable, on parle de pollution ponctuelle. Par contre, si l’origine du rejet ne peut pas être identifiée, qu’il provient de l’ensemble d’une surface d’un territoire, on parle alors de pollution diffuse.

Une pollution ponctuelle trouve généralement son origine au niveau du stockage ou lors de la manipulation des produits (vidange de cuve, fuites …). Une pollution diffuse résulte pour sa part du transfert des produits à la suite du traitement des cultures et de la rémanence des substances utilisées lors des traitements précédents. Il est plus simple de réduire une pollution ponctuelle qu’une pollution diffuse qui demande une bonne connaissance des mécanismes de transfert et du fonctionnement du bassin versant.

2.1.2 Mécanismes de transfert des pesticides dans le bassin

versant :

Afin de déterminer les origines de la contamination des eaux, il est important de connaître les mécanismes à l’origine de leur transfert. Le transfert des produits phytosanitaires dans les compartiments du milieu naturel dépend des propriétés des substances actives le constituant et des conditions du milieu.

La capacité d’une substance active, constitutive d’une spécialité commerciale à être transférée dépend principalement des propriétés suivantes :

• son temps de demi-vie DT50 défini comme étant le temps nécessaire pour que 50% de

la masse initiale de la substance active appliquée disparaisse du sol ou de l’eau. Elle est propre à chaque molécule et peut aussi varier en fonction des conditions climatiques, tels que l’humidité du sol ou la température, et des conditions

d’oxydoréduction. Plus la DT50 est faible, plus la substance active est facilement

dégradable, CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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• son coefficient de partage carbone organique-eau Koc, défini par le rapport de la concentration en pesticide retenu sur le sol sur la concentration dans la phase en solution. Plus la valeur de Koc est faible, plus la concentration en pesticide dans la solution est élevée,

• son taux de dégradation, défini comme étant la quantité de la substance à avoir été dégradée par unité de temps (par jour dans la base FOOTPRINT PPDB),

• sa solubilité dans l’eau,

• sa constante de Henry, calculée à partir de la solubilité dans l’eau et de la pression de vapeur à la même température : H=pression de vapeur/fraction molaire dans l’eau (INERIS, 2002). C’est un indicateur de la volatilisation de la substance active. Plus la valeur de la constante de Henry est élevée, plus la substance sera volatile.

Les deux premières grandeurs sont celles qui ont le plus d’influence sur le transfert. Ainsi une substance active avec un Koc élevé et une DT50 courte aura une faible probabilité d’être transférée vers les eaux puisqu’elle sera absorbée rapidement et durablement à la surface du sol tout en étant dégradée rapidement. Inversement, une substance active avec un

Koc faible et une DT50 élevée sera plus facilement retrouvée dans les eaux sur une longue

période temporelle.

• La volatilisation et la dérive dans l’air

Ces deux phénomènes peuvent être à l’origine de la plus grande perte en pesticides. Elles représentent jusqu’à 90% de la dose appliquée (Bedos et al 2002). La volatilisation se définit comme étant le passage des produits phytosanitaires de la phase aqueuse à la phase gazeuse. Elle se réalise au niveau de la surface, après l’application et elle dépend principalement des propriétés des substances actives et des conditions du milieu.

La dérive est quant à elle définie comme étant le mouvement d’un produit phytosanitaire en dehors de la cible de traitement. Elle se produit lors de l’application, provoquant une contamination du milieu non-cible adjacent (CORPEN 2007). Les microgouttes sont emportées par les masses d’air. L’intensité de ce processus dépend principalement du matériel d’application utilisé et des conditions de mise en œuvre du traitement (interviennent également les conditions météorologiques lors du traitement). Ainsi, il est préférable de traiter lorsque le vent est faible. Dans le but de limiter ce type de transfert, les pulvérisateurs doivent obligatoirement faire l’objet d’un contrôle tous les 5 ans, depuis le 01/01/2009, suivant la Loi sur l’Eau du 30/12/06.

• La rétention au niveau du sol (adsorption)

La rétention est un processus qui fait intervenir les mécanismes de liaison entre les molécules et les particules du sol. Suivant leurs propriétés et leurs caractéristiques, les produits utilisés auront une affinité plus ou moins forte avec le sol sur lequel ils sont en partie pulvérisés. Cette adsorption fait intervenir des interactions électrostatiques ou polaires, des liaisons hydrogènes ou encore des forces de London (forces de dispersion) (Carluer, 1998). Le facteur qui influence le plus la rétention est la teneur en matière organique du sol. Plus la surface est riche en matière organique, plus les pesticides seront retenus facilement. La nature du sol joue aussi un rôle, mais à un niveau moindre. La rétention est parfois caractérisée par un coefficient de partage, ou de distribution liquide-solide.

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Pour la modélisation, la rétention est souvent assimilée à une adsorption instantanée réversible décrite par une isotherme linéaire. La plus couramment utilisée est l’isotherme de Freundlich : f n e f a K C Q = × Eq 1

avec Qa = la quantité de produit adsorbé par unité de masse d’adsorbant

Kf et nf, les coefficients d’équilibre de Freundlich

Ce, la concentration à l’équilibre du produit dans l’eau

Dans la réalité, le processus de rétention peut se diviser en deux phases : une première phase rapide de quelques heures, réversible, correspondant à l’adsorption des molécules à proximité de la surface et une deuxième phase plus lente pouvant durer quelques semaines, durant laquelle on observe une limitation de l’adsorption due à la diffusion moléculaire dans les particules du sol adsorbant.

Ce phénomène d’adsorption peut être à l’origine d’une diminution de la dégradation biologique au profit de la dégradation abiotique et conduit à une diminution de la disponibilité des molécules vis-à-vis du ruissellement.

• L’absorption par les plantes

En plus de pouvoir être retenu par les particules du sol, les pesticides peuvent être retenus par les plantes. On parle alors d’absorption. Elle se produit soit au niveau des racines, soit au niveau des feuilles. Dans ce dernier cas l’absorption est dite foliaire.

• Le ruissellement

Le ruissellement est défini comme étant l’eau s’écoulant à la surface du sol, ou de façon latérale dans la zone non saturée du sol, ainsi que les particules en phase aqueuse et qui sont transférées vers les eaux de surfaces.

On l’observe sous trois formes :

- Le ruissellement hortonien. Il apparaît lorsque l’intensité de la pluie dépasse la capacité d’infiltration du sol

- Les écoulements hypodermiques ou de subsurface qui apparaissent lorsque la conductivité latérale est plus importante que la conductivité verticale.

- Le ruissellement sur sol saturé. Ce ruissellement est observé lors de l’affleurement de la nappe, le plus souvent dans les bas fonds du bassin versant.

La mesure de l’impact du ruissellement nécessite d’avoir une bonne connaissance des formes d’écoulement sur le site d’étude. Les pertes en pesticides par ruissellement de surface résultent de la mobilisation des pesticides sur et dans les sols (rétention) ainsi que sur les feuilles des cultures (absorption). Elles sont plus élevées à la suite d’une pluie survenant juste après une application. Elles décroissent ensuite avec les pluies suivantes.

Le ruissellement est fonction de nombreux paramètres caractérisant le climat, le sol, les pesticides et les pratiques culturales observées sur le bassin étudié.

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• La lixiviation/percolation

La lixiviation (aussi appelée lessivage) est le processus de transfert des solutés par l’eau qui s’infiltre en profondeur vers les nappes souterraines. Le transport de soluté se fait par convection/dispersion. Ce transfert vertical dépend de la perméabilité du sol qui est caractérisée par une vitesse d’infiltration.

Le transfert des solutés suit le cheminement de l’eau dans le sol. L’eau s’écoule verticalement vers la nappe sous l’influence de la force de pesanteur. On parle alors d’écoulement gravitaire et d’eau gravitaire. Cet écoulement s’effectue en deux parties. Dans les premières heures suivant une pluie, on observe un écoulement rapide, suite à la circulation de l’eau dans les pores grossiers appelés macropores. On parle alors d’écoulement préférentiel. Des particules non lessivables peuvent ainsi se retrouver dans les eaux souterraines. Puis on observe un écoulement lent dans les pores moyens dans les semaines suivant l’épisode pluvieux. On parle alors de percolation. L’eau, et par conséquence les solutés, peuvent être également retenus dans le sol par les micropores (pores inférieurs à 10 µm) sous l’effet de la force capillaire.

Figure 3 : Flux d'eau et de pesticides à l'échelle de la parcelle ( Kao et al, 2002)

2.1.3 Processus de transformation/dégradation

Dès leur application, les produits phytosanitaires peuvent être dégradés en raison de leur instabilité. La dégradation est soit biologique, en condition aérobie ou anaérobie par l’intermédiaire des micro-organismes présents dans le sol, soit abiotique (ou physico-chimique), principalement par hydrolyse ou photodégradation. Elle dépend donc des

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caractéristiques physico-chimiques de la molécule, mais aussi de l’activité biologique et de la nature du sol. Le paramètre qui caractérise le mieux ce processus est le temps de demi-vie de

disparition DT50.

Communément, le processus de dégradation est représenté par une loi exponentielle du

premier ordre, avec comme paramètre la DT 50

t DT t C C = − 50× 2 ln ) 0 ( ) ( exp Eq 2

Avec C(t), la quantité à l’instant t, C(0), la quantité initiale exprimées en mg/kg.

2.1.4 Action du bocage sur les transferts de pesticides

Le bassin versant de la Fontaine du Theil (35) est le site expérimental de ce travail de fin d’étude. C’est un bassin versant typique de l’ouest de la France et présente un important réseau bocager. Cette caractéristique n’est pas à négliger dans notre problématique de l’étude des transferts des pesticides. Bien que les processus intervenant au niveau des haies, talus et fossés ne soient étudiés que depuis quelques années, leur influence sur l’écoulement des eaux, et donc sur le transfert de pesticides est démontrée. Ils jouent ainsi le rôle de « zones tampon « et ils peuvent ralentir le ruissellement de surface et favoriser l’infiltration. A l’échelle du bassin versant, la présence d’un réseau bocager dense peut réduire de 1,5 à 2 fois le débit de pointe à l’exutoire en saison hivernale (Merot 1999). Les haies peuvent également avoir une influence sur les flux de nutriments (Viaud, 2004). La diminution des teneurs en nitrate dépend du type de végétation présent, de sa saisonnalité et des conditions du milieu. L’efficacité des haies sur les flux de nutriment est maximale au printemps-été. En tant que zones tampon, ils présentent également une fonction de protection contre la dérive suite à la pulvérisation des traitements.

L’impact de la présence de fossés est plus difficile à prévoir : soit la présence de fossés favorise l’écoulement et accélère le transfert des pesticides vers les eaux de surface, soit ils s’opposent à l’écoulement et favorisent alors l’infiltration et la dégradation des produits phytosanitaires.

1.3 Comment peut-on évaluer le risque de contamination ?

La contamination de l’eau par les produits phytosanitaires est un sujet sensible, notamment depuis la médiatisation apportée par la Directive Cadre sur l’Eau qui vise le bon état écologique des masses d’eau d’ici 2015 et des pénalités qui pèsent actuellement sur la France. La réduction du risque de pollution par les pesticides doit passer par une bonne connaissance des phénomènes, présentés ci-dessus, ainsi que par une connaissance du niveau de pollution. Pour cela, de nombreux outils sont développés depuis le milieu des années 80 pour représenter et évaluer ce risque : les modèles à base physique et les indicateurs qui sont présentés dans la suite.

3.1.1 Les modèles simulant les transferts de pesticide :

Depuis une trentaine d’années, des modèles de simulation se sont développés autour de la problématique du transfert de pesticide résultant des pratiques agricoles. La mise au point d’un modèle demande au préalable une bonne connaissance des processus de transfert

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pris en compte, ainsi qu’une base de données de départ suffisante portant sur les conditions météorologiques, les sols, les cultures et les pesticides utilisés.

Il existe trois familles de modèle pour l’étude des transferts de pesticides:

- les modèles mécanistes ou physiques. Ce sont des modèles qui décrivent tous les processus alors simulés dans leur intégralité, via des équations physiques,

- les modèles conceptuels qui intègrent des concepts permettant de simplifier la modélisation. Ces modèles sont souvent appelé modèles « boîte noir ».

- les modèles empiriques calés statistiquement sur les données d’entrées.

Chaque famille de modèles peut être ensuite subdivisée en sous-famille suivant l’échelle spatiale et temporelle choisie. Ainsi, au niveau spatial, le modèle peut être qualifié de distribué (segmentation de l’espace), semi-distribué (segmentation de l’espace seulement pour quelques paramètres) ou global (la surface d’étude est prise comme unité de fonctionnement). Au niveau temporel, le modèle peut être continu pour l’étude des effets à long terme ou événementiel, par exemple pour l’étude de crue.

En général, ces modèles sont jugés complexes en raison de la quantité de données nécessaires, de la difficulté de compréhension de leur fonctionnement et d’une prise en main difficile par les personnes non qualifiées mais pourtant les plus concernées tels que les animateurs de bassins et les décideurs. Cependant ils permettent d’étudier des processus précis et ils se basent sur des observations objectives.

Les modèles utilisés pour l’évaluation des risques de transfert de pesticides sont développés soit à l’échelle de la parcelle, soit à l’échelle du bassin versant. La modélisation à l’échelle du bassin versant est plus complexe qu’à l’échelle de la parcelle par la variation spatiale et temporelle des facteurs (Domange et Capri, 2006) et elle se heurte à la grande diversité des structures de ces bassins (Wohlfahrt, 2008). Cependant, une estimation des risques de contamination à l’échelle du bassin versant permet de tenir compte des aménagements du paysage et de l’ensemble des processus de transfert.

Cette remarque s’applique également aux indicateurs que je vais vous présenter ci-dessous.

3.1.2 Les indicateurs

Un indicateur est défini comme étant un chiffre ou un ensemble de chiffres conçu pour informer facilement et rapidement sur les conditions dans le temps et dans l’espace d’un système donnée (FOOTPRINT 2006). Un bon indicateur doit être facile d’accès, adapté au système étudié, être fondé théoriquement, sensible aux variations, techniquement mesurable et approprié à l’échelle d’étude (en temps et en espace).

Pour la thématique des pesticides, il existe une grande variété d’indicateurs qui diffèrent par leur conception, leur utilisation et l’objet de l’étude. Ces indicateurs peuvent être utilisés de trois manières différentes :

- comme un outil de diagnostic pour l’évaluation du risque de l’impact des pesticides sur la qualité de l’eau et l’estimation les performances environnementales vis-à-vis des pesticides,

- comme un outil d’aide à la décision : comparaison de différents systèmes agricoles, définir des recommandations et des suggestions pour acteurs concernés (agriculteur, gestionnaire de bassin …),

- comme un outil de communication : conseiller et informer les décideurs politiques. Les indicateurs peuvent prendre la forme d’une estimation quantifiée, d’un classement relatif ou d’un score (par exemple de 1 à 10). La valeur d’un indicateur ne peut être utilisée

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que si elle est comparée à une norme ou à une référence, pour évaluer l’écart par rapport à un objet fixé.

Simples, faciles d’accès et ne nécessitant pas beaucoup de données, les indicateurs semblent être adaptés à la problématique et permettent une participation des acteurs concernés. Cependant, contrairement aux modèles, ils restent difficiles à valider et ils ne tiennent pas compte de la variabilité temporelle. Egalement, la combinaison des processus choisis dépend de ce que le concepteur souhaite mettre en avant.

Exemple de deux indicateurs

• Indicateur I-Phy (I-Pest en anglais)

I-Phy est un indicateur qualitatif parcellaire d’évaluation d’impact sur l’environnement de l’application de produits phytosanitaires. Il résulte de l’agrégation des résultats de 4 modules évaluant le risque de contamination sur les eaux de surface (RESU), les eaux en profondeurs (REPRO), de l’air (RAIR) et suivant la quantité utilisée (DOSE) pour chaque substance active évaluant le risque lors d’un traitement (Thiollet, 2004). Il se matérialise par un score allant de 0 à 10, 0 étant le cas le plus défavorable.

• La Méthode CORPEN

La CORPEN, Comité d'Orientation pour la Réduction de la Pollution par les Nitrates d'origine agricole, a mis en place une méthode de diagnostic des pollutions par les phytosanitaires en 1996. Le principe de cette méthode est d’identifier et de lutter contre les pollutions diffuses des exploitations par les phytosanitaires. Pour cela, les objectifs visés sont d’identifier les situations à risque et de proposer des mesures correctives. La méthode consiste à faire un diagnostic parcellaire avec notamment la collecte de données de pédologie, géologie ou encore les données météorologiques, un diagnostic des pratiques culturales, un diagnostic des voies principales de circulation de l’eau et un inventaire des éléments du paysage pouvant avoir un impact sur cette dernière. Le but est d’identifier les parcelles à risque à l’échelle du bassin versant étudié et les facteurs aggravants afin de proposer des plans d’actions (mesures correctives rapides). C’est une méthode longue à mettre en œuvre, dont les données de base nécessaires sont parfois difficiles à obtenir (accessibilité, quantité et qualité), présentant des contraintes de réalisation (par exemple, visite de parcelle entre octobre et avril, période la plus propice pour l’observation des écoulements), et qui nécessite du personnel compétent.

3.1.3 La méthode mixte indicateur/modèle

Les modèles comme les indicateurs ont chacun leurs avantages et leurs inconvénients. Cependant il existe une complémentarité entre ces deux outils : les associer permettrait par exemple d’avoir la précision d’un modèle pour les grandeurs mais la simplicité de l’indice pour la compréhension du résultat et des phénomènes. Ces dernières années, on a pu ainsi voir émerger un nombre croissant d’études qui se basent sur l’utilisation couplée d’indicateurs et de modèles. Le principe est d’utiliser la modélisation comme support d’aide à la décision en limitant la complexité de l’utilisation. En pratique, il s’agit de construire un ou plusieurs indices, non pas sur des données provenant d’expertises de terrain, mais sur des données obtenues à l’aide de la modélisation. La modélisation permet de constituer une série de règles ou un ensemble de bases de données sur lesquelles les indices vont être définis. L’outil construit n’est alors plus spécifique au seul bassin d’étude et il peut s’appliquer à d’autres bassins. Il s’agit d’une approche globale.

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L’indicateur I-Phyesu développé par Julie Wohlfahrt (2008) au cours de sa thèse en est

un exemple. I-Phyesu est un indicateur à l’échelle du bassin versant construit à partir du

module eaux de surface de l’indicateur I-Phy. La modélisation fut utilisée dans un premier temps pour l’attribution d’un score pour chaque parcelle, puis une seconde fois lors de la définition d’un indice d’estimation de la connectivité parcelle-réseau. A l’échelle européenne, un projet d’envergure pour la création d’un nouvel outil, combinant modélisation et indices, est en cours de finalisation : FOOTPRINT (Cf. Annexe 2). Le modèle SACADEAU, qui fait l’objet de ce stage s’inscrit dans cette démarche.

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2. Présentation du sujet

2.1 Objectif

L’objectif de ce stage est d’évaluer et de valider la partie modèle de transfert de pesticide de l’outil d’aide à la décision SACADEAU. Le modèle est principalement focalisé sur la contamination des eaux de ruissellement par les pratiques agricoles, en lien avec les structures paysagères Comme pour tous les modèles, la question se pose de savoir s’il représente correctement la réalité de la situation.

Comme présenté dans l’introduction, SACADEAU n’a été appliqué que sur un seul bassin versant, sur une seule année, pour le transfert d’un herbicide du maïs, l’atrazine. Plusieurs limites ont été observées lors de la simulation sur le Frémeur ou peuvent être

envisagées au vu de la structure du modèle. Nous nous proposons ici de l’appliquer au bassin

versant de la Fontaine du Theil qui est un bassin riche en données.

Le but de ce travail de fin d’étude est de déterminer si SACADEAU pourra être utilisé dans le cadre de la thèse de Marie-Françoise Fabre portant sur la mise au point d’indicateurs spatio-temporels de risque de contamination des eaux par les pesticides à l’échelle du petit bassin versant.

Le but est alors de déterminer dans quelle mesure le modèle peut être représentatif de la réalité des transferts de pesticides sur un bassin versant agricole du Grand Ouest, compte tenu de ses limites. SACADEAU étant un outil d’aide à la décision à destination des acteurs du milieu agricole, il est également intéressant de voir jusqu’à quel point le modèle de transfert peut s’adapter à un bassin versant différent de celui sur lequel il a été développé, ainsi que d’évaluer sa prise en main.

Les deux questions auxquelles je vais essayer de répondre sont les suivantes : est-ce que le modèle est capable de rendre compte du fonctionne hydrologique du bassin versant ? Est-ce qu’il est capable de reproduire les concentrations observées à l’exutoire du bassin versant ?

2.2 Présentation du bassin versant de la Fontaine du Theil

2.2.1 Description générale

Le bassin versant de la Fontaine du Theil se situe à une quarantaine de kilomètres au Nord de Rennes, sur les communes de Saint-Léger-des-Près, Marcillé-Raoul et Noyal-sous-Bazouges, en Ille-et-Vilaine (Figure 4). Ce petit bassin versant de 136 ha se situe sur la ligne de partage des eaux entre la Bretagne (réseau hydrographique du bassin versant de l’Ille et Vilaine) et la Normandie (réseau hydrographique du bassin versant du Couesnon).

La Fontaine du Theil est un ruisseau de 2 km de long avec une altitude allant de 87m à 49 m. Ce ruisseau se jette dans la Tamoute, affluent du Couesnon, qui rejoint la Manche dans la baie du Mont Saint-Michel.

Ce bassin versant est un bassin agricole caractéristique de l’Ouest de la France. La surface agricole représente 90% de la surface totale (120 ha). Il compte 72 parcelles partagées entre 20 sièges d’exploitations avec essentiellement de la polyculture et de l’élevage de bovins. Les principales cultures observées sont les céréales à paille, les prairies temporaires et le maïs. Ainsi, en 1998, la surface agricole était constituée de 38% de céréales à paille, 27% de prairie, 26% de maïs et 3,5% de zone humide (Thierry, 1998). Plus récemment, un diagnostic AQUASITE® a été réalisé sur le bassin versant. Ainsi en 2005, la surface agricole était constituée de 27% de céréales à paille, 37 % de prairies et 30% de maïs (ARVALIS, 2009), Figure 5. CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

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Figure 4 : Situation géographique du bassin versant de la Fontaine du Theil (Source : Scan25 IGN, mission FD 35-53, 2001 ; BD parcellaire mise à jour 2004, Cemagref 35)

28,41% 1,87% 26,22% 0,71% 23,80% 12,99% 0,61% 1,95% 3,45% mais fourrage mais grain ble orge prairie temporaire prairie permanante pois colza jachère

Figure 5 : Cultures observés sur le bassin versant de la Fontaine du Theil en 2005 (Source : Diagnostic AQUASITE, mené entre le 01/12/2004 et le 08/04/2005, Base de données Arvalis)

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2.2.2 Historique du bassin versant

Ce bassin versant est un site expérimental qui fut suivi par ARVALIS-Institut du végétal et l’UIPP (Union des Industries de la Protection des Plantes) entre 1998 et 2006, dans le cadre de l’action pluriannuelle « Pratiques agricoles durables et qualité de l’eau ». Ce suivi avait pour but de créer et de mettre en place des actions correctives contre les pollutions ponctuelles et diffuses résultant de l’utilisation de produits phytosanitaires. La réalisation d’un diagnostic environnemental basé sur des outils basés sur la méthode développée par le CORPEN (Aquaplaine® et Aquasite®) a abouti à différents plans d’action suivant les types de transfert observés sur le bassin de la Fontaine du Theil, tels que la généralisation des zones tampons et des bandes enherbées le long du ruisseau.

En conséquence, de nombreuses modifications ont été apportées à l’aménagement du bassin : ouverture du paysage dans la partie amont du bassin, généralisation de zones tampon et mise en place de bandes enherbées le long du réseau hydrographique, découpages de parcelles (surtout entre 1998 et 2003). Il n’y a eu aucun remembrement, mais des échanges à l’amiable entre exploitants.

2.2.3 Organisation spatiale du bassin

Le bassin peut être subdivisé en trois parties, présentant chacune un écosystème différent (Figure 6):

- en amont : un écosystème bocager avec trois sources, 2 étangs, une friche, un réseau de fossés et de chemin creux

- au centre : un paysage très ouvert avec une grande sensibilité vis-à-vis des risques de transfert de produits phytosanitaires

- à l’aval : un paysage semi bocager avec des parcelles moyennes coexistant avec des prairies, un bois et des chemins creux

Figure 6 : Organisation spatiale du bassin versant de la Fontiane du Theil

On observe encore un fort réseau bocager, particulièrement dans les zones amont et aval. Il s’agit principalement de haies sur talus, avec un linéaire cumulé de 17km, ce qui forme un réseau dense avec de nombreuses interconnexions (Branger, 2007). Le réseau

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hydrographique comporte un petit réseau de fossés d’assainissement ainsi que deux étangs artificiels. Après les aménagements réalisés entre 1998 et 2006, la quasi totalité du linéaire du ruisseau est protégée par des bandes enherbées. Une carte détaillée du bassin versant se trouve en Annexe 3. Cependant, des singularités locales de connexion ont été relevées, telles que des tranchées dans le sens de l’écoulement coupant perpendiculairement certains talus. Le bénéfice du talus (rétention d’eau, rôle épurateur) risque ainsi d’être diminué.

2.2.4 Contexte climatique

Le bassin versant est soumis à un climat océanique tempéré. Sur la période de suivi

1998-2006, la pluviométrie moyenne annuelle2 est d’environ 800 mm (cf. cumul de pluie

annuel en Annexe 4). Globalement, il s’agit de précipitations irrégulières réparties dans le temps. Le débit moyen observé à l’exutoire est de 15,3 L/s avec de nombreuses variations au cours d’une année hydrologique. Lors d’orages violents le débit de pointe peut atteindre jusqu’à 250 L/s. Les chroniques pluie/débit sont présentées en Annexe 4.

2.2.5 Caractéristiques géologiques

On retrouve 8 types de matériaux géologiques sur les 3 communes du bassin versant. Les sols rencontrés sont développés principalement sur des schistes briovériens de faible profondeur (essentiellement des schistes tendres, quelques schistes gréseux et schistes gréseux sur schistes tendres). Ce sont des sols homogènes, de type limono-argileux, à faible taux de matières organiques (entre 2 et 5%), sensible à la battance. Une altération rapide de ces schistes est souvent observée, conférant au sol des propriétés agronomiques. Les autres matériaux observés sont deux filons de dolérites à l’ouest de St Léger des Près, des placages limoneux d’origine éolienne et des colluvions et alluvions le long du ruisseau de la Fontaine du Theil.

2.2.6 Caractéristiques pédologiques

Le bassin versant présente une dissymétrie. Les pentes du versant Est sont dans l’ensemble plus raide (de 5 à 8%) que celle du versant Ouest (inférieur à 5%). Les sols peuvent être regroupés en 2 groupes : les sols de plateaux et versants et les sols de bas fond. On observe également une classification des sols suivants leur profondeur (Figure 8). Sur le bassin de la Fontaine du Theil, les sols profonds (plus de 60 cm) sont les plus fréquents, présentant une bonne réserve en eau. Sont aussi observés des sols moyennement profonds (40 à 60 cm) à l’ouest du bassin et des sols peu profonds (20-40 cm) à faible réserve en eau. (Rapport Arvalis, 2009)

Plusieurs niveaux d’hydromorphies sont observés sur le bassin. Le degré d’hydromorphie indique l’importance de la saturation du sol en eau, quelle soit temporaire ou permanente (Arvalis, 2009). La partie Nord et Est du bassin versant présente des sols sains, bien drainé à ressuyage rapide (Figure 8). A l’ouest, on observe des sols sains à peu hydromorphe au centre et à l’extrémité sud. Les sols les plus hydromorphes se situent autour de ruisseau avec des pseudogley généralisées au centre du bassin versant.

Un diagnostic agro-pédologique du site a été effectué par la chambre d’agriculture de l’Ille-et-Vilaine en utilisant la méthode tarière dite « 4 critères », élaborée pour les sols du bassin armoricain. Les critères retenus pour le description des sols bretons sont : le matériau

2

Calculée en année hydrologique

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géologique, l’hydromorphie, le type de développement de profil et la profondeur de sol. La carte obtenue est présenté en Figure 8. Cette méthode permet de caractériser tout le volume du sol sur une profondeur maximal de 1,20m afin notamment d’évaluer les atouts et les contraintes du sol, principalement vis-à-vis des ces performances agronomiques.

2.2.7 Fonctionnement hydrologique (diagnostic Corpen)

Le diagnostic CORPEN de 1999 met en avant cinq voies de circulation des eaux sur le bassin versant :

- une infiltration verticale assez lente du fait d’un sol composé de schistes briovériens - du ruissellement de surface important sur les sols particulièrement battants

- des ruissellements surtout hivernaux par refus d’infiltration dans les sols saturés hydromorphes situés le long du ruisseau,

- des écoulements hypodermiques suite à la circulation latérale des eaux sur un horizon d’accumulation plus argileux (horizon Bt), sur les schistes altérés ou sur une semelle de labour (cf carte Annexe 3)

- des écoulements rapides via les drains mis en place dans les parcelles hydromorphes dans les années 70 (cf carte Annexe 3)

Deux périodes critiques vis-à-vis du transfert des pesticides vers les eaux ont également été mises en évidence :

- En hiver, au moment des pluies hivernales qui peuvent provoquer des ruissellements par saturation

- Au printemps-début été, avec des pluies orageuses à l’origine de ruissellement de surface.

Les écoulements suivent les pentes et les pendages des ruptures de perméabilité. Il faut également noter la présence de drains qui favorisent la circulation rapide de l’eau vers les fossés et le ruisseau. Ces différentes voies de circulation de l’eau dans les sols mettent en avant 3 schémas types de circulation des eaux dans l’arbre de décision de la Figure 7. Il s’agit des schémas 1, 2 et 4.

Figure 7 : Arbre de décision pour les types de ruissellements observés (Brochure Arvalis, 2010)

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Figure 8 : Caractéristiques du bassin versant de la Fontaine du Theil. Classes d'hydromorphie, caractérisation "4 critères" et classes de profondeur des sols

Classes d’hydromorphie

Caractérisation des sols

Méthode « 4 critères »

Classe de profondeur des sols

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