Pollution diffuse et gestion du milieu agricole: Transferts compares de phosphore et d'azote dans un petit bassin versant agricole

Wat. Res. Vol. 28, No. 2, pp. 395-410, 1994 Printed in Great Britain. All rights reserved

0043-1354/94 $6.00 + 0.00 Copyright © 1993 Pergamon Press Ltd

POLLUTION DIFFUSE ET GESTION DU MILIEU AGRICOLE: TRANSFERTS COMPARES DE PHOSPHORE ET D'AZOTE DANS U N PETIT BASSIN VERSANT AGRICOLE NON-POINT POLLUTION AND MANAGEMENT OF AGRICULTURAL AREAS: PHOSPHORUS A N D NITROGEN TRANSFER IN AN AGRICULTURAL WATERSHED J. M. D o m o z t O et A. F m u n 2 qustitut National de la Recherche Agronomique, 74203 Thonon-les-Bains et 2Universit6 P. et M. Curie, Centre de Recherches Geodynamiques, 74203 Thonon-les-Bains, France

(Refu mai 1992; accept~ en forme revis~e mai 1993) R6semt-----Ce papier pr6sente les r6sultats d'une 6tude sur les transfers des nutriments (P, N) et la qualit6 de reau, men6e sur un petit bassin versant (14 ha) en milieu rural, situ6 eta bordure du Lac L6man. L'6tude du bilan annual et de la variabilit6 des concentrations en N e t P permet d'6valuer les risques de d6gradation des eaux fi6s aux pratiques agricoles. L'analyse d'une vingtaine de crues nous a permis de d6gager 3 types d'6v6nements: (1) les crues li6es surtout ~i une mise en charge de la nappe et caract6ris6es par des exportations limit6es de N et de P; (2) les crues ~i fore composante de ruissellement qui exportent surtout de grandes quantit6s de P sous forme particulaire; (3) les crues :i 6couiement hypodermique important qui exportent beaucoup de N mais aussi de P sous forme soluble. Les flux sortant du bassin exp6rimental s'6coulent vers un mar6cage et rexutoire de ce marais, on constate une nette am61ioration de la qualit6 de l'eau par d6nitrification et par insolubilisation et d6cantation de P. La gestion et la lure contre la pollution diffuse agricole passe ainsi par un am6nagement fi la fois de la zone agricole elle-m6me et des diff6rentes zones tampons le long du parcours des eaux. Le type d'am6uagement n'est pas forc6ment le m;:me pour N et pour P. Dans certains cas, il peut m6me apparaRre des effets contraires.

Mots clefs--pollution diffuse, phosphore, azote, bassin versant, agriculture, eutrophisation, mar/wage Summary--Reduction of non-point pollution from agricultural land implies the knowledge of fluxes of pollutants, their origins and transfer mechanisms (CCE, 1974; Pluarg, 1978; CIPEL, 1985). To document the different processes involved, water quality of a small experimental watershed has been studied for 3 years. This basin (14ha) is located in the catchment area of Lac Leman (Fig. 1, Table 1). It stretches across giaciary deposits in an agricultural area with grasslands and cereals. It represents a sub-unit of a larger rural watershed (33 km 2) which has also been monitored in a previous work (Pilleboue and Dorioz, 1986). The water from the experimental basin flows into 3 ha of wetland. The mean water discharge at the outlet is 61 s -l, with a maximum of 1001 s -~ (Fig. 2, Table 2). The monitoring equipment used included: a rain gage, a limnigraph, automatic samplers, sediment traps (Fig. 1). Twenty storm flows have been monitored during the 3 years of the survey. Samples were taken every 30 min and analyses were performed on 2 h cumulative samples. During low flow periods, a water sample was collected every week. Nutrient export coefficients measured (Table 3) were 14.6 kg ha -~ year -I for N (22% of inputs) and 0.6 kg ha- i year- l for P (1.7% of inputs). One half of the total P was transferred as dissolved P and 73% of the total N, as nitrate. These annual mean values are relatively low compared to data previously found for large and intensively cultivated areas (CCE, 1974; Olness et al., 1975). The fluxes from the watershed were strongly variable (from 0.1 to 36 kg week-1 for N and 0.005 to 0.3 kg week -l for P). P is transferred essentially during storm flows, while the N losses depended mostly upon the season (Fig. 2). The mean values characterizing the water of the experimental watershed are always below the agreed standard level for N but almost equal or greater for dissolved P (Table 4). However the values are strongly related to the type of hydrological event (Table 6). Comparative study of the storm flows provided a good relationship between hydrological processes and variations in water quality: (1) Storm flows induced initially by a "piston flow effect" on the water table and followed by a limited run off. In this case losses were relatively small both for N (Fig. 4) and P (Fig. 3). Suspended matter and total phosphorus peaks coincide with the water peak and no lag effect was observed. (2) Storm flows with a significant runoff (Fig. 5). The peaks of suspended matter and phosphorus occurred at the very beginning of the storm flow and a lag effect appeared. Then, the total 395

396

J. M. DORIOZet A. FERHI phosphorus concentration reached a very high level (up to I mg 1-t ) whereas nitrates remained at a very low level with sometimes a dilution effect during the water peak. (3) Storm flows with an important subsurface runoff (Fig. 6). P and N were essentially transferred in dissolved form. Extraction of N from soil was maximum and P was released in soluble form as several successivepeaks. This phosphorus was transferred with the subsurface water flow (Fig. 7). To evaluate the actual impact on water quality of these non-point loads generated by agricultural lands, it is neoessaryto take into account not only the concentration observed at the outlet but also the chemical evolution of the water during its transfer (Cooper ez al., 1986; Pinay, 1986). From this point of view, wetlands seem to have an important part in the improvement of water quality from agricultural areas and act as a nutrient sink. Thus, a significant decrease of nitrate concentrations was observed in the experimental wetland. Values were reduced by a factor of 7, from March to June (Fig. 8). For phosphorus, decantation and precipitation led to a storage of 75% of the annual load (Fig. 9). In the Redon watershed (33 km2), the reduction due to the trapping effect in the various buffer areas is estimated to he about 50% for P and 30% for N. The buffer zones may play, then, a significant role in the improvement of water quality from agricultural areas. Key words--non-point pollution, phosphorus, nitrogen, watershed, agriculture, eutrophication, wetlands

INTRODUCTION Le fonctionnement des agrosyst6mes retentit sur la qualit6 des eaux qui les traversent et sur les milieux r6cepteurs tels que les nappes phr6atiques, les fleuves et les plans d'eau de toutes natures. L'intensifieation de l'agriculture induit plus ou moins in61uctablement un aecroissement des pertes de nutriments et de micropolluants par lessivage ou 6rosion des sols (CCE, 1974). Ceci aboutit ~i des d6gradations, souvent pr6occupantes, de la qualit6 des eaux (Rast et Lee, 1977; Vollenweider, 1968; Tilche, 1981; Henin, 1980; Baker et al., 1985; Macknis, 1985). Ce probl6me qui se pose, de fagon g6n6rale, en terme de pollution diffuse (Frere et al., 1977), a donn6 lieu ~i de nombreuses 6tudes portant sur l'6valuation des flux sp6cifiques de chaque culture ou mode d'occupation des sols. Du fait des difficult6s rencontr6es pour utiliser ces r6sultats sur de grandes surfaces et de fa~;on concr6te, des approches plus int6gr6es se sont d6velopp6es, prenant comme unit6 de base le bassin versant (Johnson et al., 1976; Pluarg, 1978; CIPEL, 1988; Belamie, 1986). L'6tude pr6sent6e ici se situe r6solument dans le cadre de ce type d'approche qui consiste fi prendre en compte un syst6me g6ographique complexe englobant un parcellaire et son r6seau hydrographique hi6rarchis6. En effet, la prise en compte de ce niveau de complexit6 facilite la r6flexion sur la gestion du syst6me, en relation avec son impact sur les milieux r6cepteurs sensibles. Par l'6tude coupl6e des processus hydrologiques et chimiques, darts un petit bassin 616mentaire (14 ha) en milieu agricole, nous tenterons: ----de comprendre les m6canismes d'acquisition de la charge polluante en P e t N en fonetion des voies de drainage (ruissellement, infiltration, 6coulement hypodermique), ----d'6tudier le devenir des flux de pollution diffuse ia sortie du bassin versant 616mentaire, ---d'analyser un probl6me r6gional ayant trait aux relations agriculture-eau /t partir d'un site de

r6f6rence et de la dynamique de 2 616merits (Pet N) pr6sentant des comportements g6ochimiques tr6s contrast6s et iilustrant ainsi ia complexit6 des ph6nom6nes en milieu naturel, ---de d6gager quelques id6es de port6e g6n6rale pour la gestion et la simplification des contr61es; comment tirer partie de ce type de recherche pour lutter contre la d6gradation de l'environnement. POINT DF_~CONNAISSANCESET CHOIX D'UNE ECHELLE OPTIMALE Si l'on exclut le vast¢ chapitre des m~canismes fondamentaux s¢ rapportant fi la microbiologie ¢t la physico-chimie des sols et des s~diments, les recherches concernant la pollution diffuse agricole se sont d6velopi~s ~ deux niveaux diff6rents. ( I ) Etude des processus ~l~mentaires et des flux spdcifiques Les flux et leur d6terminisme sont &udi6s dans divers types de dispositifs avec un contr61e plus ou moins rigoureux des param6tres: pluies, 6coulements, apports, etc. Les principaux dispositifs mis en oeuvre concernent: --les lysim6tres qui permettent de relier les flux certains types de pratiques ou d'occupations des sols (Simon et aL, 1989; Haghiri et al., 1978), --les parcelles d'6rosion qui permettent la mise en 6vidence des facteurs de sensibilit6 /t l'6rosion (Menz¢l et aL, 1978; Trevisan, 1984). Cependant, la s6paration entre ruissellement et percolation, l'isolement des dispositifs par rapport d leur environnement, posent des probl6mes d'int6gration qui rendent diffieile I'interpr6tation des bilans d partir des r6sultats obtenus. (2) Etudes d l'icheile bassin versant Elles sont abord6es sur des bassins de dimensions et de physiographies tr6s vari6es, du drain au fleuve, /L l'image des travaux en hydrologic (Kunishi, 1972;

Transferts compar6s de phosphore et d'azote

Kudeyarov et al., 1981; Probst, 1985; Pilleboue et Dorioz, 1986; Belamie, 1978; Houston et Brooker, 1981; Haddrill, 1983). Elles se heurtent au probi6me des limites r6elles du bassin versant du point de rue des transports en solution et des transports solides. Le couplage entre les processus hydrologiques et chimiques constitue la base fondamentale de cette approche initi6e en particulier par les recherches de Likkens et al. (1977). Pour ces auteurs l'6tude de la variabilit6 saisonni6re des flux dans des petits bassins permet un suivi du "m6tabolisme" biog6ochimique des 6cosyst6mes qu'ils portent et par consequent des transformations qu'ils subissent. C'est ce dernier point de vue qui pr6vaut actuellement darts de nombreuses recherches. Le bassin versant est consid6r6 comme un "m6galysim6tre" C¢/edraogo-Dumazet et al., 1984) qui r6v61e l'impact global des transformations subies par 1'6cosyst6me. La m~me d6marche est appliqu6e au probl6me des "pluies acides" (Probst et al., 1990). Vis-~i-vis de la pollution diffuse agricole, la mesure des flux export6s permet d'int6ressantes comparaisons sur l'impact de divers paysages et pratiques agricoles sur les eaux (Glandon et al., 1981; Hirose et Kuramoto, 1981; Merot, 1976; Lewis et al., 1984; Dillon et Kirchner 1975; CIPEL, 1988). Les m6thodes de trafages isotopiques (180, 2H, 15N, etc.) couramment utilis6es depuis plusieurs ann6es, et les d6compositions d'hydrogrammes aboutissent mieux d6finir l'origine des flux (Mook et ai., 1974; Blavoux, 1978; Mariotti et Letolle, 1977; Merot et al., 1981). Dans la plupart des cas le bassin versant est consid6r6 comme une boite noire. Sur les petits bassins (jusqu'~ l0 ha) il est possible d'effectuer des bilans relativement pr6cis dans la mesure o6 les entr6es sont maitrisables. Mais une unit6 trop petite ne peut repr6senter toute la diversit6 des m6canismes et des interactions susceptibles d'influencer les conditions de transfert. A l'inverse, les tr6s grands bassins (plusieurs centaines de km 2) pr6sentent la diversit6 n6cessaire mais sont trop complexes et seules les sorties peuvent ~tre fiablement connues, si l'on exclue les pertes gazeuses. Ceci limite la port~e pratique des 6tudes effectu6es sur de tels bassins, en termes de gestion et d'am6nagement rural car il est impossible: (1) de faire la part de ce qui rel6ve des sources de pollution elles-m~mes et du fonctionnement de la rivi6re (ou fleuve) et des zones tampons, (2) de d6m61er les interactions entre pollutions diffuses et pollutions ponctuelles (Dorioz et al., 1989), (3) de localiser dans l'espace les transformations g6ochimiques clefs et par cons6quent de situer les points privi16gi6s pour le contr61e des flux tout au long de la chaine de transfert. (3) Echelle optimale pour l'#tude de la pollution diffuse d' origine agricole Pour aboutir fi des concepts op6rationnels au niveau de l'am6nagement du territoire agricole, le

397

choix de 1'6cheUeest pimordial. Celle-ci doit permettre la lois une certaine compr6hension des m6zanismes 616mentaires et des param6tres de r6gulation ainsi qu'une mise en 6vidence des interactions entre diff6rentes composantes du milieu. L'6chelle minimum correspond, ainsi, ~ une surface r6unissant les conditions suivantes: (1) existence d'un r6seau hydrographique organis6 avec un collecteur principal permettant d'enregistrer un signal hydrochimique, (2) parcellaire suflisamment diversifi6 et repr6sentatif du mode d'occupation des sols. Mais il existe aussi une limite su~rieure car il est n6cessaire d'avoir une homog6n6it6 minimum pour certains facteurs (bioclimatiques, hydrom6t6orologiques), et de s'assurer que les processus secondaires li6s au transport (tri granulom6trique, s6dimentation, 6changes eaux-s6diments, etc.) ne masquent pas les processus amonts qui font l'objet de l'6tude proprement dite. Enfin, pour pouvoir changer d'6chelle, il est indispensable de maintenir une certaine homog6n6it6 des modalit6s de pr616vement et de traitement du signal, donc de choisir des unit6s 616mentaires de type bassin versant permettant le trafage des flux. Compte tenu de ces crit6res la dimension optimale se situerait, dans la r6gion qui nous concerne, entre 1 et 200 ha. Le bassin versant retenu pour cette 6rude de la pollution diffuse s'6tend, ainsi, sur 14 ha, dans une zone enti6rement agricole. I1 s'int6gre dans un bassin plus vaste, le bassin du Redon (3300ha) 6quip6 lui-m6me d'un dispositif de mesure des flux. Ce double contr61e permet une meilleure compr6hension des ph6nom6nes car les effets de la pollution diffuse se manifestent surtout ~ l'exutoire du grand bassin.

MATERIELS ET METHODES

(1) Site experimental Le bassin 61~mentaire est situ6 dans la r~gion 16manique une altitudes de 580 m avec une pente moyenne inf~rieure ~i 3% (Tableau 1). Ce bassin a 6t6 choisi en raison de ses limites topographiques bien nettes, son exutoire facile ~i contr61er et l'absence totale d'habitations et de b~timents. Les donn6es climatiques relev~-s sur le site pr6sentent les valeurs moyennes annuelles suivantes: pluviom6trie, 1050mm, dur~e de la couverture neigeuse, l mois," teml~rature: 8.5°C, nombre de jours de gel: 70. Le substratum est constitu6 par une moraine wiirmienne calcaire, 6paisse, argilo-limoneuse, peu perm6able. A 1,20 m de profondeur environ, on rencontre une intercalation sableuse sur une 6paisseur de l'ordre de 20 cm, correspondant ~ une formation interstadiaire. Le sol est un sol brun profond d6carbonat6 sur 80 cm et pr6sentant un horizon B limono-argileux pratiquement imperm6able. Le fonctionnement hydrique est 6troitement 1i6 ~ la superposition de ces strates dont l'origine est ~i la fois l ~ o l o g i q u e et s~dimentologique. Les suivis isotopiques (Harold et al., 1989) ont montr~ que le drainage de ce bassin se caract~rise par un ~coulement superficiel et hypodermique assez important, repr6sentant, selon les trues 20-30% de l'~oulement total. Le d6bit moyen annuel ~ l'exutoire du colecteur principal est de 61 s - '. Les l~riodes d'6tiage se manifestent par un d6bit de base de l'ordre de 2-31 s -~ entretenu par l'aquif6re sableux situ~ ~ la base du sol. En p~riode de true les d6bits peuvent atteindre 1001 s - ' .

398

J. M. D o m o z et A. FEXm Tableau 1. Mode d'occupation des sols des sites exptrimentaux Table I. Land use of the experimental watersheds Surface agrieole utile 14 ha

Surface totale 14 ha

Sous bassin versant Perrignier Bassin du Redon

3300 ha

1800 ha

Prairies 9 ha (70%) 1500 ha (80%)

C.~r6ales et autres cultures 5 ha

Matte.ages 0

300 ha

100 ha

Les eaux du bassin 616mentaire sont bicarbonat6es calciques et alimentent un mar6cage de 1,9 ha qui s'6tend imm6diatement en aval de celui-ci (Fig. 1). Ce sous-bassin fait partie du grand bassin exp6rimental du Redon dont le d6bit moyen s'61dve ~ 0,5 m ~ s - L La population ~ l'int~rieur du bassin principal est de 3300 habitants, le cheptel repr6sente 2200 U G B (Unit6 de Gros B6tail) et les rejets domestiques dans la riv6re s'61dvent ~ 60 kg de phosphore et 140 kg d'azote par semaine (Pilleboue, 1987a, b).

(Dorioz et al., 1989). Les analyses sont effectutes sur des 6chantillons ponctuels en basses eaux et sur des 6chantillons moyens de 2 h en ptriode de erue. Elles concement: P, N et conductivitt. Pour P e t N les sptciations ont 6t6 dttermintes suivant les normes A F N O R :

( 2 ) Dispositif de mesure

Le mode de calcul des flux d partir de dtbits (Q) enregistrts en continue et de concentrations (C) mesurtes sur des 6chantillons ponctuels n'est pas aussi 6vident qu'il peut paraitre, n o t a m m e n t en ptriode de true (Balland, 1984; Dupraz et al., 1984). Dans le cadre de ce travail, le flux a 6t6 simplement 6valu6 en faisant le produit des concentrations des 6chantillons collect6s par le volume 6cou16 int6gr6 dans le temps. Tous les r6sultats ehimiques sont pr6sent6s en P atome et N atome.

L'6quipement du sous-bassin agricole comprend: un pluviom6tre, un pr61eveur automatique, un limnigraphe l'exutoire. Les sorties du mar6cage et du grand bassin versant sont contr616es grace d des stations 6quivalentes. Les prtldvernents sont effeetuts suivant un rythme hebdomadaire en ptriode de basses eaux, et suivant un rythme de 3 0 m n en ptriode de true. La strattgie d'tehantillonnage a 6t6 prtsentte en dttail anttrieurement

- - N total, P total sur eau brute. - - N soluble total, NO2, NH4, NO~, P soluble total, orthophosphate sur eau filtrte (0.45 #m).

37~m i Y

s~ •,

0

'OOm% ""

...... .,k

~ a,

sg') .L//

a.

~" ~,/

2 km I

•

~

N o-$ •

/ /

.:" .,....

~1

I ~ltmentaire I

[ Perrjgnier,~ L

'%L'-s~,

t t

~

Ill |

.... ,

i() /

570m

""~ \

:h~

t

1 I

_.~~g"

.~

-_

580m t

t

t

Y~

~.

590m

x,j~. : 1

(a)

7o

1539m " ",

(b)

0

50m

t

J

~,o,

o°o .......

Limite du Bassin Versant

[

Courbes de niveau

~

Pr~alpes calcaires

Rf:seau hydrographique - Sources

~o.

Mar~cages

y

Pluviographes

I

Limnigraphe et station de pr~ldvement

[ Formations quaternaires

Villages

Fig. 1. Sites exptrimentaux: situation et &luipcments. (a) Bassin du Redon; (b) sous bassin de Perrignier. Fig. 1. Experimental watersheds: location and equipment. (a) Redon watershed; (b) Perrignier subwatershed.

600m

Transferts compar6s de phosphore et d'azote Tableau 2. Brian annuel hydrologique (1985-1986) du bassin 61~mentaire. La variation du stock correspond /t la variation de la r~serve en enu du sol entre le d6but et la fin de la p~riode d'observation(routes les valeurssont exprim&'sen ram) Table 2. Annual hydrologic budget (1985-1986) in the sub-basin (valuesare expressedin ram) (1) Pluie 1036 (2) ETR (Thornwaite) 617 (3) Lameobserv~ ~.I'exutoire 710 (4) Variationdu stock clansle sol +56 (5) Contributiondu bassin~ rb~oulement 363 (6)

0-2--4) 347

Exc&ient

(3-5) Le suivi au niveau du sous-bassin agricole et de l'exutoire du grand bassin a 6t6 r~alis~ sur 3 ann&-s cons~tives (1983-1986). Sur le rear,cage l'6tude n'a dur~ qu'une seule a n n ~ (1984-1985), compl6t~ par un suivi en l~riode de tarissement en 1990. BILANS COMPARES

DE PET

N

(1) Bilan annuel Ce bilan a pour objet une 6valuation des pertes au c,ours d ' u n cycle d'activit6 agricole. Certaines valeurs sont mesur6es directement (d6bits, pluies, concentrations, etc.), d'autres ont 6t6 estim6es ~ partir de r6f6rences r6gionales et d'enqu~tes sur la fertilisation (6quivalents en P e t N des fumiers et lisiers). Les sorties sont 6valu6es ~ partir des d6bits et des concentrations. Le bilan hydrologique (Tableau 2) fait apparaitre un exc6dent des sorties par rapport aux entr6es de l'ordre de 30%. Cet exc6dent provient d ' u n apport li6 ~ l'existence du niveau sableux situ6 ~ la base du profil p6dologique et qui draine des eaux issues de la zone de contact entre la moraine et les pr6alpes calcaires [Fig. l(a)]. Ce ph6nom6ne a 6t6 mis en 6vidence par des analyses isotopiques d'oxyg6ne-18 (Hamid et al., 1989) qui montrent que r6coulement rexutoire en p6riode d'6tiage provient enti6rement de ce drainage externe. Cependant, au point de vue azote et phosphore, les analyses montrent que ces apports externes restent n6gligeables dans rensemble du bilan en raison des faibles concentrations de ces eaux provenant d'une zone naturelle peu pollu6e (Tableau 3). Le bilan annuel met en 6vidence des pertes en azote assez 61ev6es (14,6 kg ha -t an -~ sous forme de N dont 10,7 sous forme de NO3, soit environ 22% des entr6es en N total). Les formes nitriques sont largement dominantes et repr6sentent 73% des exportations

399

rexutoire. Soulignons que ce bilan de N ne tient pas compte de l'existence de pertes gazeuses qui sont toujours tr6s difficiles /t 6valuer (Chalamet, 1985). En ce qui concerne P les pertes sont relativement moins importantes (0,6 kg h a - l an-~ ), soit 1 , 7 % des entr6es) et se font pour moiti6 sous forme particulaire et pour moiti6 sous forme soluble. Ces r6sultats se situent ~ u n niveau interm6diaire entre les valeurs publi6es pour les r6gions de grandes cultures (de 30-60 kg ha -1 an -I pour N e t de 2-3 kg ha-~ an-~ pour P) et les r6gions d'herbages extensifs soit 5-7 kg ha -I an -I pour N e t 0,1-0,5 kg ha -l an -I pour P (Belamie, 1986; CCE, 1974; Henin, 1980; Olness et al., 1975; VoUenweider, 1968).

(2) Rythmes saisonniers des pertes I1 existe des I~riodes privil6gi6es pour les exportations de P et de N mais elles ne coincident pas exactement dans le temps. Le r6gime des exportations est relativement plus r6gulier pour N que pour P (Fig. 2). L'azote est surtout transmis sous forme de nitrates. L'azote particulaire reste peu repr6sent6 et se cornporte comme le phosphore particulaire. Les nitrates sont export6s durant toute la p~riode de ressuyage du sol (Fig. 2) avec des variations saisonni6res assez marqu6es et li6es ~ la dynamique de razete dans le sol. En p~riode estivale, razote est bloqu~ sous forme organique et on note ~ ce moment I~ des concentrations plus faibles (0,2 mg 1-~). Celles-ci tendent augmenter sensiblement d6s le d6but de l'hiver pour atteindre un maximum au d6but du printemps (2,8 mg 1-1) a v e c l a reprise de ractivit~ microbienne et avant le d6marrage de la v6g6tation. Ces valeurs caract6risent les d6bits hors crues. En l~riode de crue, par contre, les valeurs enregistr6es peuvent atteindre jusqu':~ 10 mg 1-1 (Tableau 4). Pour le phosphore les ph6nom6nes biologiques saisonniers n ' o n t pas, apparemment, le m6me effet r6gulateur que pour I'azote. Le phosphore est en effet transmis par bouff~es tr6s concentr6es (Tableau 4) li~es aux phases de ruissellement (Golterman et al., 1983; Verhoff et al., 1982; Kunishi et al., 1972). Ainsi l'essentiel, soit 90% du P particulaire et 60% du P soluble, est transf6r~ en une dizaine de jours, surtout au printemps. On peut noter par ailleurs que le phosphore soluble repr6sente la moiti6 du phosphore total export6 (Tableau 3). Les flux de phosphore particulaire les plus importants apparaissent en l~riode

Tableau 3. Bilan moyen annuel d'azote et de phosphore dans le sous bassin experimental Table 3. Nitrogen and phosphorus mass balance in the sub-basin Mode acquisition N total NO3 P total P soluble Origine des donn~s (kg an-1 ) (%) (kg an- i) (%) Pr6cipitations 50 6chantillonsanalys6s 140 50 7 90 (d6p6t sec compris) Nappc Suivianalytiquedes 6tiages ~ 10 100 <0,010 100 (30 6oh;2 ans) Engrais organiques Enqu6tetechnique ~ 800 -500 -et minh'aux Flux ~trexutoire Suivianalytique2 ans 204 73% 8,4 50% de N.T du P.T

400

J . M . DORIOZ et A. FERHI

2I

Azote

Nt

NoS

i_

O

8 o

0.075 0.050

0.025

30 1984- 1985 r

20 e~

10

'

S

'

O

'

N

'

D

'

J

'

F

'

M

'

A

'

M

'

J

'

Temps Fig. 2. F l u x m o y e n s h e b d o m a d a i r e s de N e t P e t d6bits m o y e n s a u c e u r s de l'ann6e h y d r o l o g i q u e 19841985 d a n s le sous bassin de Perrignier. N t = azote total, Pt = p h o s p h o r u s total, P R M = o r t h o p h o s p h a t e . Fig. 2. W a t e r discharge a n d weekly average c o n c e n t r a t i o n s o f P a n d N d u r i n g 1984-1985 in the Perrignier sub-basin. N t = total nitrogen, Pt = total p h o s p h o r u s , P R M = o r t h o p h o s p h a t e . Tableau 4. Variabilit~ hydrochimique moyenne mesur~e de 1984 d 1987 fi I'exutoire du sous-bassin. Comparaison avec quelques r6f~rences r~gionales Table 4. Hydrochemical changes as observed from 1984 to 1987 at the outlet of the sub-basin. Comparison with some values from local waters Variabilit~ des concentrations (en mg N 1-I et mg P 1 - 1 ) Flux hebdomadaire pendant la p~riode d'&:oulement (kg) Normes de qualit~ (rag I - i ) Concentrations hors crues 6t~/hiver (mg I- i ) Concentrations maximum au niveau des pics de crues (rag I- i ) R/:f~rences r~gionales: L6man (en hiver) (mg I t ) Nappes phr~atiques (mg 1-~ ) Sources de la zone naturelle (nag I- t )

NO~

N total

P soluble

P total

0,2-10

0,2-16

0,007-0,15

0,007-1,9

0,1-36

0,1-45

0,005-0,3

0,005-0,9

0,02-0,03 0,007-0,010

0,007-0,010

0,15

2

0,060 0,005-0,010 0,005-0,010

0,060 0,005-0,010 0,00.%0,010

11

0,2-2,8 10 I-1,5 0,4-12 0,4

12

Transferts compares de phosphore et d'azote Tableau 5. Caract6risationdu P total et du P "Olsen" dans ies s6diments (fraction <200Fm) en divers points du grand bassin versant, r6eolt6s en 6tiage dans des pi/~ges /t s6diments (valeurs exprim6esen/~g de P par g de s/aliment) Table 5. Characterizationof total P and "OIsen" P in sediments (fraction <200#m) from different parts of the main watershed sampledin sedimenttraps (valuesare expressedin Fg of P per g of sediment) Phosphore Phosphorelabile total (m6thodeOlsen) (ppm) (ppm) S&iimentszone naturelle 350--550 2-5 Solscultiv6s 1000--I500 8-20 S6dimentsdes drainsagricoles 100-1000 5-15 S6dimentsexutoire Rivi6re 400-1500 10-80 Lac 9O0 4O de fortes crues et de faible couverture v6g6tale du sol. On peut enregistrer jusqu'~ 1 kg/semaine au niveau du bassin exp6rimental (Tableau 4) avec des pointes de concentration de 2 mg 1-1 de P total en p6riode de crue. Pour 6valuer les risques de pollution que repr~sentent ces pertes, on peut se r6f6rer aux normes g~n6ralement admises et qui s'expriment en terrnes de concentration. Pour NO3, la norme de potabilit~ est de 11 mg de N par litre (OMS). Pour P, le seuil de risque d'eutrophisation (en ce qui concerne le L6man) est de 20-30/~g 1-I de phosphore soluble (CIPEL, 1990). Dans ce dernier cas il faut prendre aussi en compte le phosphore particulaire car de nombreux travaux montrent qu'une fraction importante de celui-ci peut ~tre biodisponible (Golterman, 1976; Furumai et Ohgahis, 1982; Young et Depinto, 1982). De ce point de rue les r6sultats obtenus sur s6diments avec des m6thodes classiques de sp6ciation du phosphore particulaire (Williams et al., 1971; Olsen, 1955) montrent que les quantit6s facilement extractibles se situent ~i un niveau interm6diaire entre ce que l'on observe darts les zones naturelles et /L l'exutoire du Redon, soit en moyenne 5-6%0 du P total (Leroux et al., 1987) pour des teneurs variant de 100-1500ppm (Tableau 5). A la lumi6re de ces donn6es, on constate que pour N, malgr6 ies fortes quantit6s raises en jeu, on reste bien en-dessous des normes admises pour la qualit6 des eaux, ~ rexception de quelques pies de crue. Ces faibles concentrations moyennes s'expliquent en partie par un effet de dilution dfi aux 6coulements lat6raux provenant de la zone montagneuse amont. Inversement, pour le phosphore soluble, les concentrations apparaissent largement sup6rieures aux seuils de risque fi la moindre crue, sans compter les tr6s fortes concentrations en phosphore particulaire susceptible de contribuer fi reutrophisation. FONCTIONNEMENT HYDROCHIMIQUE

Pour P comme pour N, quelles que soient les formes consid6r6es, on n'observe pas de relation globale reliant la concentration au d6bit. Les

401

6quations d'ajustement d6crites dans la litt6rature (Balland, 1984; Buhrer et Wagner, 1982) ne fournissent pas de r6sultats satisfaisants sur nos donn6es. Les m6canismes de transfert semblent done soumis /L des r6gulations plus complexes qu'une simple mobilisation proportionnelle au flux d'eau. Dans la pratique, les m~canismes et les voles privil6gi6es du transfert sont r6v616s surtout Iors des crues. Certaines d'entre elles pr6sentent des caract6res hydrologiques assez simples (crues unitaires) et permettent une analyse relativement ais6e des processus de prise en charge des divers 616ments. La d6composition des hydrogrammes de crue par les m6thodes graphiques ou isotopiques donne acc6s aux divers types d'6coulements (Roche, 1962; Merot et al., 1981). On peut ainsi distinguer: - - l e ruissellement qui conditionne surtout l'6rosion et les transferts en suspensions; ce ph6nom6ne pr6domine en conditions de battance des sols et fi la faveur de pluies d'intensit6 sup~rieure ~i la capacit6 d'infiltration; --r6coulement hypodermique qui conditionne les transferts lat6raux dans les horizons superficiels du sol et qui apparait sur sol non satur6 et ~ la suite de pluies dont l'intensit6 est sup6rieure la capacit~ d'infiltration de la semelle de labour; - - l e drainage profond, enfin, qui fait intervenir rinfiltration verticale, la raise en charge de la nappe et la contribution de la nappe au d6bit /L l'exutoire; cette situation pr6domine lots de pr6cipitations de faible intensit6 mais de longue dur6e, se produisant sur des sols d6jfi satur6s.

(1) Analyses de queiques cas particuliers Sur la vingtaine d'6v6nements hydrologiques 6tudi6s nous avons analys6 plus particuli6rement 4 crues qui mettent bien en 6vidence les diverses modalit6s de transfert de N e t P. (a) Crues unitaires simples. Ce type de crue repr6sente en moyenne 25% des crues annuelles et se caract6rise par des d6bits relativement faibles, toujours inf6rieurs fi 50 1 s-l au tours de la p6riode d'6tude (Figs 3 et 4). En ce qui concerne le transfert du phosphore, on note une coincidence du pic de P total avec le pic des MES (mati6res en suspension) et un tr6s faible d6calage par rapport au pic de d6bit (Fig. 3). Ceci sugg6r¢ que la mont6e de true est d'abord 1i6¢ /L la mise en charge de la nappe et que la contribution du ruissellement au d6bit est relativement tardive. En effet, lorsque le ruisellement intervient massivement d6s le d6but de la crue, on observe, au contraire, un d6calage toujours tr6s important entre le pic des MES et le pic des d6bits. On note 6galement pour ce type de crue des pies de MES et de P, particulaire relativement 6troits (dur6e: 4-6 h). Les concentrations retrouvent rapidement leurs niveaux de base alors que la d6crue n'est pas encore tout ~i fait achev6e.

402

J.M. DORIOZet A. FVa~HI

~ •.~ F.

"5 a"

2 6

50 ~ ~, ,~ ~

~, ~

15

0 160 [ -'-" 128 y 96

30 20 10 0 447

.-1 '6 405 ~ 363

A ~

(..) 321 2.4 .---. 2.1 1 1.8 1.5 [~ 1.2

~= 64 r,~ 32 0

A

~ 265 I,L- 212

[]

0.6 .09 0.3

O Z

P. total

0 a=~ I r a 106 ~ 159 .°

~

i

le

53

0

4

8

12 16 20 24 Temps en heures

28

32

Fig. 3. Evolution des concentrations en P, MES, et d~bit au cours de la crue des 14-15 juin 1986. Fig. 3. Water discharge, suspended matter and P concentrations during the storm flow of 14-15 June 1986. Le phosphore soluble se caract6rise par un pic de concentration assez net passant de 15-55 #g 1-j. Ce pie coincide avec celui des MES ce qui sugg6re qu'une partie au moins de ce P soluble d6rive des suspensions. La concentration en P soluble ne diminue que tr6s progressivement au cours de la d6crue alors que les MES ont d6j~i atteint des concentrations tr6s basses (5 mg l-J). Dans ces conditions on peut penser que le maintien de la concentration en P it un niveau relativement 61ev6s s'explique par une d6sorption plus active de P it partir d'une fraction en suspension plus fine et plus charg6e. Le comportement des nitrates 6tudi6 sur une autre crue (Fig. 4) est bien diff6rent. En d6but de mont6e des eaux, on assiste ~ une 16g6re dilution qui coincide avec une baisse de la conductivit6 (celle-ci 6tant command6e essentiellement par les teneurs en HCO~-) ce qui montre que la mont6e de la crue est d'abord provoqu6e par le ruisseilement. Le flux et les concentrations augmentent ensuite rapidement, en m6me temps que le d6bit et le maximum est finalement atteint peu apr6s le pic de crue. Ce pie coincide avec la premi6re inflexion de la branche descendante de l'hydrogramme et pourrait &re ainsi interpr6t6 comme correspondant au maximum de contribution de l'eau hypodermique h l'6coulement (Roche, 1962).

i

1 7

[ 14

I 1 1 l I 21 28 35 42 49 Temps en heures

I I 56 63

Fig. 4. Evolution des concentrations en NOa, de la conductivit6 et du d6bit au cours de la crue des 7-9 mai 1986. Fig. 4. Water discharge, conductivity and NO 3 concentrations during the storm flow of 7-9 May 1986.

La d6croissance des flux et des concentrations est lente et s'6tale sur plus de 48 h. D'une fagon g6n6rale, on constate que le phosphore est transf6r6 surtout par 6rosion et ruissellement de surface alors que l'azote l'est par lessivage et 6coulement hypodermique. Suivant l'6v6nement hydrom&6orologique et l'6tat du bassin versant on pourra doric mieux analyser Fun ou l'autre de ces processus. (b) Crue sur sol gelk. Sur sol gel6, le ruissellement devient tr6s important mais n'entraine pas d'6rosion notable du sol en raison de la consolidation des agr6gats par le gel (Fig. 5). Par suite la charge en P e t en MES provient principalement des 6rodats accumul6s pr6.alablement dans les drains. On constate, de ce fait, des pics de concentration tr6s pr6coces, en MES et en P se situant tout au d6but de la mont6e de la crue. Les concentrations maximales restent mod6r6es et retrouvent leur niveau initial bien avant le pic de d6bit. La charge en P des suspensions est variable dans le temps. EUe est minimum au pic des MES (moins de 200 ppm) et atteint par contre un maximum (soit 1150 ppm) it la fin de ce pic. D'une mani6re g6n6rale, la largeur et la position du pic de P e t des MES par rapport au pic de d6bit semblent indiquer la part relative des skdiments provenant de l'6rosion directe des sols (pic large) et des s6diments r6sultants de la remobilisation des stocks d'6rodats dans les drains (pie 6troit). Lors des pluies 6rosives, le d6tachement des particules par effet du splash entretient un flux important de MES et de P particulaire tant que la puissance du transport le

Transferts eompar6s de phosphore et d'azote

•~o E

4 6

E

98 84

~

70

~, .-.

56 42 28

403

15V..__ 8

12

_

9

~

6

14

o 155 124 I= 93 "-" 62 o~ ua 31 o

0.21 i.t m 0.18

P. total

l~ 0.15 "~ 0.12 0.09

P. soluble

1 I

~. 0.06

~ 23

0.03

0

e~

o

0 --, 3.4 I ea 2.8 ,-, 2.2 1.6 Z . 115 i 92 B "-" 69 .o o 46

4

8

12 16 20 24 28 Temps en heures

32

o

36

Fig. 5. Evolution des concentrations en MES et Pet du d6bit au cours de la true du 22 janvier 1985. Fig. 5. Water discharge, suspended matter and P concentrations during the storm flow of 22 January 1985. pcrmet. Dans c¢ cas, reffet du nettoyage des drains reste n6gligeable par rapport aux apports d'6rosion. La contribution des drains devient par contre pr6pond6rante d6s que r6rosion du sol reste limit6e en raison de divers param6tres: faible intensit6 des pluies, stabilit6 structurale, couvert v6g6tal, etc. Entre ces deux cas extrSmes, il existe un grand nombre de situations interm6diaires traduisant des contributions plus ou moins marqu6es des divers zones du bassin versant. On constate en effet que pour une pluie d'intensit6 et de dur6e donn6es, la scnsibilit6 fi r6rosion est tr6s variable d ' u n point ~i un autre du bassin. Cette diff6renc~ s'explique par rh6t6rog6n6it6 des conditions de couvert v6g6tal et par rexistence de sites d'accumulation privil6gi6s repr6scnt6s non sculement par les drains mais aussi par les sillons, les micro-d6pressions, les bandes herbeuses et d'une fa¢on g6n6rale par tout ce qui pout modifier la rugosit6 des surfaces (Trevisan, 1985; Boiffin et al., 1988). La distribution des sites d'accumulation et les stocks d'6rodat constitu6s au cours des crues ant6rieures comptent ainsi parmi les param6tres les plus importants de r6tat initial du b a s s i n e t conditionnent fortement les transferts observ6s au cours d'une clue donn6e. La richesse en P des 6rodats recuillis dans un pi6ge ~ s6diments varie elle-m6me d ' u n facteur allant de 1-5 entre diff6rcnts 6v6nements hydrologiques. (c) Cas complexe. L'exemple 6tudi6 conccrne une crue qui s'est produite pendant une p6riode ofl le sol est satur6 en eau (Fig. 6). On observe tout d'abord

8

16

24

32

40

48

56

64

Temps en heures Fig. 6. Evolution des concentrations en NO 3 et P e t des d6bits au cours de la crue des 24-26 mars 1986. Pt = phosphore total, Ps = phosphore soluble. Fig. 6. Water discharge, P and NO 3 concentrations during the storm flow of 24-26 March 1986. Pt = total phosphorus, Ps = soluble phosphorus.

un premier pic de P particulaire relativement pcu 61ev6 (40/zg l - l ) qui, probablement, correspond au nettoyage des drains. Par la suite le pic de d6bit monte assez brutalement et s'accompagne d'un accroissement parall61e des teneurs et des flux de P e t de NO3. On remarque au niveau de c¢ 26me pic une contribution inhabituelle de P soluble soit 50% du P total. La d6composition de r h y d r o g r a m m e par la m6thode isotopique (Fig. 7) montre une faible participation du ruissellement /L r6coulement total. La crue r6sulte surtout de la mise en charge de la napp¢ et de r6coulement hypodermique. Par opposition avoc les crues 6tudi6es pr6c6d~nment la d6crue est tr6s lente et s'6tale sur plus de 3 jours ce qui traduit un ressuyage prolong6 du sol. Lots de cctte

12 10

0

6

12

18 24 30 Temps en heures

36

42

Fig. 7. D6composition de rhydrogramme de la crue du 24-26 mars 1986 (Hamid, 1988). Fig. 7. Hydrographic separation of the storm flow of 24-26 March 1986 (Hamid, 1988).

404

J . M . DORIOZ et A. FERm

dtcrue, on enregistre un comportement particulier du phosphore soluble avec 5 pics en 48 h; ces pics apparaissent alors que le dtbit reste rtgulitrement dtcroissant et montrent des concentrations en P soluble doubles ou triples des valeurs habituellement observtes (jusqu'fi 120#g 1-l). Par comparaison, les teneurs en nitrates bien que relativement 61evte prtsentent une 6volution plus classique. Ce type de comportement du phosphore qui a 6t6 observ6 6galement pour d'autres crues mais de fad}on moins nette, est rarement mentionn6 dans la litttrature (Pilleboue, 1987a, b). Le comportement hahituellement dtcrit est caracttfis6 par une 6volution paralltle de P particulaire et de P soluble ce que l'on explique par un phtnomtne de dtsorption avec, par constquent, une dtcroissance trts rapide lors de la dtcrue. Le fait que ces pics de P soluble apparaissent au cours de la d~crue montre que nous avons affaire fi un transfert 56 fi l'~coulement hypodermique ce que semble confirmer les fortes teneurs en nitrates qui restent constamment et nettement superieures fi la valeur caracttrisant la nappe. On remarque, par ailleurs, que la composition isotopique de l'eau du sol, dans les 20 premiers cm, est passte de -14.5%o avant la pluie fi -9.5%0 aprts (61gO de la pluie = -4.6%0 alors que la teneur en eau est rest6e constante ce qui traduit bien un renouvellement par 6coulement hypodermique. Pour atteindre des teneurs en P soluble aussi importantes aprts un transfert dans le sol il faut admettre que localement, l'horizon cultiv6 (Ap) est globalement satur6 en P e t donc fiche en phosphore mobilisable. L'arrivte fi l'exutoire sous forme de plusieurs pics suggtre une htttrogtntit6 spatiale des teneurs en P mobilisable. On peut penser que le P soluble provient du lessivage des horizons cultivts d'un petit nombre de parcelles particulitrement fertilistes en relation avec une sptcialisation dans la production de ctrtales. La structure en boufftes resulterait de la dispersion spatiale de ces sources de P soluble dans le bassin.

L'azote qui est beaucoup plus mobile ne prtsente pas d'effet cumulatif fi long terme de sorte que les concentrations darts les diverses parcelles tendent vers une certaine homogtntisation avec le temps. Ceci explique 1'tvolution plus rtgulitre des concentrations des nitrates au cours de la d~crue. (2) Typologie des crues L'analyse de ces quelques cas particuliers montre que la charge en nutriments ( N e t P) observte fi l'exutoire rtsulte d'un ensemble de facteurs relatifs fi l'ttat du bassin versant (couvert vtgttal, humidit6 du sol, accumulation d'trodats lite fi l'tvtnement hydrologique prtckdent, etc.) et fi l'tvtnement pluvieux (intensit6 et durte de la pluie). En fonction de ces 616merits, on peut observer des crues caracttristes soit par l'intensit6 du ruissellement, soit par I'intensit6 de l'tcoulement hypodermique, soit enfin par une simple mise en charge de la nappe. Les crues peuvent ~tre ainsi classtes en cattgories typiques sur la base de la nature de la charge chimique et des processus d'~coulements (Tableau 6). (a) Crues li~es dune raise en charge de la nappe. I1 s'agit de crues de faible dtbit pendant lesquelles les flux et les concentrations en Pet N fi l'exutoire restent trts modtrtes et souvent inftrieures fi celles de la pluie. Dans ce cas le sol joue plut6t ie r61e d'un pitge (Ryden et al., 1973). Ces crues correspondent fi des prtcipitations d'intensit6 suflisamment faible pour n'entrainer qu'un faible taux de ruissellement et une 6rosion minimum. L'infiltration devient, dans ces conditions, dominante et i'eau, fi l'exutoire, provient surtout de la mise en charge de la nappe. Cette recharge s'effectue surtout en des points priviltgits lfi off le sol est peu 6pais et plus caillouteux. (b) Crue d forte composante du ruissellement. Ce type correspond aux situations qui gtntrent un fort taux de ruissellement provoqu6 par: des pluies suffisamment intenses sur sols peu couvert, des 6tats du sol se traduisant par une impermtabilisation

Tableau 6. Flux et concentrations caracttfistiques des trois grands types de crue Table 6. Characteristic fluxes and concentrations of the three main types of storm flows Parametres chimiques Phosphore Caract~ristiques hydrologiques Crue de type 1

Crue de type 2

Crue de type 3

MES

PS

PP

Crue occasionnte par une mise en charge de la nappe due ~i une infiltration localiste Ruissellement et/~.oulement hypodermique ntgligeable

Faible concentrations et flux (correspondent/t celle de la nappe)

Hydrogrumme symttrique Montte progressive du dtbit Ecoulement hypodermique relativement fort Ruissellement flable

Les concentrations et les flux solubles sont maximums

Ruissellement maximum Montte brutale du dtbit Pic pr£'coce des MES et de phosphore particulaire

Lea flux particulaires sont maximums Dilution des formes solubles au pic de crue 400-1200 mg 1-j 20-40mg I-I 0,5-1,1 mg I ~ 150-800 kg jour -I 60-120 g jour -I 200--1000 g jour -I

20-30 mg 1-t < 1 0 k g j o u r -I

5 0 - 2 0 0 m g l -I 20-50 kg jour i

0,015-0,040 mg 1-] 10--35 g jour -j

0,1-0,13mgl I 50_150 g j o u r - ~

0,02-0,050 mg I ~ 20-40 g jour -I

0,08-0,15mgl i 60_200 g jour- t

Azote NOa

I-3 mg l t 500-600 g j o u r -

2-10rag 1 i 2t~-400 g j o u r - L

I-2 mg I -] 2000-2500 g j o u r - i

405

Transferts compares de phosphore et d'azote relative du sol li~e au gel ou fi la battance sur certaines parcelles (mais, bi~ d'hiver, etc.). La surface hydrologiquement active peut s'~tendre darts ce cas fi l'ensemble du bassin topographique. Darts ces conditions on observe fi l'exutoire: un pic important de MES co~ncidant avec u n pic de P particulaire mais nettement plus pr~coce que le pic de d~bit, une faible concentration moyenne en P soluble et en NO~. Au pic de d~bit, les concentrations en NO3 atteignent souvent des valeurs tr~s faibles par effet de dilution. Ce type de crue se caract~rise par une exportation intense de MES et de P particulaire. Le transfert de NO3 reste, au contraire, relativement limit~ en raison des faibles quantit~s d'eau qni transitent par le sol. Suivant l'origine des s~diments on observe soit u n pic de MES tr~s ~troit et tr~s pr~coce par rapport au pic de d~bit lorsque la charge provient surtout du nettoyage des drains, soit u n pic beaucoup plus large lorsque les MES proviennent de l'~rosion g~n~ralis~e du sol. Ce cas reste, cependant assez rare. (c) Crue d forte composante hypodermique. Ce type correspond ft. un transfert maximum d'eau par la voie hypodermique. Les teneurs en ~sO de l'eau du sol montrent u n renouvellement total de celle-ci darts les 20 premiers cm. Cette situation se rencontre pour des pluies peu intenses mais de longue dur~e ce qui aboutit fi une saturation progressive de l'horizon Ap et provoque une extraction maximale de substances solubles et plus particuli6rement de NO3. La quantit6 de nitrates transf6r~e est cependant pond6r~e par la quantit6 de NO3 disponible darts le sol darts la mesure off celle-ci varie assez consid~:rablement dans le temps. II s'ensuit que ce type de crue n'implique pas forc~ment u n pic de nitrate important. DEVENIR DES FLUX DIFFUS A L'ECHELLE D'UN GRAND

BASSIN

VERSANT

HETEROGENE

Tableau 7. Comparaisondes s&liments/, I'entr~eet/, la sortie du marb~age exl~rimental Table 7. Comparisonof the sedimentsfrom the inlet and outlet of the experimentalwetland S&iiments S~diments de I'entr~e de la sortie CaCO3total (%) 10 37 For total (%) 2,1 11,6 Mati/~reorganique(%) 5,1 19,5 NH4+ ~ch.(meq/100g) 0,04 0,10 P total ppm 810 780 (/~gde P par g de sbtiment) transit est d'environ 3 h e n l~riode de crue (tragage fi la rhodamine). Quant au renouvellement du stock total d'eau du marais il est ~videmment beaucoup plus lent, mais difflcile ~t quantifier. Les s~diments observ6s fi l'entr6e et fi la sortie du m a r ~ a g e apparaissent tr~s diff~rents (Tableau 7). A l'entr~e on trouve surtout des ~rodats essentiellement min~raux, relativement pauvre en fer et en mati~re organique. A la sortie par contre les s~diments sont essentiellement organiques (20%) et tr~s riches en fer (11%) et en carbonates (37%). Les conditions redox du milieu favorisent la proliferation des ferrobact~ries ce qui explique q u ' u n e part importante de ce fer se trouve sous forme de gaines de ferrobact~ries. Ceci a ~t~ mis en ~vidence par des observations au microscope ~lectronique fi balayage. (a) Comportement de l"azote. L'influence des zones humides et des bas fonds sur la dynamique de l'azote est assez bien connu (Barroin, 1985; Pinay, 1986). Dans le site que nous avons 6tudi~, plusieurs faits d~montrent l'existence de transformations et de pertes de N. Des mesures de N total soluble et de NO3 ont ~t~ effectu~es pendant une longue p~riode d'~tiage allant de fin mars fi fin juin 1990. Pendant cette p~riode le d~bit fi rexutoire du mar6cage est rest~ pratiquement constant, de I'ordre de 21 s-i. Les r~sultats obtenus (Fig. 8) montrent une d~croissance progressive et

Pour bien ~valuer l'impact d ' u n flux diffus en provenance d'une zone agricole donn6e, il convient d'examiner les divers processus de son integration ~'_ 3.5 dans u n syst~me de niveau sup~rieur. En effet, fi l'aval ~ 3.o de l'aire d'~mission les ph~nom~nes intervenant lors du transport prennent une place de plus en plus ~ 2.5 grande et tendent fi modifier tr~s sensiblement la "~ 2.o nature et la quantit~ des effluents. Ces ph~nom~nes o~ sont surtout m a r q u i s dans les zones de ralentissement ,~ 1.5 de I' ~ o u l e m e n t et tout particuli~rement fi la travers~e O des zones humides. Ceci nous a incit~ fi ~tudier I'influ- ~ 1-° ence d'un marc~cage collectant pratiquement l'ensemble o= 0.5 des eaux de drainage du bassin experimental, o~

(1) Mise en ~vidence de l'impact d'une zone humide sur les transferts de P e t de N Apr~s un parcours d'une centaine de m~tres les eaux provenant du bassin experimental aboutissent darts un petit mar~cage de 2 h a situ~ darts une d~pression morainique impermeable. II existe u n petit collecteur au centre du marais clans lequel le temps de

0

\ --

mml

I

I

9

18

I

I

I

I

I

27 36 45 54 63 Temps en jours

I

mm

I

72 81

•

I

90

Fig. 8. Evolution de la teneur en azote dans l'eau du marb:age au c.ours d'une p~riode de tarissement (de mars fi juin 1990). Fig. 8. Evolution of nitrogen concentrations in the water of the Perrignier wetland during a low flow period (March-June 1990).

406

J.M. Domoz et A. FERH! 900

.o., 810 e~ 720 ~

D~bit

• -

a-

630 540

.~

450

--

9O

--

81

[ ] Entr~es

--

72

[ ] Sorties

-- 63 ~ " --

/

o= 360 270

54

~

--45

~

--36

~

27

--

180 90

-- 18 --9

1.. 0 0 ~tiage - ~

1

2

3

4

5

6

7

8

9

Crue classees (d~bit croissam)

Fig. 9. Bilan des entr~es-sorties de P (en mg jour -t ) dans le mar&age de Perrignier pour les principales crues de l'ann6e 1985. Fig. 9. P inlet-outlet mass balance (rag day ~) in the Perrignier wetland during the 1985 main storm flow. continue des concentrations en nitrates, aussi bien fi l'exutoire que dans un pi6zom6tre situ6 au centre du marais. Au cours de cet &iage, les concentrations ont 6t6 tr6s sensiblement r6duites, passant de 3,60,3 mg 1-1. Le stock de NO 3 ~t l'int6rieur du mar6cage se trouve ainsi divis6, au cours de cette p6riode, par 10. Cette diminution remarquable des concentrations en NO~ peut 6tre attribu6e fi deux causes principales qui sont d'une part l'absorption biologique et d'autre part la d6nitrification, sans que l'on puisse pr6ciser davantage la part relative de chacun de ces ph6nom6nes. (b) Comportement du phosphore. Un bilan entr6esortie sur 9 mois incluant la p6riode des crues, montre que les 2/3 des entr6es sont pi6g6s dans le marais et que ce pi6geage concerne fi la fois la fraction particulaire et la fraction soluble, soit respectivement 75 et 60% (Fig. 9). Ceci repr6sente globalement un stockage de 6,6 kg de P pour la p6riode consid6r6e. L'analyse d6taill6e des crues montre que dans la plupart des cas les sorties sont inf6rieures aux entr6es. Le mar6cage joue donc un r61e de d6canteur efficace m~me lors des plus fortes crues. Le P particulaire s6dimente tandis que le P soluble 6volue vers des formes insolubles par fixation biologique, adsorption, pr6cipitation, etc. (Arvieu, 1980; Green et al., 1978; Stumm et Morgan, 1970; Golterman et Meyer, 1985).

Comme nous l'avons d6pl soulign6, ies entr6es ne pr6sentent pas de relation avec le d6bit. Par contre on peut observer une bonne corr61ation entre d6bit et sorties de P ~i l'exutoire du mar6cage. Cette corr61ation est de type exponentiei montrant ainsi que les 616ments sortant du mar6cage proviennent surtout de 1'6rosion ~ la surface de celui-ci et que cette 6rosion croR tr6s rapidement avec le d6bit. En effet lorsque le d6bit augmente le collecteur central du mar6cage ne suffit plus ~i 6vacuer les eaux ce qui entraine une extention de plus en grande de la zone inond6e. Pour les diff6rents cas 6tudi6s on ne remarque aucune relation 6vidente entre entr6es et sorties de P. Les entr6es d6pendent surtout de l'6tat du bassin versant fi l'amont du mar6cage tandis que les sorties d6pendent de l'6tat du mar6cage lui-m6me au moment de la crue. Le mar6cage constitue ainsi une discontinuit6 pour ie transfert du phosphore. DISCUSSION

L'6tude des crues met en 6vidence l'existence d'une grande variabilit6 de la qualit~ chimique des eaux de drainage du bassin experimental. II est cependant possible de regrouper les diff~rents cas observ6s en 3 classes caract~ristiques sur la base des modalit6s de drainage d~pendant elles-m~me des precipitations et de l'6tat du bassin. A chacun de ces cas correspond une charge polluante relativement bien d6finie quantitativement et qualitativement. Les mesures de lutte contre ia pollution diffuse agricole doivent done tenir compte du fonctionnement d'ensemble du bassin versant mais aussi des m6canismes de transfert qui different profond~ment pour N et pour P (Tableau 8). La strat6gie ~ adopter sera ainsi diff6rente suivant l'616ment dont on veut limiter les pertes en relation avec le milieu r6cepteur que l'on cherche fi prot6ger (nappe phr~atique, rivi6re, lac, etc.). Les zones tampons constituent un des moyens privil6gi6s dans la mise en oeuvre de cette lutte. Les r6sultats obtenus sur le mar~cage de Perrignier ont largement montr~ l'eflicacit6 de celui-ci sur l'6puration des eaux qui le traversent. Mais les zones tampons ne se limitent pas aux mar6cages. Toutes zones de ralentissement des eaux peuvent, en fait, jouer un certain r61e tampon avec, cependant, une

Tableau 8. R6capitulatif des grandes caract6ristiques du comportement de N e t P dans les zones agricoles Table 8. Characterization of P and N behaviour in agricultural areas P Acquisition de la charge polhmnte Emission Transfert Milieux recepteurs sensibles

Erosion de quelques parcelles fi risque Erosion des berges Tramfert de PS hypodermique parfois Tr~s intermittente Tr~s conccntr6¢ (PS et PP) Tr~s discontinu dans l'espace et le temps, d'ofi de nombreux s i t e s d e reconcentration Lac (scull de risque: 30 #g/I; bruit de fond n a t u r e l :

10~g/l)

N Prise en charge par I'~coulement hypodermique Plus r~partie mais avec des variations saisonni~:res li&-s ~ ractivit6 biologique Plus continu, ave¢ grande homog~n6isation des divers flux pas de reconcentration (soluble) Nappe [seuil de risque: 50 mg/I (en NO 3); bruit d e f o n d n a t u r e l : 2 rag/l]

Transferts compar6s de phosphore et d'azote efficacit6 plus ou moins marqu6e. Pour le moment, on ne dispose que de ~f6rences assez rares sur cette question (Magette et al., 1989; Dillaha, 1987). Pour se faire une id6e de l'influence globale de ces zones d'6puration on peut se ref6rer aux bilans r6alis6s sur l'ensemble du bassin du Redon de 33 km 2 (Pilleboue, 1987a, b; Dorioz et al., 1989). D'apr6s ces bilans, les sorties de phosphore d'origine diffuse, ~i rexutoire, s'616vent ~i 0,6 T a n - ~(moyenne sur 3 ans). La masse totale de P 6mis par l'ensemble des parcelles agricoles de ce bassin s'616ve th6oriquement fi 1.5 T an -~. Ce chiffre correspond aux 1500 ha de prairie ~i raison de 0,3 kg ha -~ an -~ (CIPEL, 1988) et aux 300 ha de cultures (dont 100ha de ma'/s) avec des pertes moyennes de 3 kg ha -t a n - ' (CIPEL, 1988). Si ce flux 6tait int6gralement transmis fi la rivi6re on devrait donc enregistrer ~i l'exutoire un flux de phosphore diffus d'au moins 1,5 T. La quantit6 r6ellement mesur6e ne repr6sente, en fait, que le tiers environ de ce chiffre. En appliquant le m~me raisonnement sur le sous-bassin exp6rimental (Tableau 1) il ressort que la moiti6 seulement du flux 6mis atteindrait rexutoire de ce dernier. Cette diff6rence constitue une 6valuation globale de l'eflicacit6 de l'ensemble des syst6mes tampons du bassin versant. Elle montre 6galement qu'un bassin versant, quelle que soit sa taille, ne peut ~tre assimil6, 6videmment, fi une somme de parceUes. De m6me, un grand bassin n'est pas une simple somme de sousbassins car le flux de certaines sous-unit6s est transform6, perdu ou retenu au cours du transfert. Ainsi pour le Redon, les eaux de drainage d'un tiers des terres agricoles, soit environ 600 ha, transitent par des zones humides. Le m~me raisonnement appliqu6 ~i N montre qu'environ 30% du flux th6oriquement 6mis n'arrivent pas ~ l'exutoire (soit 5 T an-J). Les pertes des terres agricoles sont 6valu6es fi 15 tonnes en moyenne par an et les valeurs enregistr6es ~ l'exutoire sont de 10 T an-J (moyenne sur 3 arts). Ainsi, si les terres agricoles connaissent des pertes relativement 61ev6es, aussi bien en N qu'en P, une partie non n6gligeable de ceUes-ci n'atteint pas le lac en raison des r6tentions et des transformations intervenant au cours du transfert. II semble qu'~ l'6chelle prise en compte dans le cadre de ce travail, ces fonctions puits sont d'une efficacit6 in6gale pour P e t pour N, P 6tant retenu en plus grande quantit6 que N. Cette diff6rence est assez compr6hensible si l'on consid6re les modalit6s de transfert de ces 2 616ments. Pour P, le transfert s'effectue environ pour moiti6 sous forme particulaire. La mise en mouvement et les distances parcourues d6pendent alors beaucoup des conditions de ruissellement (Verhoff et ai., 1979) et par cons6quent tout 616ment du paysage favorisant le ralentissement des eaux de surface fournit un effet tampon par d6cantation: d6pression, bas de versant, bande herbeuse, haie, foss6 et, bien stir, mar6cage, m6andre, etc. WR 28/2--K

407

Le P soluble est 6mis en m~me temps que ie P particulaire par d6sorption et extraction ~ partir des suspensions mais peut 6tre 6galement d'origine hypodermique. Au c,ours du transfert, une partie probablement non n6gligeable de ce flux soluble repasse sous forme particulaire par r6actions inverses: adsorption, absorption biologique et pr6cipitation. La r6tention qui s'op6re ainsi sur les diff6rentes formes de P repr6sente non seulement une diminution nette du flux mais aussi un retard ~i l'exportation. Ce retard peut s'av6rer b6n6fique ~ un double point de vue: (1) si l'arriv6e dans le milieu r6cepteur survient dans une p6riode peu active au plan biologique (hirer) les effets eutrophisants sont att6nu6s, (2) au c,ours des p~riodes d'accumulation, le phosphore semble 6voluer chimiquement vers des formes plus inertes et donc disponibles (Le Roux et al., 1987), surtout s'il y a eu dessication du s6diment. L'azote, quant ~ lui, est essentiellement transf6r6 sous forme soluble et les pertes en cours de transfert ob6issent ~ides m6canismes diff6rents. Disons d'embl6e que le m6canisme pr6pond6rant est la d6nitrification. Celle-ci est favoris6e par des temps de s6jour tr6s longs dans des d6pressions type mar6cage, bras morts et d a m les s6diments. A cela s'ajoutent les r6tentions dues ~i l'absorption par le couvert v6g6tal (Pinay, 1986; Jordan et al., 1987; Cooper et al., 1987). D'une fagon g6n6rale, on peut penser que les pertes en N sont d'autant plus grandes que le trajet parcouru est long. Le taux des pertes est ainsi notablement accru pour les grands bassins. Pour le Redon, les pertes moyennes annuelles restent relativement modestes, soit environ un tiers du flux potentiel. Les zones tampons, pour P e t N, ne sont doric pas strictement identiques ni aussi eflicaces. S'il est vrai que les d6pressions mar6cageuses, les lits des rivi6res constituent des pi6ges pour P comme pour N, il existe des zones de r6tention plus specifiques fi l'un ou /t l'autre. Pour N, il s'agit surtout des v6g6tations riveraines, alors que pour P la r6tention se fair d6s les zones amonts du bassin, au niveau m6me du parcellaire. LUTTE CONTRE LA P O L L U T I O N DIFFUSE

Dans la r6gion 16manique, la part de la pollution diffuse d'origine agricole dans les apports de phosphore au lac reste relativement limit6e par rapport/t la pollution ponctuelle soit 17% de la pollution totale (CIPEL, 1988). Cependant, il n'est pas possible de faire l'impasse sur la lutte contre cette pollution diffuse. En effet, les concentrations observ6es en provenance des terres agricoles sont probablement suffisantes pour entretenir l'eutrophisation ~ son niveau actuel si l'on se ref6re aux normes retenues par la CIPEL. Les flux observ6s sont pourtant largement att6nu6s par les effets tampons li6s ~, l'abondance des mar6cages et des parcelles en herbes. Or, les transformations de I'espace rural vont modifier, si rien n'est fait, les conditions de transfert: disparition des mar6cages li6e

408

J . M . DoPaoz et A. FEgrn

Tableau 9. Moyens de lutte et niveau d'intervention contre la pollution diffuse aux diff6rentcs 6chellcs d'organisation des bassins versants Table 9. Non-point pollution control and land management at different organization levels of watersheds

Echelle d'intervention

"'A la source" A 1'tchelleparcellaire A l'6chellebassinversant A I'~chellegrandbassinversant

Nitrates

Limitationsde la fertilisation totale Am/flinrationde I'absorption -Mar6cage D6nitrification Ripisylve D~nitrification

au d~veloppement urbain, intensification de l'agriculture locale lite en particulier au choix d'une filitre ma'is pour ralimentation des animaux, etc. I1 devrait s'ensuivre une accentuation des risques dfis ~ la fois rextension des cultures favorisant l'trosion (transfert de P particulaire) et d des surcharges localistes en fertilisants organiques dont on peut craindre qu'elles provoquent, ~i terme, des transferts hypodermiques de P soluble. Dans la r6gion &udite, les probltmes sont moins aigus pour la contamination des nappes par les nitrates bien que les bilans d'azote montrent des laertes d'origine diffuse relativement importantes. En fait, l'image de ce que nous avons observ6 dans le sous-bassin exptrimental, l'impact des activitts agricoles sur les nappes est d'autant moins apparent que la recharge de celles-ci dtpend avant tout d'eaux provenant d'un amont montagneux rest6 fi l'6tat naturel. I1 en rtsulte un effet de dilution permettant le maintien d'une bonne qualit6 de l'eau. Cependant, la prtsence de nitrates d'origine agricole peut 6tre aussi un indicateur de laertes globales en provenance des terres dont on ne peut exclure qu'elles puissent contenir 6galement des micropolluants. Dans ces conditions et 6tant donn6 les enjeux 6conomiques lits reau dans cette r6gion, il semble raisonnable, dts /t prtsent, de se prtoccuper de la lutte contre cette pollution diffuse. Cette lutte doit s'envisager d 3 niveaux d'organisation difftrents depuis la parcelle jusqu'au grand bassin versant, en agissant d la fois ~ la "source" et lors du transfert (Tableau 9). (1) Au niveau de la parcelle, la r6duction des pertes initiales passe par une am61ioration g6n~rale de l'efficacit6 de la fertilisation, par un maintien du taux de eouverture du sol maximum, par des mesures anti-6rosion et parfois par une limitation des apports. En ee qui concerne le travail du sol, un optimum est trouver pour 6viter que des mesures destin6es limiter les laertes d'616ments par 6rosion ne favorisent pas trop les laertes par lessivage. Ainsi les pratiques de non labour ("Notillage"), limitent les laertes de P mais accroissent celles de N (Brinsfield et al., 1988). Il s'agit donc d'optimiser les mesures en tenant comptc des sensibilit6s locales. Des codes de bonnes pratiques existent d6j~i et leur application d l'6chelle des exploitations agricoles commence d se d6velopper notamment aux U.S.A. (SCS, 1988). Mais de telles

Phosphore

Niveau d'intervention

Maintien couvertherbac~ Travaildu sol Stabilit6strueturaledu sol Bandesherbeuses,haies... D6pressions Mar6cage

Agriculture (systtmeagraire)

POS

Milieulentique

Agencede bassin

Pland'occupationdes sols (POS)

pratiques ne peuvent se rtpandre dans le monde agricole sans un accompagnement rtglementaire et financier permettant rtvolution des structures des exploitations et des modes d'oecupation des sols. (2) A l'tchelle du parcellaire (1-10 ha) l'organisation mtme des parcelles joue un r61e important. Ainsi les prairies intercaltes entre les cultures constituent des zones d'interception des 616ments lits au ruissellement. Par extension, ces observations justifient la crtation et la gtntralisation des bandes herbeuses entre les parcelles cultivtes. (3) A l'tchelle du bassin proprement dit, l'effort doit porter au minimum sur le maintien et ramtnagement des zones humides existantes ainsi que des for&s riveraines dont rinfluence b~ntfique sur la qualit6 des eaux commence d &re bien connue.

CONCLUSION De part sa vocation fi gtrer l'essentiel de l'espace rural, l'agriculture se trouve en quelque sorte dtpositaire d'une part importante de la qualit6 des eaux. Les 6tudes que nous avons rtalistes montrent que, m6me dans une rtgion d agriculture moyennement intensive, on ne peut ntgliger la pollution diffuse agricole. Celle-ci doit &re traitte comme une contamination globale et non pas polluant par polluant. Elle doit, 6galement, Stre traitte simultantment aux divers niveaux d'organisation de l'espace rural. Bien entendu, le traitement doit tenir compte des conditions locales et en particulier de la nature et de la sensibilit6 des milieux rteepteurs (nappes, fleuves, lacs). Quelques rtgles gtn6rales restent cependant valables en toutes circonstances. I1 s'agit en particulier de ridentification des diverses zones tampons du systtme et de l'analyse de I'organisation du parcellaire. Ces connaissances sont indispensables pour une conception globale de l'amtnagement comprenant ~ ia fois des dispositifs visant d limiter au mieux les pertes ~ la source et d favoriser l'interception, voire le traitement au cours du transfert. Finalement, la raise en place de moyens de lutte adaptts ntcessite d la fois des connaissances sur les systtmes d'exploitation, sur la sensibilit6 du (ou des) milieux rtcepteurs et sur les modalit~s de transfert du (ou des) polluants. De ce dernier point de vue, ie bassin versant 616mentaire constitue l'unit6 fondamentale pou l'ttude de ces mtcanismes.

Transferts compar6s de phosphore et d'azote BIBLIOGRAPHIE Arvieu J. C. (1980) Phosphates en milieu calcaire. Sci. Sol 3, 180-190. Baker D. B., Krieger K. A., Richards R. P. et Kramer J. W. (1985) Effects of intensive agricultural land use on regional water quality in northern Ohio. In Perspectives on Nonpoint Source Pollution. Proceedings o f a National Conference, Kansas City, Mo., 19-22 mai 1985, EPA, pp. 201-207. BaUand P. (1984) Utilisation de relations concentrations d~bit pour le calcul de flux de mati&es en rivi~re. Physio-gdo. 9, 5-13. Barroin (3. (1985) La d~nitrification en milieu lentique. Rev. ft. Sci. Eau 4, 79-92. Bclamie R. (1978) Transfert des fertilisants vers les eaux de surface dans un petit bassin versant agricole. Verh. int. Verein. LimnoL 20, 1503-1508. Bclamie R. (1986) Les bassins versants agricoles et ruraux: outils pour la connaissance et le contr61e de la pollution par l'azote et le phosphore. Journ$e Bassin-versant, Paris (25 f6vrier 1986). Blavoux B. (1978) Etude du cycle de reau au moyen de l'oxyg~ne-18 et du tritium. Th~se, Universit~ Paris VI. Boiitin J., Papy F., Eimberck M. (1988) Influence des syst~mes de culture sur les risques d'~rosion par le ruissellement concentr~. I--Analyse des conditions de db:lenchement de r6rosion. Agronomie 8, 663-693. Brinsfield R. B., Stayer K. W. et Magette W. L. (1988) Leaching of pesticides in coastal plain soil as influenced by tillagee system. Am. Soc. Agric. Engng Meeting Presentation. Buhrer A. et Wagner G. (1982) Die belastung des Bobensee mit phosphor und Strickstoffuerbindungen und organischem kohlenstoff in abfluss jahr 1978/1979. Vol. 28 Internationalen Gewassers Chutzkommission f'dr den Bodensee. Chalamet A. (1985) Effects of environmental factors on denitrification. In Denitrification in the Nitrogen Cycle (Edited by Golterman H. L.), pp. 7-29. Plenum Press, New York. CIPEL 0988) Rapport de l'~tude des pollutions diffuses dans le bassin l~manique. Commission Internationale pour la Protection des Eaux du I.~man, Lausanne. CCE (Commission des Communaut~s EuroI~ennes) (1974) Informations internes sur l'agriculture: cons6quences b~ologiques de l'application des techniques moderues de production en agriculture. Informations internes sur l'Agriculture, Vol. 137, Paris. Cooper J. R., Gilliam J. W. et Jacobs T. C. (1987) Riparian areas as a control of non point polluants. In Watershed Research Perspective (Edited by Corell D. L.), pp. 166-192. Smithsonian Press, Washington, D.C. Cooper J. R., Gilliam J. W. et Jacobs T. C. (1986) Riparian area as a control of nonpoint pollutants. In Watershed Research Perspectives (Edited by Con'ell D. L.). Smithsonian Press, Washington, D.C. Dillaha T. A. (1987) Evaluating nutrient and sediment losses from agricultural lands: vegetated filter strips. US E PA, Chesapeake Bay Liaison Office, Anapolis. Dillon P. J. et Kirchner W. B. (1975) The effects of geology and land use on the export of phosphorus from watersheds. Wat. Res. 9, 135-148. Dorioz J. M., Pilleboue E. et Ferbi A. (1989) Dynamique du phosphore dans les bassins versants: importance des ph~mom~'nes de r6tention dans les s&liments. Phosphorus dynamics in watersheds: role of trapping processes in sediments. Wat. Res. 23, 147-158. Dorioz J. M., Orand A., Pilieboue E. et Blanc P. (1991) Pr~l~vement et ~chantillonnage dans les petits bassins vvrsants ruraux. Sci. Eau 4, 211-238. Dupraz C., Wedraogo B. et Dubreule A. (1984) Echantillonnage adapt~ et m~thode de calcul automatique pour

409

l'~valuation de la charge soluble dans les petits bassins versants. Physio-glo. 9, 99-116. Frere M. H., Woolhiser D. A., Caro J. H., Stewart B. A. et Wischmeier W. H. (1977) Control of nonpoint water pollution from agriculture some concepts. J. Soil Wat. Conserv. 346, 260-264. Furumai H. et Ohgahis 0982) Fractional composition of phosphorus forms in sediments related to release. Wat. Sci. Technol. 14, 215-226. Glandon R. P., Payne F. C., McNabb C. D. et Batterson T. R. (1981) A comparison of rain-related phosphorus and nitrogen loading from urban, wetland and agricultural sources. Wat. Res. 15, 881-888. Golterman H. L. (Ed.) (1976) Sediment as a source of phosphate for algae growth. In Interactions Between Sediment and Freshwater, pp. 286-293. Junk, The Hague. Golterman H. L. et Meyer L. (1985) The geochemistry of two hard water rivers, the Rhine and the Rhone: the apparent solubility product of hydroxy-apatite. Hydrobiologia 126, 25-30. Golterman H. L., Sly P. G. et Thomas R. L. (1983) Study of the relationship between water quality and sediment transport. A contribution to the International Hydrological Programme. UNESCO, Paris. Green D. B., Logan T. J. et Smeck N. E. (1978) Phosphate adsorption-desorption characteristics of suspended sediments in the Maumee River Basin of Olfio. J. envir. Qual. 7, 208-212. Haddrill M. V., Keffer R. et Olivetti G. C. (1983) Eutrophication problems in Emilia Romagna, Italy. Monitoring the nutrient load discharge to the littoral zone of the Adriatic Sea. War. Res. 17, 483-496. Haghiri F., Miller R. H. et Logan T. J. (1978) Crop response and quality of soil Icachate as affected by land application of beef cattle waste. J. envir. Qual. 7, 406-411. Hamid S. (1988) Etudes des m6chanismes d'infiltration en terrain morainique et fluvio-giaciaire sous climat temp6r6. Th~se, Universite de Paris Sud (Orsay). Hamid S., Dray M., Ferhi A., Dorioz J. M., Normand M. et Fontes J. Ch. (1989) Etude des transferts d'eau l'int6rieur d'une formation morainique dans le bassin du I_~man. J. Hydrol. 109, 369-385. Henin S. (1980) Rapport sur les activit6s agricoles et qualit6s des eaux. Minist~re de l'Agriculture. Minist~re de l'Environnement et du Cadre de la Vie, Paris. Hirose T. et Kuramoto N. (1981) Stream water quality as Influence by land use patterns in the Kakioka Basin, Japan. J. envir. Qual. 10, 2. Houston J. A. et Brooker M. P. (1981) A comparison of nutrient sources and behaviour in two lowland subcatchments of the river Wye. War. Res. 15, 49-57. Johnson A. H., Bouldin D. R., Goyette E. A. et Hedges A. H. (1976) Phosphorus loss by stream transport from a rural watershed quantities, processes and sources. J. envir. Qual. 5, 117-122. Jordan T., Correll D., Peter John W. et Weller E. (1987) Nutrient flux in a landscape the moderives watershed and receiving waters. In Watershed Research Perspective (Edited by Correll D. L.), pp. 32-56. Smithsonian Press, Washington, D.C. Kudeyarov V. N., Bashin V. N. et Kudeyarova A. Y. (1981) Losses of nitrogen, phosphorus and potassium from agricultural watersheds of minor rivers in Oka Valley. Wat. Air Soil Pollut. 16, 267-276. Kunishi H. M., Taylor A. W. et Heald W. R. (1972) Phosphate movement from an agricultural watershed during two rainfall periods. J. Agric. Fd Chem. 20, 4. Le Roux E., Ferhi A., Dorioz J. M. et Blanc P. (1987) Contribution ~ l'~tude des 6changes de phosphore entr l'eau et les s~diments dans un syst~me fluvio-flaciaire. Rev. ft. Sci. Eau 6, 97-106.

410

J.M. DoRioz et A. FERm

Likens G. G., Borman F. M., Pierge R. S., Caton J. S. et Johnson N. M. (1977) Biogeochemistry of Forested Ecosystem. Springer, New York. Lewis W. M., Saunders J. F., Crumpacker D. W. et Brendecke C. (1984) Eutrophication and land use, Lake Dillon, Colorado. In Ecological Studies No. 46. Springer, New York. Macknis J. (1985) Chesapeake Bay nonpoint source pollution. In Proceedings of a National Conference. Kansas City, Mo., 19-22 mai 1985, US EPA, pp. 165-171. Magette W. L., Brinsfield R. B., Palmgr R. E. et Wood J. (1989) Nutrient and sediment removal by vegetated filter strips. Trans. Am. Soc. Agric. Engrs 32, 663-667. Mariotti A. et Letolle R. (1977) Application de l'6tude isotopique de l'azote en hydrologie et en hydrog6ologie. Analyse des r6sultats obtenus sur un exemple precis: le bassin de Melarchez (Seine-et-Marne, France). J. Hydrol. 33, 157-172. Menzel R. G., Rhoades E. D., Olness A. E. et Smith S. J. (1978) Variability of annual nutrient and sediment discharges in runoff from Oklahoma cropland and rangeland. J. envir. Qual. 7, 401-406. Merot P. (1976) Caract6risation physique des bocages: hyrologie de deux bassins versants 616mentaires granitiques, bocager et ouvert. In Les Bocages: Histoire, l~cologie, Economie, pp. 177-184. CNRS, ENSA et Universit6 de Rennes. Merot P., Bourguet M. et Le Leucm M. (1981) Analyse d'une crue ~i raide du tragage naturel par l'oxyg6ne-18. CATENA 8, 69-81, 339-360. Mook N. G., Groeneveld D. J., Brown A. E. et Van Ganswlsk A. J. (1984) Analysis of a runoff hydrograph by mean of O ~s isotope technique in groundwater I, pp. 145-156. AEIA, Vienna. Olness A., Smith S. J., Rhoades E. D. et Menzel R. G. (1975) Nutrient and sediment discharge from agricultural watersheds in Oklahoma. J. Envir. QuaL 4, 331-336. Pinay G. (1986) Impact of a riparian forest on the nitrogen content of phreatic water in the Garonne basin. In: Landuse Impact on Aquatic Ecosystems. (Edited by Lauga J., Decamps M. and Holland M.), pp. 303-317. Edit, Toulouse. PiUeboue E. et Dorioz J. M. (1986) Mass-balance and transfer mechanisms of phosphorus in a rural watershed of Lac Leman, France. In Sediment and Water Interactions (Edited by Sly P.), Proceeding of 3rd Sediment/Freshwater Symposium, pp. 91-102. Springer, New York. Pilleboue E. (1987a) Estimation de la pollution diffuse dans un bassin versant h6t6rog6ne. Limites des diff6rentes m6thodes et 616ments de recherche. Sciences de l'eau 6, 49-65. Pilleboue E. (1987b) Origine, speciation et modalit6s de transfert du phosphore et de l'azote dans un bassin versant. Th6se de l'Universit6 Paris 6, 180 p. Pilleboue E., Ferhi A. et Dorioz J. M. (1987) Mass-balance of phosphorus in a rural watershed. In geomon Moldan B. and Pae6s T. (Edited by Geological Survey, Prague), p. 40

PLUARG (International Reference Group on Great Lakes Pollution from Land Use Activities) (1978) Environmental management strategy for the Great Lakes system. Final report to the International Joint Commission. Great Lakes Regional Office, Windsor, Ontario. Probst J. L. (1985) Nitrogen and phosphorus exportation in the Garonne Basin, France. J. Hydvol. 76, 281-305. Probst A., Dambrine E., Viville D. et Fritz B. (1990) Influence of acid atmospherique inputs on surface water chemistry and mineral fluxes in a declining spruce stand within a small granitic catchment. J. Hydrol. 116, I01-124. Rast W. et Lee G. F. (1977) Summary analysis of the north American OECD Eutrophication projet: nutrient loading. Lake response relationship and trophic status indices. US EPA Report Ecological Research Series. US EPA, Corwallis, Ore. Roche M. (1962) Hydvologie de Surface. Ganthiers Villars, Paris. Ryden J. C., Syers J. K. et Harris R. F. (1973) Phosphorus in runoff on streams. Adv. Agron. 25, 1-45. Simon J. C., de Montard F., Le Corre L. et Pepin D. (1989) R61e agronomique de la prairie dans la gestion du drainage des nitrates vers les nappes. Fourrages 119, 227-241. SCS (Soil Conservation Service) (1987) Soil erosion by water agric. Inform. Bull. (513), Washington, D.C. Stumm W. et Morgan J. J. (1970) Aquatic Chemistry, p. 583. Tilche A. (1981) L'eutrophication due aux d6chets agricoles et animaux. Bull. Qual. Eaux 6, 129-132. Trevisan D. (1986) Comportement hydrique et susceptibilit6 l'6rosion de sols limoneux cultiv6s. Th6se, Universit6 d'Orl6ans. Verhoff F. H., Melfi D. A. et Yaksich S. M. (1979) Storm travel distance calculations for total phosphorus and suspended materials in rivers. Wat. Resour. Res. 15, 1354-1360. Verhoff F. H., Melfi D. A. et Yaksich S. M. (1982) An analysis of total phosphorus transport in river systems. Hydrobiologia 91192, 241-252. Vollenweider R. A. (1968) Scientific fundamentals of the eutrophication of lakes and flowing waters, with particular reference to phosphorus and nitrogen as factor in eutrophication. Technical Report, OECD, Paris. Wedraogo-Dumazet B., Didon J. F. et Lelong F. (1984) L'experience des petits bassins versants comparatifs fi couvert v6g6tal contrasl6 du Mont L o i r e (Massif Central, France). Physio-gdo. 9, 177-191. Williams J. D. H., Syers J. K., Harris R. F. et Armstrong D. E. (I971) Fractionation of inorganic phosphate in calcareous lake sediments. Soil Sci. Soc. Am. Proc. 35, 250-255. Young T. C. et Depinto J. V. (1982) Algual availability of particulate phosphorus from diffuse and point sources in the lower Great Lakes Basins. Hydrobiologia 91/92, 111-120.