**Encadré 18 : « Corridors aquatiques permanents »**

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les cours d'eau permanents naturels ou artificiels plus les gros fossés de plus de 2 m de large lorsqu'ils coulent de manière permanente. Les fossés dont le débit n'est pas permanent sont sélectionnés en fonction de l'environnement. Ils sont généralement exclus lorsqu'ils longent une voie de communication conformément à la définition de l'Institut National de l'Information Géographique et Forestière (2011) pour les éléments vectorisés avec un régime permanent dans le fichier « TRONCON_COURS_EAU » de la BD TOPO®. Les corridors aquatiques permanents inventoriés dans la BD TOPO® qui traversent des grandes étendues d'eau (par ex. lacs) ne doivent pas être pris en compte.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : les linéaires vectorisés avec un régime permanent dans le fichier « TRONCON_COURS_EAU » de la BD TOPO®. En cas de doute, l'observateur peut vérifier que des corridors aquatiques permanents ne sont pas absents de la BD TOPO® avec les SCAN 25®, la BD ORTHO® ou grâce à des connaissances de terrain. Des vérifications sur le terrain sont possibles.

Lorsque l'observateur utilise la BD TOPO® mais qu'elle lui paraît incomplète (corridors aquatiques permanents non inventoriés dans la BD TOPO®), il peut ajouter des corridors aquatiques permanents qui correspondent à la définition du paramètre ci-dessus.

Remarque : un inventaire national des cours d'eau est en projet. Il pourrait se substituer à l'utilisation de la BD TOPO® dans le futur.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le paysage.

**Indicateur** : densité de corridors aquatiques permanents dans le paysage.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.2 de la section VI.1.3.3. La gamme de variation et la distribution des mesures sur le paramètre sont connues sur toute la France métropolitaine avec le linéaire vectorisé avec un régime permanent dans le fichier « TRONCON_COURS_D_EAU » de la BD TOPO® de 2012.

**Examen de la gamme de variation et de la distribution des mesures sur le paramètre** :

Un maillage de 10 × 10 km (n = 5 859 mailles) est appliqué sur la France métropolitaine. La figure ci-dessous représente la distribution de la densité de corridors aquatiques permanents (c'est-à-dire le linéaire de corridors aquatiques permanents dans la maille en km / superficie de la maille en ha) dans les 5 859 mailles. Le premier quartile est de 0,00341 km/ha, la médiane est de 0,00516 km/ha et le troisième quartile de 0,00700 km/ha. La valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 × étendue interquartile) est de 0,01237 km/ha avec 188 mailles ayant une densité de corridors aquatiques permanents supérieure à cette valeur (valeurs atypiques).

<figure><img src="image_66.png" /></figure>

**Figure 44** : Densité de corridors aquatiques permanents (km/ha) en France métropolitaine d'après la BD TOPO® de 2012 sur des mailles de 10 km × 10 km (n = 5 859 mailles).

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

La valeur de l'indicateur sera de 0 s'il n'y a pas de corridors aquatiques permanents dans le paysage. Elle augmentera avec la densité de corridors aquatiques permanents dans le paysage. Elle sera de 1 lorsque la densité de corridors aquatiques permanents dans le paysage atteindra la valeur extrême supérieure des densités de corridors aquatiques permanents en France métropolitaine, soit la valeur de 0,01237 km/ha. La
densité de corridors aquatiques permanents dans le paysage est donc multipliée par 1 / 0,012372531 = 80,8242065 pour obtenir l'indicateur. Dans des cas exceptionnels où la densité de corridors aquatiques permanents est ≥ 0,01237 km/ha, le résultat du calcul est corrigé à une valeur de 1.

SI la densité de corridors aquatiques permanents dans le paysage est ≥ 0,01237 km/ha, ALORS Corridors aquatiques permanents = 1.

SI la densité de corridors aquatiques permanents dans le paysage est < 0,01237 km/ha, ALORS

Corridors aquatiques permanents

$$ = \frac{\text{linéaire total des corridors aquatiques permanents en km} \times 80,8242065}{\text{superficie du paysage en ha}} $$

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est la densité de corridors aquatiques permanents dans le paysage ?

**Sous-fonction renseignée** : connexion des habitats.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, la densité de corridors aquatiques permanents dans le paysage croît et la connectivité attribuable aux corridors aquatiques permanents est de plus en plus importante pour les espèces qui les utilisent comme « conduit ». L'interprétation de la valeur de l'indicateur est à nuancer selon le contexte paysager du site. Par exemple, une faible densité de corridors aquatiques permanents dans un paysage avec une forte dominance d'habitats aquatiques (par ex. lacs) n'a pas les mêmes effets que dans un paysage avec des habitats « plus terrestres ». On peut mentionner comme limite à cet indicateur, que l'étalonnage n'est pas fait sur un échantillon de zones humides mais sur toute la France (répartition des zones humides vraisemblablement pas homogène sur tout le territoire).

## Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_67.png" /></figure>
**Encadré 19 : « Corridors aquatiques temporaires »**

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les cours d'eau temporaires naturels, à l'exception des tronçons de moins de 100 m situés aux extrémités amont du réseau. Les cours d'eau temporaires artificiels ou artificialisés sont sélectionnés en fonction de leur importance et de l'environnement (les tronçons longeant une voie de communication sont exclus, ainsi que les fossés). Les talwegs qui ne sont pas marqués par la présence régulière de l'eau sont exclus conformément à la définition de l'Institut National de l'Information Géographique et Forestière (2011) pour les éléments vectorisés avec un régime intermittent dans le fichier « TRONCON_COURS_EAU » de la BD TOPO®. Les corridors aquatiques inventoriés dans la BD TOPO® qui traversent des grandes étendues d'eau (par ex. lacs) ne doivent pas être pris en compte.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : les linéaires vectorisés avec un régime temporaire dans le fichier « TRONCON_COURS_EAU » de la BD TOPO®. En cas de doute, l'observateur peut vérifier que des corridors aquatiques temporaires ne sont pas absents de la BD TOPO® avec les SCAN 25®, la BD ORTHO® ou grâce à des connaissances de terrain. Des vérifications sur le terrain sont possibles.

Lorsque l'observateur utilise la BD TOPO® mais qu'elle lui paraît incomplète (corridors aquatiques temporaires non inventoriés dans la BD TOPO®), il peut ajouter des corridors aquatiques temporaires qui correspondent à la définition du paramètre ci-dessus.

Remarque : un inventaire national des cours d'eau est en projet. Il pourrait se substituer à l'utilisation de la BD TOPO® dans le futur.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le paysage.

**Indicateur** : densité de corridors aquatiques temporaires dans le paysage.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.2 de la section VI.1.3.3. La gamme de variation et la distribution des mesures sur le paramètre sont connues sur toute la France métropolitaine avec le linéaire vectorisé avec un régime intermittent dans le fichier « TRONCON_COURS_D_EAU » de la BD TOPO® de 2012.

**Examen de la gamme de variation et de la distribution des mesures sur le paramètre** :

Un maillage de 10 × 10 km (n = 5 859 mailles) est appliqué sur la France métropolitaine. La figure ci-dessous représente la distribution de la densité de corridors aquatiques temporaires (c'est-à-dire le linéaire de corridors aquatiques temporaires dans la maille en km / superficie de la maille en ha) dans les 5 859 mailles. Le premier quartile est de 0,00308 km/ha, la médiane est de 0,00668 km/ha et le troisième quartile de 0,01104 km/ha. La valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 × étendue interquartile) est de 0,02297 km/ha avec 324 mailles ayant une densité de corridors aquatiques temporaires supérieure à cette valeur (valeurs atypiques).

<figure><img src="image_68.png" /></figure>

**Figure 45** : Densité de corridors aquatiques temporaires (km/ha) en France métropolitaine d'après la BD TOPO® de 2012 sur des mailles de 10 km × 10 km (n = 5 859 mailles).

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

La valeur de l'indicateur sera de 0 s'il n'y a pas de corridors aquatiques temporaires dans le paysage. Elle augmentera avec la densité de corridors aquatiques temporaires dans le paysage. Elle sera de 1 lorsque la densité de corridors aquatiques temporaires dans le paysage atteindra la valeur extrême supérieure des
densités de corridors aquatiques temporaires en France métropolitaine, soit la valeur de 0,02297 km/ha. La densité de corridors aquatiques temporaires dans le paysage est donc multipliée par 1 / 0,022974566 = 43,526393 pour obtenir l'indicateur. Dans des cas exceptionnels où la densité de corridors aquatiques temporaires est ≥ 0,02297, le résultat du calcul est corrigé à une valeur de 1.

SI la densité de corridors aquatiques temporaires dans le paysage est ≥ 0,02297 km/ha, ALORS Corridors aquatiques temporaires = 1.

SI la densité de corridors aquatiques temporaires dans le paysage est < 0,02297 km/ha, ALORS

Corridors aquatiques temporaires

$$
= \frac{\text{linéaire total des corridors aquatiques temporaires en km} \times 43,526393}{\text{superficie du paysage en ha}}
$$

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est la densité de corridors aquatiques temporaires dans le paysage ?

**Sous-fonction renseignée** : connexion des habitats.

Interprétation de l'indicateur et principales limites : quand la valeur de l'indicateur croît, la densité de corridors aquatiques temporaires dans le paysage croît et la connectivité attribuable aux corridors aquatiques temporaires est de plus en plus importante pour les espèces qui les utilisent comme « conduit ».

L'interprétation de la valeur de l'indicateur est à nuancer selon le contexte paysager du site. Par exemple, une faible densité de corridors aquatiques temporaires dans un paysage avec une forte dominance d'habitats aquatiques (par ex. lacs) n'a pas les mêmes effets que dans un paysage avec des habitats « plus terrestres ».

On peut mentionner comme limite à cet indicateur, que l'étalonnage n'est pas fait sur un échantillon de zones humides mais sur toute la France (répartition des zones humides vraisemblablement pas homogène sur tout le territoire).

Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_69.png" /></figure>
Encadré 20 : « Rareté des grandes infrastructures de transport »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les voies de communication destinées aux automobiles, aux piétons ou aux cycles avec uniquement les tronçons de route d'importance 1 ou 2 conformément à la définition de l'Institut National de l'Information Géographique et Forestière (2011) pour les « routes primaires » de la BD TOPO®. Sont également incluses, les portions de voie ferrée. Il s'agit donc surtout des routes nationales, autoroutes et voies ferrées.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : les infrastructures de transport des fichiers « ROUTE_PRIMAIRE » et « TRONCON VoyE_FERREE » de la BD TOPO®. En cas de doute, l'observateur peut vérifier que des infrastructures de transport correspondant à cette définition ne sont pas absentes de la BD TOPO® avec les SCAN 25® ou la BD ORTHO®. Des corrections grâce à des connaissances de terrain sont possibles.

Lorsque l'observateur utilise la BD TOPO® mais qu'elle lui paraît incomplète (infrastructures non inventoriées dans la BD TOPO®), il peut ajouter celles qui correspondent à la définition du paramètre ci-dessus.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le paysage.

**Indicateur** : densité de grandes infrastructures de transport dans le paysage.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.2 de la section VI.1.3.3. La gamme de variation et la distribution des mesures sur le paramètre sont connus sur toute la France métropolitaine avec le linéaire des grandes infrastructures de transport vectorisé dans les fichiers « ROUTE_PRIMAIRE » et « TRONCON VoyE_FERREE » de la BD TOPO® de 2012.

*Examen de la gamme de variation et de la distribution des mesures sur le paramètre :*

Un maillage de 10 × 10 km (n = 5 859 mailles) est appliqué sur la France métropolitaine. La figure ci-dessous représente la distribution de la densité des grandes infrastructures de transport (c'est-à-dire le linéaire des grandes infrastructures de transport dans la maille en km / superficie de la maille en ha) dans les 5 859 mailles. Le premier quartile est de 0,00044 km/ha, la médiane est de 0,00185 km/ha et le troisième quartile de 0,00376 km/ha. La valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 × étendue interquartile) est de 0,00873 km/ha avec 310 mailles ayant une densité de grandes infrastructures de transport supérieure à cette valeur (valeurs atypiques).

<figure><img src="image_70.png" /><figcaption>**Figure 46** : Densité des grandes infrastructures de transport (en km/ha) en France métropolitaine d'après la BD TOPO® de 2012 sur des mailles de 10 km × 10 km (n = 5 859 mailles).</figcaption></figure>

*Valeur octroyée à l'indicateur :*

La valeur de l'indicateur sera de 1 lorsque les grandes infrastructures de transport seront absentes du paysage. La valeur de l'indicateur diminuera avec l'augmentation de la densité des grandes infrastructures de transport dans le paysage. La valeur de l'indicateur sera de 0 lorsque la densité des grandes infrastructures de transport dans le paysage atteindra la valeur extrême supérieure des densités de grandes infrastructures de transport en France métropolitaine, soit la valeur de 0,00872 km/ha (la valeur de 0,0087273155 est ici arrondie à 0,00872 pour que l'indicateur ait une valeur comprise entre [0 - 1] avec les formules ci-après). La densité des grandes infrastructures dans le paysage est donc multipliée par 1 / 0,0087273155 = 114,582772 et retranchée à une valeur de 1 afin que l'indicateur augmente avec la diminution de la densité des grandes infrastructures
de transport. Dans des cas exceptionnels où la densité des grandes infrastructures de transport est $\ge$ 0,00872 km/ha, le résultat du calcul est corrigé à une valeur de 0.

SI la densité des grandes infrastructures de transport dans le paysage est $\ge$ 0,00872 km/ha, ALORS **Rareté des grandes infrastructures de transport** = 0.

SI la densité des grandes infrastructures de transport dans le paysage est < 0,00872 km/ha, ALORS

Rareté des grandes infrastructures de transport

$$ = 1 - \frac{\text{linéaire total des grandes infrastructures de transport en km} \times 114,582772}{\text{superficie du paysage en ha}} $$

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est la densité de grandes infrastructures de transport dans le paysage ?

**Sous-fonction renseignée** : connexion des habitats.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, la densité de grandes infrastructures de transport dans le paysage décroît et l'effet barrière attribuable aux corridors sous la forme de grandes infrastructures de transport est de plus en plus réduit pour les espèces pour lesquelles ils constituent un obstacle à leur déplacement.

Comme limite à cet indicateur, on peut mentionner qu'il ne tient pas compte des éventuels aménagements réalisés sur les infrastructures de transport (par ex. passage faune sauvage) qui peuvent atténuer leur effet barrière.

### Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_71.png" /></figure>
Encadré 21 : « Rareté des petites infrastructures de transport »

Paramètre à la base de l'indicateur : les voies de communication destinées aux automobiles, aux piétons ou aux cycles avec uniquement les tronçons de route d'importance supérieure à 2, conformément à la définition de l'Institut National de l'Information Géographique et Forestière (2011) pour le réseau secondaire de la BD TOPO®. Il s'agit donc surtout des routes départementales et des voies communales.

Sources d'informations pour mesurer le paramètre : les infrastructures de transport du fichier « ROUTE_SECONDAIRE » de la BD TOPO®. En cas de doute, l'observateur peut vérifier que des infrastructures de transport correspondant à cette définition ne sont pas absentes de la BD TOPO® avec les SCAN 25® ou la BD ORTHO®. Des corrections grâce à des connaissances de terrain sont possibles.

Lorsque l'observateur utilise la BD TOPO® mais qu'elle lui paraît incomplète (infrastructures non inventoriées dans la BD TOPO®), il peut ajouter celles qui correspondent à la définition du paramètre ci-dessus.

Où est mesuré le paramètre ? Dans le paysage.

Indicateur : densité de petites infrastructures de transport dans le paysage.

Étalonnage de l'indicateur : cas 2.2 de la section VI.1.3.3. La gamme de variation et la distribution des mesures sur le paramètre sont connus sur toute la France métropolitaine avec le linéaire des petites infrastructures de transport vectorisé dans le fichier « ROUTE_SECONDAIRE » de la BD TOPO® de 2012.

Examen de la gamme de variation et de la distribution des mesures sur le paramètre :

Un maillage de 10 × 10 km (n = 5 859 mailles) est appliqué sur la France métropolitaine. Un échantillonnage aléatoire parmi ces 5 859 mailles (10 × 10 km) a été réalisé et le linéaire des petites infrastructures de transport a été calculé sur 500 mailles. En effet, il paraissait beaucoup trop compliqué de réaliser cette analyse sur les 5859 mailles.

La figure ci-dessous représente la distribution de la densité des petites infrastructures de transport (c'est-à-dire le linéaire des petites infrastructures de transport dans la maille en km / superficie de la maille en ha) dans les 500 mailles. Le premier quartile est de 0,01975 km/ha, la médiane est de 0,02626 km/ha et le troisième quartile de 0,03334 km/ha. La valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 × étendue interquartile) est de 0,05372 km/ha avec 34 mailles ayant une densité de petites infrastructures de transport supérieure à cette valeur (valeurs atypiques).

<figure><img src="image_72.png" /><figcaption>Figure 47 : Densité des petites infrastructures de transport (en km/ha) en France métropolitaine d'après la BD TOPO® de 2012 sur des mailles de 10 km × 10 km (n = 500 mailles).</figcaption></figure>

Valeur octroyée à l'indicateur :

La valeur de l'indicateur sera de 1 lorsque les petites infrastructures de transport seront absentes du paysage. La valeur de l'indicateur diminuera avec l'augmentation de la densité des petites infrastructures de transport dans le paysage. La valeur de l'indicateur sera de 0 lorsque la densité des petites infrastructures de transport dans le paysage atteindra la valeur extrême supérieure des densités de petites infrastructures de transport en France métropolitaine, soit la valeur de 0,05372 km/ha. La densité des petites infrastructures dans le paysage
est donc multipliée par 1 / 0,05372497 = 18,61331891 et retranchée à une valeur de 1 afin que l'indicateur augmente avec la diminution de la densité des petites infrastructures de transport. Dans des cas exceptionnels où la densité des petites infrastructures de transport est ≥ 0,05372 km/ha, le résultat du calcul est corrigé à une valeur de 0.

SI la densité des petites infrastructures de transport dans le paysage est ≥ 0,05372 km/ha, ALORS Rareté des petites infrastructures de transport = 0.

SI la densité des petites infrastructures de transport dans le paysage est < 0,05372 km/ha, ALORS

Rareté des petites infrastructures de transport

$$
= 1 - \frac{\text{linéaire total des petites infrastructures de transport en km} \times 18,61331891}{\text{superficie du paysage en ha}}
$$

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est la densité de petites infrastructures de transport dans le paysage ?

**Sous-fonction renseignée** : connexion des habitats.

Interprétation de l'indicateur et principales limites : quand la valeur de l'indicateur croît, la densité de petites infrastructures de transport dans le paysage décroît et l'effet barrière attribuable aux corridors sous la forme de petites infrastructures de transport est de plus en plus réduit pour les espèces pour lesquelles ils constituent un obstacle à leur déplacement.

Comme limite à cet indicateur, on peut mentionner qu'il ne tient pas compte de l'intensité de la fréquentation des infrastructures de transport ni des éventuels aménagements réalisés sur les infrastructures de transport (par ex. passage faune sauvage) qui peuvent atténuer leur effet barrière.

Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_73.png" /></figure>
VI.1.4.4. Indicateurs dans le site

1. « Végétalisation du site »

Remarque : voir la bibliographie en préalable à la présentation de l'indicateur « dévégétalisation de la zone tampon » (version 1 de la méthode, Gayet et al. 2016b).

De même que la zone tampon peut avoir un rôle de « filtre » (effet tampon) majeur sur les transferts de sédiments et de nutriments entre la zone contributive et le site, le site lui-même peut avoir un rôle de « filtre » sur ces transferts vers l'aval. Tout comme dans la zone tampon, de nombreuses caractéristiques peuvent affecter l'efficacité du site à réaliser des fonctions hydrologiques et biogéochimiques. Il est en général admis que la présence d'un couvert végétal permanent dans le site favorise la rétention des sédiments et des nutriments. Dans le cadre de cette méthode, la part du site présentant un couvert végétal permanent (sans distinction du type de couvert) doit donc être estimée par l'observateur pour évaluer l'efficacité du site. Il est donc considéré qu'en général plus la part du site avec un couvert végétal permanent est importante, plus les conditions sont favorables à la rétention des composés azotés, phosphore et des sédiments dans le site (Encadré ci-après).

Remarque : moins la part de la zone tampon avec un couvert végétal permanent est importante plus le site a l'opportunité de retenir des nutriments et des sédiments (c'est-à-dire, apports accrus de nutriment et de sédiments dans le site). Dans le site, plus la part du site avec un couvert végétal permanent est importante plus le site a la capacité de retenir des nutriments et des sédiments (indicateur « végétalisation du site »).
## Encadré 22 : « Végétalisation du site »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : le couvert végétal permanent dans le site. Est considéré comme un couvert végétal permanent, un couvert végétal dense, non saisonnier et non clairsemé (sol non observable ou très peu observable). Par exemple, les cultures saisonnières et les couverts végétaux clairsemés où le sol est observable ne sont pas considérés comme un couvert végétal permanent.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : l'observateur fait un premier repérage du couvert végétal dans le site sur la BD ORTHO® la plus récente disponible. Des vérifications sur le terrain et des corrections éventuelles sont impératives dans un second temps pour estimer la part du site avec un couvert végétal permanent.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : part relative du site occupée par un couvert végétal permanent.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.3 de la section VI.1.3.3.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

$$ \text{Végétalisation du site} = \frac{\text{superficie du site avec un couvert végétal permanent en ha}}{\text{superficie du site en ha}} $$

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est la part relative du site avec un couvert végétal permanent ?

**Sous-fonctions renseignées** : rétention des sédiments, dénitrification des nitrates, assimilation végétale de l'azote, assimilation végétale des orthophosphates, adsorption et précipitation du phosphore.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, la proportion du site avec un couvert végétal permanent croît et la capacité du site à retenir des sédiments et des composés associés à l'azote et au phosphore en provenance de la zone contributive augmente.

Comme limite, on peut mentionner le fait que cet indicateur ne tienne pas compte de toute une série de paramètres dans le site qui peuvent affecter la rétention des sédiments et des nutriments (par ex. pente ou propriétés du sol).

### Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_74.png" /></figure>
2. « Assimilation N et P », « Séquestration C », « Surface terrière carbone », « Surface terrière étiage »

Définition du « stockage » des nutriments dans les tissus végétaux

Les nutriments (N et P) présents dans le sol sont assimilés par les racines des végétaux puis transformés et stockés sous forme organique dans leurs tissus. Lorsque les tissus végétaux se retrouvent au sol sous forme de litière (par ex. chute des feuilles, renouvellement des racines), les formes organiques de l'azote et du phosphore sont alors minéralisées et libérées dans le sol durant la décomposition (Tabacchi et al. 2000). Dans le cas du carbone, la fixation du CO₂ de l'atmosphère a lieu par photosynthèse dans les tissus chlorophylliens des végétaux. Le stockage des nutriments dans les tissus végétaux est donc temporaire selon des durées qui dépendent du type de tissus (feuille, bois, racines fines, racines lignifiées...).

Propriétés du couvert végétal pour stocker les nutriments

L'importance et le temps de rétention des nutriments par la végétation dépendent de la biomasse végétale totale et de la durée de vie des organes où sont séquestrés les nutriments. Ainsi, la durée et l'importance du stockage des nutriments varient selon le type de communautés végétales (par ex. Dhondt et al. 2006). Les boisements ont régulièrement été considérés comme des milieux plus efficaces pour retenir l'azote assimilé comparativement aux milieux herbacés (Hefting et al. 2005, Maltby 2009). Deux raisons principales sont invoquées pour expliquer ce phénomène : le temps de résidence élevé de l'azote dans les organes lignifiés (Maltby 2009) et la profondeur de l'enracinement (Lowrance et al. 1995). Cette hiérarchisation est toutefois sujette à débat. En effet, des résultats contraires ont par exemple été obtenus par Groffman et al. (1991), Haycock et Pinay (1993), Osborne et Kovacic (1993). D'autres n'ont pu mettre en évidence de différence significative entre ces types de milieux (Vought et al. 1994, Lyons et al. 2000, Clément et al. 2002, Syversen 2002, Clément et al. 2003a,b, Sabater et al. 2003). Pour ces raisons et contrairement à Maltby (2009), les couverts de type forestier, herbacé (cultivé ou non) sous réserve dans le cas des couverts herbacés d'exportation de la biomasse (par ex. fauchage, pâturage, faucardage)<fnref n="35" /> sont considérés dans cette méthode comme équivalents. Par extrapolation, les phragmitaies et les autres milieux amphibies végétalisés sont également considérés comme équivalents. En revanche, dans le cas où la biomasse n'est pas exportée, la contribution des milieux herbacés à la rétention azotée est considérée comme plus faible que dans le cas des milieux arborés, étant donné que l'assimilation n'est pas stimulée par le renouvellement des tissus que provoque l'exploitation par l'homme.

Le phosphore du sol est largement assimilé au cours de la saison de végétation (notamment au printemps) mais, comme l'azote, il est rapidement libéré lors de la sénescence des tissus (Mitsch et al. 1995). Son stockage est donc temporaire et dépend des formations végétales (vitesse d'absorption, biomasse totale, durée de vie des organes) mais également des conditions abiotiques locales. À noter que comparativement aux fonctions physico-chimiques comme l'adsorption et la précipitation du phosphore, l'assimilation de phosphore par la végétation est généralement considérée comme réduite (voir Mitsch et al. 1995) mais les conclusions à ce sujet sont très variables (par ex. Faulkner et Richardson 1990, Tanner et al. 1995, Hunter et al. 2001). L'hypothèse évoquée ci-dessus pour l'azote

<footnote n="35">³⁵ À noter que des résultats tout aussi complexes à analyser ont été obtenus à une échelle plus fine que celle de l'habitat (ou de la communauté végétale). En effet, alors que d'après Coleman et al. (2001), *Typha* spp. assimile des quantités d'azote plus importantes que *Scirpus* spp., Picard et al. (2005) et Bachand et Home (2000) n'ont observé aucune différence ou des résultats contraires.</footnote>
d'une équivalence entre les milieux sous réserve d'une exportation de la biomasse végétale dans le cas des milieux herbacés ou cultivés est retenue.

L'importance et la durabilité des stocks de carbone dans une zone humide dépendent en partie du stock de carbone dans les communautés végétales ; mais ils dépendent également d'autres facteurs qui ont une influence cruciale comme l'engorgement. Selon le type de végétaux, la quantité totale produite de biomasse aérienne et souterraine et la durée de vie des organes varient. Les forêts se caractérisent par les plus importants stocks de carbone suivis des communautés arbustives et des milieux ouverts (par ex. Bridgham et al. 2006). Cela s'explique notamment par le fait que les tissus végétaux lignifiés riches en carbone ont une durée de vie plus importante. De plus, une fois au sol, ces tissus lignifiés se décomposent beaucoup plus lentement comparativement aux tissus non lignifiés, en particulier en conditions anaérobies.

## Couvert végétal et évapotranspiration

La nature de la végétation offre une résistance aux écoulements selon sa rugosité et sa densité (Fustec et Lefeuvre 2000). Cette résistance favorise la réduction des vitesses d'écoulement et l'infiltration de l'eau dans le sol, en augmentant les temps de transfert et la part de l'écoulement retardé (Musy et Higy 2004). Cependant, une part de cette eau infiltrée est reprise par évapotranspiration par les végétaux avec un gradient croissant de cette reprise depuis la strate herbacée à la strate arborée. Les strates herbacées et arbustives participent à la réduction des vitesses d'écoulements en favorisant des transferts verticaux (infiltration) et une reprise évapotranspiratoire faible à modérée qui impacte principalement la réserve utile en eau des horizons supérieurs des sols. Les strates arborées participent fortement quant à elle à la réduction des volumes ruisselés de par une forte augmentation des transferts verticaux et une forte capacité évapotranspiratoire qui impacte aussi les nappes grâce à un système racinaire plus profond (Eastham et al. 1990, Ghazavi et al. 2008, Redding et Devito 2008, 2010, Benhamou et al. 2013, Gobin et al. 2015). Ainsi, plus le couvert végétal est dense et apparenté à la strate arborée plus la demande évapotranspiratoire est grande durant la période de croissance végétative et plus le stock d'eau disponible durant la période sèche est faible.

L'assimilation végétale des nutriments dépend du type de couvert végétal et du mode de gestion (exportation ou non de la biomasse) qui affectent la durée et l'importance du stockage dans les tissus végétaux. Le type de couvert végétal est pris en compte pour estimer l'intensité des sous-fonctions d'assimilation végétale de l'azote, des orthophosphates et de séquestration du carbone. Concernant l'assimilation de l'azote et des orthophosphates, l'ensemble des couverts végétaux sont considérés comme équivalents (sauf les couverts muscinaux ou clairsemés), sous réserve qu'une exportation de la biomasse végétale ait lieu dans le cas des couverts herbacés (cultivés ou non). Dans le cas contraire (absence d'exportation de la biomasse), les couverts herbacés seront considérés moins aptes à retenir l'azote ou le phosphore.

La sous-fonction de séquestration du carbone est évaluée en décrivant la part relative des types de couverts végétaux (présence de tissus végétaux ligneux et modes d'exploitation de la biomasse, principalement par pâturage et fauchage) et la surface terrière dans le site (Encadrés ci-après).
La sous-fonction de soutien au débit d'étiage est également évaluée en tenant compte de la surface terrière, mais il est alors considéré que plus la végétation arborée est importante, plus la sous-fonction de soutien au débit d'étiage est réduite, puisque la végétation prélève alors l'eau du sol
profond qui ne peut plus contribuer au soutien des étiages. Cette sous-fonction est évaluée
seulement dans les zones humides de plateau, de source et suintement ou de dépression (voir
section I.5.2.1).
Encadré 23 : « Assimilation N et P »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : le type de couvert végétal dans le site et éventuellement les pratiques anthropiques exercées.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : l'observateur identifie et estime la part de chaque type de couvert végétal sur le terrain. L'observateur choisit une surface minimale cartographiable pour détecter la présence des couverts végétaux dans le site.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : part relative de chaque type couvert végétal dans le site modulée selon la capacité vraisemblable à assimiler et stocker l'azote et les orthophosphates.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.1 de la section VI.1.3.3.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI des couverts herbacés bas ou hauts (majoritairement composés d'espèces non ligneuses) sont observés dans le site ET la gestion dans ces couverts est inconnue (par ex. l'observateur ne sait pas s'il y a un fauchage, un pâturage, un faucardage annuel), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Assimilation N et P**.

SI il n'y pas de couverts herbacés bas ou hauts (majoritairement composés d'espèces non ligneuses) observés dans le site pour lesquels les pratiques consistant à exporter la biomasse sont inconnues dans ces couverts (par ex. l'observateur ne sait pas s'il y a un fauchage, un pâturage, un faucardage annuel), ALORS

**Assimilation N et P =**

$$ \frac{S_{\text{Couverts clairsemés ou muscinaux}} \times 0,1 + S_{\text{Couverts herbacés sans export de biomasse}} \times 0,55 + S_{\text{Autres couverts}} \times 1}{S_{\text{site}}} $$

**Où**

$S_{\text{Couverts clairsemés ou muscinaux}}$ ; la superficie totale de tous les couverts principalement clairsemés (habitats EUNIS niveau 1 « H Habitats continentaux sans végétation ou à végétation clairsemée ») ou principalement muscinaux en ha.

$S_{\text{Couverts herbacés sans export de biomasse}}$ ; la superficie totale de tous les couverts principalement herbacés (majoritairement composés d'espèces non ligneuses, ex. hélophytes, graminées, cultures) sans export de biomasse annuel (par ex. absence de fauchage, pâturage, faucardage) en ha.

$S_{\text{Autres couverts}}$ ; la superficie totale de tous les couverts principalement herbacés avec export de biomasse (par ex. présence de fauchage, pâturage, faucardage), les couverts principalement arbuscents (≥ 1 m et < 7 m, surtout composés d'espèces ligneuses) et les couverts principalement arborescents (hauteur ≥ 7 m) en ha.

$S_{\text{site}}$ ; la superficie du site en ha.

Les valeurs de 0,1, 0,55 et 1 sont attribuées à chaque type de couvert végétal pour indiquer un niveau croissant d'assimilation végétale de l'azote et des orthophosphates selon l'hypothèse que l'assimilation de l'azote et des orthophosphates par la végétation (et donc le stockage de ces composés) est équivalente entre les couverts végétaux, sauf dans les couverts végétaux clairsemés ou muscinaux qui sont peu productifs en biomasse et donc particulièrement peu favorables à l'assimilation et sauf dans les couverts herbacés sans exportation de la biomasse où les pratiques ne stimulent pas l'assimilation.

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est l'influence du type de couvert végétal sur l'assimilation et le stockage des composés associés à l'azote et au phosphore dans le site ?

**Sous-fonctions renseignées** : assimilation végétale de l'azote, assimilation végétale des orthophosphates.
**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, le couvert végétal dans le site et éventuellement le mode de gestion associé, sont plus favorables à l'assimilation végétale de l'azote et à l'assimilation végétale des orthophosphates.

Comme limite, on peut mentionner que les types de couverts végétaux pris en compte ici sont relativement peu précis. Par ailleurs, on ne tient pas compte des apports directs par le bétail, source d'azote et de phosphore sur le site (en cas de pâturage).

Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_75.png" /></figure>
Encadré 24 : « Séquestration C »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : le type de couvert végétal sur le site et éventuellement les pratiques anthropiques exercées.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : l'observateur identifie et estime la part de chaque type de couvert végétal sur le terrain. L'observateur choisit une surface minimale cartographiable pour détecter la présence des couverts végétaux dans le site.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : part relative de chaque type couvert végétal dans le site modulée selon la capacité vraisemblable à séquestrer le carbone.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.1 de la section VI.1.3.3.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI des couverts herbacés bas ou hauts (majoritairement composés d'espèces non ligneuses) sont observés dans le site ET la gestion de ces couverts est inconnue, ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Séquestration C**.

SI il n'y pas de couverts herbacés bas ou hauts (majoritairement composés d'espèces non ligneuses) dans le site pour lesquels les pratiques consistant à exporter la biomasse sont inconnues dans ces couverts (par ex. l'observateur ne sait pas s'il y a un fauchage, un pâturage, un faucardage annuel), ALORS

$$ \text{Séquestration C} = \frac{S_{\text{Couverts clairsemés ou muscinaux}} \times 0,1 + S_{\text{Couverts herbacés bas sans export de biomasse}} \times 0,25 + S_{\text{Couverts herbacés bas avec export de biomasse}} \times 0,4 + S_{\text{Couverts herbacés haut sans export de biomasse}} \times 0,55 + S_{\text{Couverts herbacés haut avec export de biomasse}} \times 0,7 + S_{\text{Couverts arbustifs}} \times 0,85 + S_{\text{Couverts arborescents}} \times 1}{S_{\text{site}}} $$

**Où**

$S_{\text{Couverts clairsemés ou muscinaux}}$ ; la superficie totale de tous les couverts principalement clairsemés (habitats EUNIS niveau 1 « H Habitats continentaux sans végétation ou à végétation clairsemée ») ou principalement muscinaux en ha.

$S_{\text{Couverts herbacés bas sans export de biomasse}}$ ; la superficie totale de tous les couverts principalement herbacés bas (hauteur < 1 m) et les cultures, composés majoritairement d'espèces non ligneuses sans export de biomasse annuel (par ex. absence de fauchage, pâturage) en ha.

$S_{\text{Couverts herbacés bas avec export de biomasse}}$ ; la superficie totale de tous les couverts principalement herbacés bas (hauteur < 1 m) et les cultures, majoritairement composés d'espèces non ligneuses avec export de biomasse annuel (par ex. présence de fauchage, pâturage) en ha.

$S_{\text{Couverts herbacés haut sans export de biomasse}}$ ; la superficie totale de tous les couverts principalement herbacés hauts (hauteur ≥ 1 m) cultivés ou non, majoritairement composés d'espèces non ligneuses sans export de biomasse annuel (par ex. absence de faucardage) en ha.

$S_{\text{Couverts herbacés haut avec export de biomasse}}$ ; la superficie totale de tous les couverts principalement herbacés hauts (hauteur ≥ 1 m) cultivés ou non, majoritairement composés d'espèces non ligneuses avec export de biomasse annuel (par ex. présence de faucardage) en ha.

$S_{\text{Couverts arbustifs}}$ ; la superficie totale de tous les couverts principalement arbustifs (hauteur ≥ 1 m et < 7 m, surtout composés d'espèces ligneuses) en ha.

$S_{\text{Couverts arborescents}}$ ; la superficie totale de tous les couverts principalement arborescents (hauteur ≥ 7 m).
$S_{site}$ ; la superficie du site en ha.

Les valeurs de 0,1, 0,25, 0,4, 0,55, 0,7, 0,85 et 1 sont attribuées à chaque type de couvert végétal pour indiquer un niveau croissant de séquestration du carbone selon l'hypothèse que plus le couvert végétal est ligneux et important, plus la valeur du coefficient est importante et signifie une rétention plus importante du carbone. Dans les couverts non ligneux, l'exportation de biomasse stimule l'assimilation du carbone puis la séquestration du carbone.

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est l'influence du type de couvert végétal sur la séquestration du carbone dans le site ?

**Sous-fonction renseignée** : séquestration du carbone.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, le couvert végétal dans le site et éventuellement le mode de gestion associé, sont plus favorables à l'assimilation et à la séquestration du carbone.

Comme limite, on peut mentionner que les types de couverts végétaux pris en compte ici sont relativement peu précis. Il n'est par exemple pas possible de distinguer des boisements très anciens (avec vraisemblablement une séquestration du carbone - stock acquis plus important) de boisements moins anciens.

Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_76.png" /></figure>
Encadré 25 : « Surface terrière carbone »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : la surface terrière d'un peuplement d'arbres est la somme de la surface de la section transversale de chaque arbre dont le diamètre est > 17,5 cm, à 1,3 m de hauteur. Elle est habituellement exprimée en m²/ha (Cordonnier et al. 2007).

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : l'observateur mesure la somme de la surface de la section transversale des arbres à 1,3 m sur chaque point de mesure avec un relascope à encoches par sous-ensemble homogène<fnref n="36" />.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : surface terrière.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.2 de la section VI.1.3.3.

Lors de la phase de test des prototypes 2017 et 2018, la surface terrière a été mesurée avec un relascope sur le terrain, avec 5 mesures réparties de manière homogène dans 39 sous-ensembles homogènes (contexte écologique relativement homogène à l'intérieur d'un site) qui comportaient des habitats avec un couvert forestier. Sur ces sous-ensembles homogènes, les valeurs suivantes sont obtenues : valeur minimale = 1,2 - premier quartile = 11,9 - médiane = 15,8 - moyenne = 17,77 - troisième quartile = 20,4 - valeur maximale = 42,6 - valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 × étendue interquartile) = 33,15.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

La valeur de l'indicateur est de 0 lorsqu'il n'y a aucun arbre ou aucun habitat forestier dans le site. Elle augmente avec la fréquence des arbres et selon le diamètre de leur section transversale. Elle est de 1 lorsque la surface terrière moyenne dans le site atteint la valeur extrême supérieure mesurée sur les sous-ensembles homogènes des sites tests de 2017 et 2018 avec des habitats avec un couvert forestier soit la valeur de 33. Dans des cas exceptionnels, où la surface terrière moyenne dans le site est ≥ 33, le résultat est corrigé à une valeur de 1.

SI moyenne de la somme de la surface de la section transversale de chaque arbre dont le diamètre est > 17,5 cm, à 1,3 m de hauteur mesurée avec un relascope dans les sous-ensembles homogènes multipliée par 4³⁷ est ≥ 132, ALORS **Surface terrière carbone = 1**.

SI moyenne de la somme de la surface de la section transversale de chaque arbre dont le diamètre est > 17,5 cm, à 1,3 m de hauteur mesurée avec un relascope dans les sous-ensembles homogènes multipliée par 4 est < 132, ALORS

$$ \text{Surface terrière carbone} = \sum_{i=1}^{N} \text{Surface terrière carbone}_{\text{sous-ensemble homogène i}} $$

Où

i ; le nombre de sous-ensemble homogène dans le site compris entre 1 et N.

N étant le nombre total de sous-ensemble homogène dans le site.

L'indicateur **Surface terrière carbone** est calculé à partir des informations relevées sur les points de mesure et les sous-ensembles homogènes auxquelles ils correspondent.

<footnote n="36">³⁶ Les sous-ensembles homogènes sont identifiés sur le terrain. Chaque sous-ensemble homogène dans le site est constitué de conditions géologiques, topographiques, d'habitats EUNIS niveau 3, pédologique, pratiques anthropiques... considérées comme relativement homogènes par l'observateur.</footnote>

<footnote n="37">³⁷ Le résultat est multiplié par 4 car cela correspond au facteur de surface terrière le plus élevé ; tenant donc compte des conditions où la surface terrière mesurée peut être rapportée au facteur de surface terrière le plus fort pour effectuer l'étalonnage.</footnote>
À l'échelle du sous-ensemble homogène :

Surface terrière carbone sous-ensemble homogène

$$ = \left( \frac{\sum_{i=1}^{P} \text{Surface terrière carbone}_{\text{point de mesure } i} \right) \times \left( \frac{S_{\text{sous-ensemble homogène}}}{S_{\text{site}}} \right) $$

Où

i ; le nombre de points de mesure dans le sous-ensemble homogène compris entre 1 et P.

P ; le nombre total de points de mesure dans le sous-ensemble homogène.

$S_{\text{sous-ensemble homogène}}$ ; la superficie du sous-ensemble homogène en ha.

$S_{\text{site}}$ ; la superficie du site en ha.

À l'échelle du point de mesure :

$$ \text{Surface terrière carbone}_{\text{point de mesure}} = \frac{N \times \text{FST}}{132} $$

N ; somme de la surface de la section transversale des arbres à 1,3 m sur chaque point de mesure, mesurée avec un relascope à encoches.

FST ; facteur de surface terrière de 1 dans le cas de peuplement peu dense, 2 dans le cas de peuplement dense et 4 dans le cas de peuplement très dense (voir Cordonnier et al. 2007).

132 ; valeur maximale (valeur correspondant à une surface terrière moyenne de 33 et avec un peuplement très dense).

Question à laquelle répond l'indicateur : quelle est la surface terrière dans le site ?

Sous-fonction renseignée : séquestration du carbone.

Interprétation de l'indicateur et principales limites : quand la valeur de l'indicateur croît, la surface terrière dans le site est plus importante, la surface de la section des arbres croît et les conditions sont plus favorables à la séquestration du carbone sur le long terme dans le couvert arboré.

Comme limite, on peut notamment mentionner que la surface terrière ne tient pas compte du fait que certaines espèces d'arbres peuvent croître peu en circonférence mais davantage en hauteur et que cette mesure mérite le plus souvent d'être couplée avec d'autres informations pour qualifier plus précisément un peuplement arboré (voir Cordonnier et al. 2007). Enfin, le relascope manuel est utilisé pour mesurer la surface terrière, et il peut comporter un certain biais, notamment sur les terrains avec une pente forte.

→ voir page suivante.
Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_77.png" /></figure>
Encadré 26 : « Surface terrière étiage »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : la surface terrière d'un peuplement d'arbres est la somme de la surface de la section transversale de chaque arbre dont le diamètre est > 17,5 cm, à 1,3 m de hauteur. Elle est habituellement exprimée en m²/ha (Cordonnier et al. 2007).

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : l'observateur mesure la somme de la surface de la section transversale des arbres à 1,3 m sur chaque point de mesure avec un relascope à encoches par sous-ensemble homogène<fnref n="38" />.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : surface terrière.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.2 de la section VI.1.3.3.

Lors de la phase de test des prototypes 2017 et 2018, la surface terrière a été mesurée avec un relascope sur le terrain, avec 5 mesures réparties de manière homogène dans 39 sous-ensembles homogènes (contexte écologique relativement homogène à l'intérieur d'un site) qui comportaient des habitats avec un couvert forestier. Sur ces sous-ensembles homogènes, les valeurs suivantes sont obtenues : valeur minimale = 1,2 - premier quartile = 11,9 - médiane = 15,8 - moyenne = 17,77 - troisième quartile = 20,4 - valeur maximale = 42,6 - valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 × étendue interquartile) = 33,15.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

La valeur de l'indicateur est de 0 lorsqu'il n'y a aucun arbre ou aucun habitat forestier dans le site. Elle augmente avec la fréquence des arbres et selon le diamètre de leur section transversale. Elle est de 1 lorsque la surface terrière moyenne dans le site atteint la valeur extrême supérieure mesurée sur les sous-ensembles homogènes des sites tests de 2017 et 2018 avec des habitats avec un couvert forestier soit la valeur de 33. Dans des cas exceptionnels, où la surface terrière moyenne dans le site est ≥ 33, le résultat est corrigé à une valeur de 1.

SI le site n'est pas dans un système hydrogéomorphologique de plateau, source et suintement ou de dépression, ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Surface terrière étiage**.

SI le site est dans un système hydrogéomorphologique de plateau, source et suintement ou de dépression, ET la moyenne de la somme de la surface de la section transversale de chaque arbre dont le diamètre est > 17,5 cm, à 1,3 m de hauteur mesurée avec un relascope dans les sous-ensembles homogènes multipliée par 4³⁹ est ≥ 132, ALORS **Surface terrière étiage = 1**.

SI le site est dans un système hydrogéomorphologique de plateau, source et suintement ou de dépression, ET la moyenne de la somme de la surface de la section transversale de chaque arbre dont le diamètre est > 17,5 cm, à 1,3 m de hauteur mesurée avec un relascope dans les sous-ensembles homogènes multipliée par ' est < 132, ALORS

$$ \text{Surface terrière étiage} = 1 - \sum_{i=1}^{N} \text{Surface terrière étiage}_{\text{sous-ensemble homogène i}} $$

Où

i ; le nombre de sous-ensemble homogène dans le site compris entre 1 et N.

N étant le nombre total de sous-ensemble homogène dans le site.

<footnote n="38">³⁸ Les sous-ensembles homogènes sont identifiés sur le terrain. Chaque sous-ensemble homogène dans le site est constitué de conditions géologiques, topographiques, d'habitats EUNIS niveau 3, pédologique, pratiques anthropiques... considérées comme relativement homogènes par l'observateur.</footnote>

<footnote n="39">³⁹ Le résultat est multiplié par 4 car cela correspond au facteur de surface terrière le plus élevé ; tenant donc compte des conditions où la surface terrière mesurée peut être rapportée au facteur de surface terrière le plus fort pour effectuer l'étalonnage.</footnote>
L'indicateur **Surface terrière étiage** est calculé à partir des informations relevées sur les points de mesure et les sous-ensembles homogènes auxquelles ils correspondent.

À l'échelle du sous-ensemble homogène :

$$ \text{Surface terrière étiage}_{\text{sous-ensemble homogène}} $$

$$ = \left( \frac{\sum_{i=1}^{P} \text{Surface terrière étiage}_{\text{point de mesure i}}}{P} \right) \times \left( \frac{S_{\text{sous-ensemble homogène}}}{S_{\text{site}}} \right) $$

Où

i ; le nombre de points de mesure dans le sous-ensemble homogène compris entre 1 et P.

P étant le nombre total de points de mesure dans le sous-ensemble homogène.

P ; le nombre total de points de mesure dans le sous-ensemble homogène.

S<sub>sous-ensemble homogène</sub> ; la superficie du sous-ensemble homogène en ha.

S<sub>site</sub> ; la superficie du site en ha.

À l'échelle du point de mesure :

$$ \text{Surface terrière étiage}_{\text{point de mesure}} = \frac{N \times \text{FST}}{132} $$

N ; somme de la surface de la section transversale des arbres à 1,3 m sur chaque point de mesure, mesurée avec un relascope à encoches.

FST ; facteur de surface terrière de 1 dans le cas de peuplement peu dense, 2 dans le cas de peuplement dense et 4 dans le cas de peuplement très dense (voir Cordonnier et al. 2007).

132 ; valeur maximale (valeur correspondant à une surface terrière moyenne de 33 et avec un peuplement très dense).

Question à laquelle répond l'indicateur : quelle est la surface terrière dans le site ?

**Sous-fonction renseignée** : soutien au débit d'étiage.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, la surface terrière dans le site est plus réduite, la surface de la section des arbres décroît et les conditions sont plus favorables au soutien du débit d'étiage (plus faible évapotranspiration par les arbres sur le site).

Comme limite, on peut notamment mentionner que la surface terrière ne tient pas compte du fait que certaines espèces d'arbres peuvent croître peu en circonférence mais davantage en hauteur et que cette mesure mérite le plus souvent d'être couplée avec d'autres informations pour qualifier plus précisément un peuplement arboré (voir Cordonnier et al. 2007). Enfin, le relascope manuel est utilisé pour mesurer la surface terrière, et il peut comporter un certain biais, notamment sur les terrains avec une pente forte.

→ voir page suivante.
Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_78.png" /></figure>
3. « Rugosité du couvert végétal » spécifique aux sites dans un système hydrogéomorphologique alluvial ou estuarien

Définition de la rugosité associée au couvert végétal

L'étendue de la variabilité de la topographie est appelée la rugosité (Moser et al. 2007a). Le relief et le couvert végétal affectent cette rugosité. Ils ont donc un effet direct sur les écoulements.

Propriété de la rugosité du couvert végétal

Les écoulements en surface possèdent une énergie cinétique qui est dispersée non seulement par l'érosion des berges, du lit mineur et du lit majeur mais également par le relief et la végétation d'une zone humide (Agence de l'eau RM&C 2007). Dans les cours d'eau comme dans les zones humides, la végétation constitue donc une source de résistance face aux écoulements (Gu et al. 2007). Kadlec (1990) considère même que la végétation est à l'origine de l'essentiel de la résistance opposée aux écoulements dans les zones humides. Quand un écoulement traverse la végétation, la résistance aux écoulements dépend du type de végétation, de la densité de végétation, de la profondeur de l'eau et de la vécuïté de l'écoulement (Gu et al. 2007). Les mécanismes de résistance qui résultent de l'interaction des écoulements avec les tiges ou la canopée de la végétation sont selon Roig (1994 dans Tsihrintzis et Madiedo 2000) : (1) les traînées formées, (2) les frottements superficiels, (3) les ondes de vagues formées et (4) les pertes d'énergie dues à la viscosité du fluide et à la turbulence.

L'hétérogénéité du couvert végétal conduit à des différences de durée de rétention des eaux dans les zones humides (Kadlec 2000 dans Kjellin et al. 2007, Wörman et Kronnäs 2005). Une faible vécuïté des écoulements signifie que les particules sédimentaires et les composés associés (nutriments et autres) sont retenus sur une période plus importante dans la zone humide, permettant aux fonctions biogéochimiques de se dérouler (par ex. assimilation, dénitrification). De plus, l'eau peut s'infiltrer pour alimenter les aquifères sous-jacents. Dans la plupart des cas, les zones humides au sein d'un bassin versant permettent de réduire les pics de crues et de maintenir les écoulements en période de sécheresse (Maltby 2009). La résistance opposée par la végétation aux écoulements affecte l'efficacité du traitement des eaux en ralentissant les écoulements, ce qui permet aux fonctions biogéochimiques d'avoir lieu. Plus la végétation est dense, plus elle a une influence sur ces fonctions en augmentant les surfaces qui agissent sur la nitrification et la dénitrification (voir Kjellin et al. 2007).

Les formules traditionnelles pour estimer la résistance aux écoulements dans les chenaux sont les équations de Darcy-Weisbach, de Chèzy et de Manning selon Tsihrintzis et Madiedo (2000). Parmi ces trois équations celle de Manning, aussi appelée formule de Gauckler-Manning, ou de Gauckler-Manning-Strickler, est certainement l'une des plus communément utilisées. Elle est mesurée ainsi :

$$V = \frac{1}{n} R^{2/3} S^{1/2}$$

Dans cette équation V est la vécuïté moyenne des écoulements (m.s⁻¹), R est le rayon hydraulique de la section dans laquelle l'écoulement a lieu (m), S est la pente (m.m⁻¹) et n est le coefficient de rugosité de Manning (Kröger et al. 2009). Des valeurs de n sont fournies dans la
littérature pour les plaines inondables (Tableau ci-après). Ainsi, par ordre décroissant, les couverts arborés opposent la résistante la plus élevée aux écoulements comparé aux couverts arbustifs et aux couverts herbacés.

<table><caption>**Tableau 7 :** Valeurs du coefficient de Manning *n* dans les plaines inondables selon le couvert végétal (issues de White 2005).</caption><thead><tr><td>Type de couvert végétal</td><td>n</td></tr></thead><tbody><tr><td>Couvert arboré</td><td>0,15 ± 0,05</td></tr><tr><td>Broussailles denses</td><td>0,075 ± 0,025</td></tr><tr><td>Broussailles peu denses</td><td>0,05 ± 0,02</td></tr><tr><td>Pâtures et terres cultivées</td><td>0,035 ± 0,01</td></tr></tbody></table>

D'autres valeurs sont proposées dans la littérature pour *n* afin d'estimer la rugosité opposée par d'autres types de surfaces traversées par les écoulements.

Notez que les valeurs déclinées dans le tableau qui précède correspondent souvent à une ordination courante dans la bibliographie pour expliquer l'influence du couvert végétal sur les écoulements ; mais qu'il existe selon les références des détails plus ou moins importants entre types de couverts végétaux, avec des distinctions par ex. selon le type de couvert végétal herbacé (haut, bas, permanent) (voir par ex. Maidment 1993, Dingman 2002).

Dans les zones humides alluviales ou estuariennes, le couvert végétal peut affecter fortement la vitesse d'écoulement des eaux. Il affecte donc les flux hydro-sédimentaires en surface et également l'efficacité des fonctions associées au cycle de l'azote et du phosphore.

Bien que cela présente un intérêt certain pour caractériser la résistance opposée aux écoulements dans une zone humide, le relief associé à la surface de fond de la zone humide n'est pas pris en compte dans cette méthode, car cela semble requérir des relevés topographiques trop chronophages pour être envisageables dans le cadre de l'application de cette méthode. Ainsi, seul le couvert végétal est pris en compte pour caractériser la rugosité opposée aux écoulements dans les zones humides alluviales et estuariennes avec cette méthode (Encadré ci-après). Il est considéré que plus le couvert végétal est important, plus l'efficacité des fonctions en rapport avec le ralentissement des ruissellements, la rétention des sédiments et les fonctions associées au cycle de l'azote et du phosphore est importante dans les sites alluviaux et estuariens.
**Encadré 27 : « Rugosité du couvert végétal »**

**Paramètre à la base de l'indicateur** : le type de couvert végétal dans le site.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : l'observateur fait une première description des couverts végétaux sur la BD ORTHO® la plus récente disponible. Des vérifications et des corrections éventuelles sont indispensables dans un second temps sur le terrain pour estimer la part de chaque couvert végétal dans le site. L'observateur choisit une surface minimale cartographiable pour détecter la présence des couverts végétaux dans le site.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : part relative de chaque type couvert végétal dans le site modulée selon la rugosité opposée aux écoulements en surface.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 1 de la section VI.1.3.3.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI le site n'est pas dans un système hydrogéomorphologique alluvial ou estuarien, ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Rugosité du couvert végétal**.

SI le site est dans un système hydrogéomorphologique alluvial ou estuarien, ALORS

$$ \text{Rugosité du couvert végétal} = \frac{S_{\text{Couverts bas}} \times 0,2333 + S_{\text{Couverts intermédiaires}} \times 0,4167 + S_{\text{Couverts hauts}} \times 1}{S_{\text{site}}} $$

Où

$S_{\text{Couverts bas}}$ ; la superficie totale de tous les couverts végétaux < 1 m (essentiellement prairies, cultures...) et les zones sans couvert végétal en ha.

$S_{\text{Couverts intermédiaires}}$ ; la superficie totale de tous les couverts végétaux ≥ 1 m et < 7 m (essentiellement les strates arbustives sans strate arborée) en ha.

$S_{\text{Couverts hauts}}$ ; la superficie totale de tous les couverts végétaux ≥ 7 m (essentiellement arborescent) en ha.

$S_{\text{site}}$ ; la superficie du site en ha.

Les valeurs de 0,2333, 0,4167 et 1 sont attribuées à chaque type de couvert végétal pour indiquer un niveau croissant de rugosité opposée aux écoulements. Ces valeurs sont issues de celles proposées dans le coefficient de rugosité de Manning, mais étalonnée pour avoir une valeur maximale de 1 (voir coefficient de rugosité de Manning n ci-avant dans la bibliographie ; une moyenne de la valeur du coefficient de rugosité pour un couvert arbustif dense et peu dense a été utilisée pour le couvert végétal ≥ 1 m et < 7 m).

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est la rugosité opposée aux écoulements de surface par le couvert végétal dans le site ?

**Sous-fonctions renseignées** : ralentissement des ruissellements, atténuation du débit de crue, rétention des sédiments, dénitrification des nitrates, assimilation végétale de l'azote, adsorption et précipitation du phosphore, assimilation végétale des orthophosphates.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, la rugosité du couvert végétal croît dans le site et les conditions dans le site sont plus favorables au ralentissement des ruissellements, à l'atténuation du débit de crue, à la rétention des sédiments, à la dénitrification des nitrates, à l'assimilation végétale de l'azote, à l'adsorption et précipitation du phosphore et à l'assimilation végétale des orthophosphates.

Comme limite, on peut mentionner le fait qu'il n'y a pas d'indicateur qui tienne compte de la rugosité associée au relief dans la méthode. Par ailleurs, l'indicateur a surtout un intérêt pour les zones humides alluviales où
la submersion a lieu lorsque le débit à pleins bords du cours d'eau peut être dépassé et ainsi inonder la plaine alluviale. De plus, cet indicateur ne se base pas sur une information précise, déclinée par ex. selon le sous-type de couvert végétal (par ex. pas de distinction entre un sol temporairement à nu et un couvert végétal permanent herbacé). L'effet de la rugosité du couvert végétal peut aussi dépendre de la pente.

Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_79.png" /></figure>
4. « Rareté des rigoles », « Rareté des fossés », « Rareté des fossés profonds », « Rareté des drains souterrains »

Définition des systèmes de drainage

Les drains sont des aménagements anthropiques en surface ou souterrains. En surface, les drains sont sous la forme de fossés. Ce sont souvent des chenaux linéaires conçus par l'homme qui suivent les limites des parcelles, avec des virages à angle droit et sans relation avec les contours naturels du paysage. Il diffère donc des cours d'eau qui résultent de processus naturels, ont un aspect plus sinueux, ne suivent pas les limites des parcelles (ou antérieurement à la délimitation des parcelles) et ont une relation avec les contours naturels du paysage (par ex. en fond de vallée) (Williams et al. 2003). Cette distinction entre fossé et cours d'eau vaut dans la plupart des cas, mais des difficultés peuvent être rencontrées pour les distinguer dans des contextes particulièrement anthropisés. La règlementation française précise dans la circulaire du 2 mars 2005 la définition de la notion de cours d'eau par deux critères : présence d'un lit dont l'origine est naturelle, caractère permanent d'un débit suffisant une majeure partie de l'année. Par défaut, tout ce qui n'est pas un cours d'eau serait donc un fossé ou une rigole. Les drains souterrains sont des tubes enfouis qui se déchargent dans un fossé ou un cours d'eau. L'aménagement des fossés et des drains souterrains a pour objectif d'évacuer les eaux de surface durant les intempéries et d'abaisser le niveau de la nappe phréatique pour réduire le stress des plantes cultivées, assécher le sol pour qu'il soit plus facilement praticable par les équipements agricoles (Skaggs et al. 1994, Needelman et al. 2007) ou encore pour exploiter la tourbe (Price et al. 2003).

Propriétés des systèmes de drainage

Pour que les concentrations de nutriments et de sédiments soient réduites durant leur transfert dans les zones humides, les eaux de drainage doivent en général être stockées au moins deux semaines avant d'être déversées dans un chenal. Les suivis sur les zones humides restaurées indiquent que plus la durée de rétention des eaux est longue plus la qualité des eaux en bénéficie (voir la revue de Woltemade 2000). En accélérant la circulation de l'eau, les systèmes de drainage limitent la rétention de l'eau, des nutriments et des sédiments dans les zones humides. Ils affectent donc les dynamiques hydrologiques, les flux de nutriments, la structure et le fonctionnement des zones humides et des cours d'eau. Ces impacts cumulés sur l'hydrologie, la géomorphologie, le cycle des nutriments et la dynamique sédimentaire ont de profonds effets sur l'ensemble de l'écosystème (Blann et al. 2009).

Les recherches ne sont pas unanimes sur les effets du drainage, mais la grande majorité des travaux indiquent que combiné à des changements d'utilisation du sol, le drainage accroît les pics d'écoulement, les pertes de sédiments et de nutriments. Le drainage en surface est parfois insuffisant et cela explique parfois le recours à l'aménagement de drains souterrains. **Le drainage en surface accroît les écoulements superficiels, les pertes de sédiments et de nutriments adsorbés sur les sédiments (Skaggs et al. 1994, Blann et al. 2009).** Même dans les paysages avec un relief peu marqué, un fossé peut faire office de conduit pour évacuer les sédiments qui proviennent des apports souterrains et de l'érosion des berges et qui sont véhiculés par les eaux de surface. **La végétation et l'accumulation de matière organique dans les fossés peuvent expliquer que les sédiments soient alternativement déposés et remis en suspension. Certaines pratiques de gestion comme le curage peuvent favoriser les pertes de sédiments qui sont alors exportés vers l'aval (Needelman et al. 2007).**
Les modalités de restitution de l'eau (mécanisme et lieu) par le système de drainage en surface ou souterrain peuvent affecter la qualité de l'eau et les flux hydrologiques subséquents. **Les pertes de phosphore et de polluants présents dans les sols sont plus significatives avec les drains de surface que les drains souterrains, étant donné que ces composés sont principalement présents dans le sol proche de la surface.** Selon les caractéristiques des fossés, le relargage de phosphore peut être atténué (par ex. échanges hyporhéïques, rétention du phosphore dissous par adsorption sur les matériaux accumulés dans le lit des fossés). Les fossés qui drainent les terres agricoles peuvent aussi transporter des quantités importantes d'azote, avec des concentrations souvent considérables comparé aux cours d'eau (non saturés en azote). La minéralisation, la nitrification et la dénitrification de l'azote peuvent aussi avoir lieu dans les fossés. **Le drainage souterrain est à l'origine d'une hausse significative des pertes de nitrates. En effet, l'export des nitrates est tributaire des écoulements et ces derniers sont favorisés par le drainage souterrain (Blann et al. 2009).**

Il est important de noter que les effets des fossés ou des drains souterrains varient selon les caractéristiques du réseau de drainage et de la zone humide (par ex. pente, position dans le paysage, type de sol, pratiques culturales) (voir Skaggs et al. 1994). L'effet du drainage souterrain sur les ruissellements et les pics d'inondation varient ainsi selon les précipitations, le type de sol, la profondeur de la nappe phréatique, la topographie, la conception du réseau de drainage... (Blann et al. 2009). De nombreux travaux rapportent des augmentations des débits après le drainage des tourbières, mais l'impact sur le débit de pointe est variable, celui-ci pouvant être augmenté, réduit ou demeurer inchangé (voir Koivusalo et al. 2008). Dans les tourbières, l'efficacité des drains est corrélée à la profondeur des drains, à la distance entre les drains, à la conductivité hydraulique de la tourbe, avec des effets maximaux à proximité des drains qui s'estompent rapidement quand l'éloignement avec les drains croît (voir Price et al. 2003). **La gestion des fossés peut particulièrement affecter leurs effets.** La turbidité des eaux et les exports de matériaux solides dissous ou en suspension peuvent être particulièrement favorisés juste après le creusement des fossés mais cet effet se réduit avec la stabilisation du chenal associé au fossé. Semer le chenal après le creusement d'un fossé permet de réduire l'érosion des berges et donc les exports de sédiments (voir Skaggs et al. 1994). La gestion du niveau d'eau dans les fossés est une clef de la gestion de beaucoup de zones humides. Cela peut passer par le maintien d'un niveau d'eau élevé dans les fossés grâce à de petites structures retenant l'eau. Cependant des études ont démontré que cette gestion pouvait n'avoir de conséquences qu'à proximité immédiate des fossés quand les sols des zones humides possèdent une faible conductivité hydraulique (Armstrong et Rose 1999, Acreman et al. 2007). A l'inverse, le nettoyage des fossés peut accroître les ruissellements et abaisser le niveau de la nappe phréatique mais cet effet n'est pas systématique (Koivusalo et al. 2008). Un moyen efficace de gérer le relargage de sédiments par les fossés consiste à aménager une zone exutoire pour déposer les sédiments à la sortie des fossés. Ainsi, la gestion des fossés à partir de l'ingénierie écologique et agronomique peuvent réduire leurs effets (voir la revue de Needelman et al. 2007).

L'aménagement de systèmes de drainage dans le site peut avoir des effets vraisemblablement importants sur les flux hydro-sédimentaires et les flux de nutriments dans le site, avec des effets en cascade sur tout l'écosystème. Les indicateurs proposés dans cette méthode concernent à la fois la zone tampon et le site car selon l'ampleur et le type de drainage mis en place, leur incidence sur les fonctions peut se faire ressentir à plus ou moins grande distance, même s'ils ne sont pas localisés dans le site.
Étant donné que les effets des drains varient selon le système de drainage (drains souterrains versus drains en surface avec des fossés), leurs effets sont distingués dans le cadre de cette méthode. En complément, comme les caractéristiques des fossés peuvent également impacter les fonctions réalisées par le site, la profondeur et la végétalisation des fossés sont également prises en compte dans cette méthode (Encadrés ci-après).

Il est considéré que :

* plus la densité du système de drainage en surface est réduite dans le site et dans la zone tampon, plus les conditions sont favorables au ralentissement des ruissellements, à la rétention des sédiments, à la recharge des nappes à l'atténuation du débit de crue, au soutien au débit d'étiage et aux fonctions biogéochimiques associées au cycle de l'azote et du phosphore en général.

* plus le linéaire de fossés occupé par un couvert végétal permanent est important, plus les conditions sont favorables à la rétention des sédiments à l'atténuation du débit de crue, au soutien au débit d'étiage et aux fonctions biogéochimiques associées au cycle de l'azote et du phosphore en général.

* plus la part du site et de la zone tampon sans drainage souterrain est importante, plus les conditions sont favorables à la recharge des nappes à l'atténuation du débit de crue, au soutien au débit d'étiage et aux fonctions biogéochimiques associées au cycle de l'azote et du phosphore en général.
## Encadré 28 : « Rareté des rigoles »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les rigoles, soit les fossés d'une profondeur < 0,3 m, conformément aux catégories de travaux soumis à la rubrique 3.3.1.0 : nivellement du sol et création de fossés de la nomenclature sur l'eau / police de l'eau et aux décisions suivantes T. police Tarbes, 13 février 2014, n°122930000440 ; Cass. crim., 25 mars 1998, n° 97-81.389 ; CA Rennes, 9 sept. 1999, n° 98/00864.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : informations relevées sur le terrain.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site et dans sa zone tampon.

La mesure est réalisée dans le site et dans sa zone tampon. Cependant, la densité de rigoles est mesurée à partir du linéaire de rigoles rapporté à la superficie du site (en km/ha). En effet, elles ont potentiellement des effets dans un rayon autour de leur implantation et les rigoles dans la zone tampon peuvent affecter les fonctions réalisées par le site (par ex. présence de rigoles hors du site, mais à quelques mètres du site).

Dans le cas d'un site alluvial qui est sur une seule rive mais dont la zone tampon s'étend sur les deux rives, n'est mesuré que le linéaire des rigoles qui sont sur la même rive que le site.

**Indicateur** : densité de rigoles dans le site et dans sa zone tampon.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 3 de la section VI.1.3.3. La gamme de variation et la distribution des mesures sur le paramètre sont connues suite à la phase de test effectuée en 2015.

**Examen de la gamme de variation et de la distribution des mesures sur le paramètre** :

Lors de la phase de test du prototype 2015, le linéaire de rigoles dans le site et dans sa zone tampon a été déterminé sur les 163 sites tests. Des rigoles ont été observées sur 31 des 163 sites tests.

La figure ci-dessous représente la distribution de la densité de rigoles (c'est-à-dire linéaire de rigoles dans le site et sa zone tampon en km / superficie du site en ha) dans les 31 sites où des rigoles sont présentes (exclusion des sites sans rigoles). Le premier quartile est de 0,016 km/ha, la médiane est de 0,041 km/ha et le troisième quartile de 0,081 km/ha. La valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 × étendue interquartile) est de 0,176 km/ha avec un site ayant une densité de rigoles supérieure à cette valeur.

<figure><img src="image_80.png" /><figcaption>**Figure 48** : Densité de rigoles (en km/ha) dans les 31 sites tests de 2015 où des rigoles étaient présentes.</figcaption></figure>

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

La valeur de l'indicateur sera de 1 lorsqu'il n'y a pas de rigole dans le site ou dans sa zone tampon. La valeur de l'indicateur diminuera avec l'augmentation de la densité de rigoles. La valeur de l'indicateur sera de 0 lorsque la densité de rigoles atteindra la valeur extrême supérieure des densités de rigoles mesurées sur les sites tests de 2015, soit la valeur de 0,176 km/ha. La densité des rigoles est donc multipliée par 1 / 0,17619 = 5,676 et retranchée à une valeur de 1 afin que l'indicateur augmente avec la diminution de la densité de rigoles. Dans des cas exceptionnels où la densité est ≥ 0,176 km/ha, le résultat du calcul est corrigé à une valeur de 0.
SI la densité des rigoles est ≥ 0,176 km/ha, ALORS **Rareté des rigoles** = 0.

SI la densité des rigoles est < 0,176 km/ha, ALORS

$$ \text{Rareté des rigoles} = 1 - \frac{\text{linéaire total des rigoles en km} \times 5,676}{\text{superficie du site en ha}} $$

**Question à laquelle répond l'indicateur :** quelle est la densité de rigoles dans le site et dans sa zone tampon ?

**Sous-fonctions renseignées :** ralentissement des ruissellements, rétention des sédiments, recharge des nappes, atténuation du débit de crue, soutien au débit d'étiage, dénitrification des nitrates, assimilation végétale de l'azote, assimilation végétale des orthophosphates, adsorption et précipitation du phosphore.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites :** quand la valeur de l'indicateur croît, la densité de rigoles est moins importante dans le site et dans sa zone tampon, les conditions sont donc plus favorables en général au ralentissement des ruissellements, à la rétention des sédiments, à la recharge des nappes, à l'atténuation du débit de crue, au soutien au débit d'étiage, à la dénitrification des nitrates, à l'assimilation végétale de l'azote, à l'assimilation végétale des orthophosphates, à l'adsorption et précipitation du phosphore.

Comme limites, on peut mentionner que la distinction entre les fossés et rigoles se base sur la réglementation en vigueur étant donné qu'aucun élément de bibliographie connu ne permet pour l'instant d'identifier un seuil de profondeur au-delà duquel l'effet des fossés est considérablement accru. Dans tous les cas, toute référence scientifique sur une profondeur pourrait être une information fortement dépendante du contexte étudié (par ex. effet variable de fossés de même profondeur dans une zone humide avec un sol sableux et dans une autre zone humide avec un sol argileux). Par ailleurs, l'indicateur ne tient pas compte de la présence d'aménagements (par ex. présence de seuils, orientation des rigoles) qui pourraient moduler l'efficacité du système de drainage en place.

### Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_81.png" /></figure>
Encadré 29 : « Rareté des fossés »

Paramètre à la base de l'indicateur : les fossés dont la profondeur est ≥ 0,3 m et < 1 m. Les fossés profonds (profondeur ≥ 1 m) et les rigoles (profondeur < 0,3 m, conformément aux catégories de travaux soumis à la rubrique 3.3.1.0 : nivellement du sol et création de fossés de la nomenclature sur l'eau / police de l'eau et aux décisions suivantes T. police Tarbes, 13 février 2014, n°122930000440 ; Cass. crim., 25 mars 1998, n° 97-81.389 ; CA Rennes, 9 sept. 1999, n° 98/00864) sont exclus.

Sources d'informations pour mesurer le paramètre : informations relevées sur le terrain.

Où est mesuré le paramètre ? Dans le site et dans sa zone tampon.

La mesure est réalisée dans le site et dans sa zone tampon. Cependant, la densité de fossés est mesurée à partir
du linéaire de fossés rapporté à la superficie du site (en km/ha). En effet, ils ont potentiellement des effets dans
un rayon autour de leur implantation et les fossés dans la zone tampon peuvent affecter les fonctions réalisées
par le site (par ex. présence de fossés hors du site, mais à quelques mètres du site).

Dans le cas d'un site alluvial qui est sur une seule rive mais dont la zone tampon s'étend sur les deux rives, n'est
mesuré que le linéaire des fossés qui sont sur la même rive que le site.

Indicateur : densité de fossés dans le site et dans sa zone tampon.

Étalonnage de l'indicateur : cas 3 de la section VI.1.3.3. La gamme de variation et la distribution des mesures sur le paramètre sont connues suite à la phase de test effectuée en 2015.

Examen de la gamme de variation et de la distribution des mesures sur le paramètre :

Lors de la phase de test du prototype 2015, le linéaire de fossés dans le site et dans sa zone tampon a été
déterminé sur chacun des 163 sites tests. Des fossés ont été observés sur 78 des 163 sites tests. La figure ci-
dessous représente la distribution de la densité de fossés (c'est-à-dire le linéaire de fossés dans le site et sa
zone tampon en km / superficie du site en ha) dans les 78 sites où des fossés sont présents. Le premier quartile
est de 0,030 km/ha, la médiane est de 0,063 km/ha et le troisième quartile de 0,153 km/ha. La valeur extrême
supérieure (Q3 + 1,5 x étendue interquartile) est de 0,280 km/ha avec 4 sites ayant une densité de fossés
supérieure à cette valeur.

<figure><img src="image_82.png" /><figcaption>Figure 49 : Densité de fossés (en km/ha) dans les 78 sites tests de 2015 où des fossés étaient présents.</figcaption></figure>

Valeur octroyée à l'indicateur :

La valeur de l'indicateur sera de 1 lorsqu'il n'y a pas de fossé dans le site ou dans sa zone tampon. La valeur
de l'indicateur diminuera avec l'augmentation de la densité de fossés. La valeur de l'indicateur sera de 0
lorsque la densité de fossés atteindra la valeur maximale des densités mesurées sur les sites tests de 2015,
soit la valeur de 0,280 km/ha. La densité de fossés est donc multipliée par 1 / 0,28036 = 3,56688 et retranchée
à une valeur de 1 afin que l'indicateur augmente avec la diminution de la densité de fossés. Dans des cas
exceptionnels où la densité est ≥ 0,280 km/ha, le résultat du calcul est corrigé à une valeur de 0.
SI la densité de fossés est ≥ 0,280 km/ha, ALORS **Rareté des fossés** = 0.

SI la densité de fossés est < 0,280 km/ha, ALORS

$$ \text{Rareté des fossés} = 1 - \frac{\text{linéaire total des fossés en km} \times 3,56688}{\text{superficie du site en ha}} $$

**Question à laquelle répond l'indicateur :** quelle est la densité de fossés dans le site dans sa zone tampon ?

**Sous-fonctions renseignées :** ralentissement des ruissellements, rétention des sédiments, recharge des nappes, atténuation du débit de crue, soutien au débit d'étiage, dénitrification des nitrates, assimilation végétale de l'azote, assimilation végétale des orthophosphates, adsorption et précipitation du phosphore.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites :** quand la valeur de l'indicateur croît, la densité de fossés est moins importante dans le site et dans sa zone tampon, les conditions sont plus favorables en général au ralentissement des ruissellements, à la rétention des sédiments, à la recharge des nappes, à l'atténuation du débit de crue, au soutien au débit d'étiage, à la dénitrification des nitrates, à l'assimilation végétale de l'azote, à l'assimilation végétale des orthophosphates, à l'adsorption et précipitation du phosphore.

Comme limites, on peut mentionner que la distinction entre les fossés et rigoles se base sur la réglementation en vigueur étant donné qu'aucun élément de bibliographie connu ne permet pour l'instant d'identifier un seuil de profondeur au-delà duquel l'effet des fossés est considérablement accru. Dans tous les cas, toute référence scientifique sur une profondeur pourrait être une information fortement dépendante du contexte étudié (par ex. effet variable de fossés de même profondeur dans une zone humide avec un sol sableux et dans une autre zone humide avec un sol argileux). Par ailleurs, l'indicateur ne tient pas compte de la présence d'aménagements (par ex. présence de seuils) qui pourraient moduler l'efficacité du système de drainage.

## Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_83.png" /></figure>
## Encadré 30 : « Rareté des fossés profonds »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les fossés dont la profondeur est $\ge$ 1 m.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : informations relevées sur le terrain.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site et dans sa zone tampon.

La mesure est réalisée dans le site et dans sa zone tampon. Cependant, la densité de fossés profonds est mesurée à partir du linéaire de fossés profonds rapporté à la superficie du site (en km/ha). En effet, ils ont potentiellement des effets dans un rayon autour de leur implantation et les fossés profonds dans la zone tampon peuvent affecter les fonctions réalisées par le site (par ex. présence de fossés profonds hors du site, mais à quelques mètres du site).

Dans le cas d'un site alluvial qui est sur une seule rive mais dont la zone tampon s'étend sur les deux rives, n'est mesuré que le linéaire des fossés profonds qui sont sur la même rive que le site.

**Indicateur** : densité de fossés profonds dans le site et dans sa zone tampon.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 3 de la section VI.1.3.3. La gamme de variation du paramètre n'est pas connue a priori mais le linéaire de fossés profonds n'a pas été mesuré lors de la phase de test effectuée en 2015.

L'indicateur a été étalonné à partir des mesures sur la densité de fossés dans les sites tests de 2015 (voir Encadré précédent) ; en émettant l'hypothèse que lorsque les fossés profonds sont présents, leur densité est vraisemblablement moins importante celles fossés non profonds (effet drainant vraisemblablement plus important des fossés profonds que celui des fossés non profonds en général).

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

La valeur de l'indicateur sera de 1 lorsqu'il n'y a pas de fossé profond dans le site ou dans sa zone tampon. La valeur de l'indicateur diminuera avec l'augmentation de la densité de fossés profonds. La valeur de l'indicateur sera de 0 lorsque la densité de fossés profonds atteindra la moitié de la valeur maximale des densités de fossés mesurées sur les sites tests de 2015 (Encadré précédent), soit la valeur de $0,28036 / 2 = 0,14018$ km/ha. La densité de fossés profonds est donc multipliée par $1 / 0,14018 = 7,134$ et retranchée à une valeur de 1 afin que l'indicateur augmente avec la diminution de la densité de fossés profonds. Dans des cas exceptionnels où la densité est $\ge$ 0,140 km/ha, le résultat du calcul est corrigé à une valeur de 0.

$SI$ la densité de fossés profonds est $\ge$ 0,140 km/ha, **ALORS** Rareté des fossés profonds = 0.

$SI$ la densité de fossés profonds est $< 0,140$ km/ha, **ALORS**

$$ \text{Rareté des fossés profonds} = 1 - \frac{\text{linéaire total des fossés profonds en km} \times 7,134}{\text{superficie du site en ha}} $$

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est la densité de fossés profonds dans le site et dans sa zone tampon ?

**Sous-fonctions renseignées** : ralentissement des ruissellements, rétention des sédiments, recharge des nappes, atténuation du débit de crue, soutien au débit d'étiage, dénitrification des nitrates, assimilation végétale de l'azote, assimilation végétale des orthophosphates, adsorption et précipitation du phosphore.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, la densité de fossés profonds est moins importante dans le site et dans sa zone tampon, les conditions sont donc plus favorables en général au ralentissement des ruissellements, à la rétention des sédiments, à la recharge des nappes, à l'atténuation du débit de crue, au soutien au débit d'étiage, à la dénitrification des nitrates, à l'assimilation végétale de l'azote, à l'assimilation végétale des orthophosphates, à l'adsorption et précipitation du phosphore.

Comme limites, on peut mentionner que la distinction entre les fossés et les fossés profonds est arbitraire étant donné qu'aucun élément de bibliographie connu ne permet pour l'instant d'identifier un seuil de
profondeur au-delà duquel l'effet des fossés est considérablement accru. Dans tous les cas, toute référence scientifique sur une profondeur pourrait être une information fortement dépendante du contexte étudié (par ex. effet variable de fossés de même profondeur dans une zone humide avec un sol sableux et dans une autre zone humide avec un sol argileux). Par ailleurs, l'indicateur ne tient pas compte de la présence d'aménagements (par ex. présence de seuils) qui pourraient moduler l'efficacité du système de drainage en place.

Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_84.png" /></figure>
## Encadré 31 : « Rareté des drains souterrains »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les systèmes de drainage souterrain.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : informations relevées sur le terrain.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site et dans sa zone tampon.

La mesure est réalisée dans le site et dans sa zone tampon. Cependant, la proportion du site et de la zone tampon équipée de drains souterrains est rapportée à la superficie du site. En effet, les systèmes de drainage ont des effets jusqu'à une certaine distance et les drains dans la zone tampon peuvent affecter les fonctions réalisées par le site (par ex. présence de drains hors du site, mais à quelques mètres du site).

**Indicateur** : proportion du site et de sa zone tampon avec un système de drainage souterrain.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.3 de la section VI.1.3.3.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI l'observateur ne sait pas avec certitude s'il y a des drains souterrains dans le site et dans la zone tampon, ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Rareté des drains souterrains**.

SI l'observateur sait avec certitude s'il y a des drains souterrains dans le site et dans la zone tampon, ALORS

Rareté des drains souterrains

$$= 1 - \frac{(\text{superficie du site et de la zone tampon drainée par des drains souterrains en ha})}{(\text{superficie du site et de la zone tampon en ha})}$$

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est la proportion du site et de sa zone tampon équipée de drains souterrains ?

**Sous-fonctions renseignées** : recharge des nappes, atténuation du débit de crue, soutien au débit d'étiage, dénitrification des nitrates, assimilation végétale de l'azote, assimilation végétale des orthophosphates, adsorption et précipitation du phosphore.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, la part du site et de sa zone tampon sans drain souterrain est plus importante. Les conditions sont donc plus favorables en général à la recharge des nappes, à l'atténuation du débit de crue, au soutien au débit d'étiage, à la dénitrification des nitrates, à l'assimilation végétale de l'azote, à l'assimilation végétale des orthophosphates, à l'adsorption et précipitation du phosphore.

Comme limites, on peut mentionner que cet indicateur ne tient pas compte de l'ancienneté du système de drainage souterrain et donc de son efficacité. Par ailleurs, l'indicateur ne tient pas compte de la présence d'aménagements (par ex. présence de bassins pour recevoir les eaux drainées à l'intérieur du site) qui pourrait influencer les effets du système de drainage.

→ voir page suivante.
Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_85.png" /></figure>
5. « Rareté du ravinement », « Végétalisation des berges » (« Végétalisation des berges » spécifique au site dans un système hydrogéomorphologique alluvial ou estuarien)

## Définition du ravinement

Le ravinement est issu d'un processus érosif durant lequel les ruissellements s'accumulent et se répètent dans des chenaux étroits y ravinant le sol jusqu'à des profondeurs potentiellement considérables. Cette érosion peut être liée à un déséquilibre : l'occurrence de phénomènes météorologiques extrêmes, la topographie, la pédologie ou encore à un usage des sols particulier (par ex. sol mis à nu). Les ravines peuvent se former là où les ruissellements se concentrent, dans les talwegs, le long d'éléments linéaires du paysage (par ex. promontoires, limites entre parcelles, routes)... (voir Poesen et al. 2003). Dans les secteurs alluviaux, les ravines sont des incisions récentes dans des alluvions qui étaient demeurés intacts depuis leur dépôt initial. Des complexes de ravines sont possibles avec un réseau emboîté qui incise les dépôts alluviaux. Bien qu'elles soient souvent observées dans des cours d'eau d'ordre élevé, elles sont également possibles en bordure des étendues d'eau. Il existe différentes définitions et classifications des ravines selon leur profondeur, leur largeur et leur permanence dans le temps (voir Vandaele et al. 1996, Poesen et al. 2003). Les ravines ne se développent pas seulement dans les terres marneuses, montagneuses ou vallonnées mais aussi dans les sols sujets à l'encrutement comme les lœss ou les sols sableux. **De nombreux facteurs associés à l'activité humaine et à l'utilisation des sols sont par ailleurs à l'origine de l'apparition de ravines.** Celle-ci est le plus souvent déclenchée par des pratiques culturales ou d'irrigations inappropriées (par ex. surpâturage, débardage, construction d'infrastructures routières, urbanisation). Les principaux processus de ravinement en Europe surviendraient après des déforestations, la surutilisation des sols ou des phénomènes climatiques extrêmes et il serait souvent déclenché ou amplifié par la combinaison d'une utilisation inappropriée du sol avec des événements pluviométriques extrêmes qui affectent les ruissellements superficiels et les écoulements souterrains (Valentin et al. 2005). Le pâturage peut aussi accroître directement (par ex. érosion des berges par piétinement) ou indirectement (par ex. réduction du couvert végétal) le ravinement (Trimble et Mendel 1995). Enfin, la topographie (en tête des ravines), la pente et l'étendue spatiale drainée en amont d'un secteur érodé ont une influence majeure sur le ravinement (Vandaele et al. 1996, Torri et Poesen 2014).

## Propriétés du ravinement

La présence de ravines favorise les ruissellements et le transfert de sédiments des terres hautes vers l'aval permettant ainsi de connecter les milieux dans un paysage donné (Poesen et al. 2003). Les ravines sont par exemple des sources de sédiments potentiellement importantes qui établissent des connexions entre les terres émergées et le réseau hydrographique et peuvent affecter la connectivité hydro-sédimentaire durant les événements météorologiques extrêmes (Poesen et al. 2003, 2011 dans Torri et Poesen 2014, Li et al. 2004 dans Torri et Poesen 2014, Valentin et al. 2005). Dans de nombreuses circonstances, l'érosion par le ravinement est une source sédimentaire importante à l'échelle du bassin versant, mais qui a été longtemps négligée en raison de la difficulté d'étudier ce processus et de le prédire (Valentin et al. 2005).

Par ailleurs, si le ravinement se développe dans des horizons du sol plus perméables que les couches superficielles du sol, le taux d'infiltration de l'eau dans le lit des ravines peut être largement
supérieur à celui qu'il était avant. Des études récentes dans des conditions arides à semi-arides ont démontré que les ravines pouvaient ainsi selon les cas accroître la recharge ou la décharge des eaux souterraines (par ex. Leduc *et al.* 2001 et Moeyersons 2000 dans Poesen *et al.* 2003).

L'érosion à l'origine des ravines alluviales est un processus qui intervient dans un second temps dans le cycle érosif, puisqu'il intervient après une phase de stockage mais avant la conversion physico-chimique des roches sédimentaires. Après des dépôts sédimentaires initiaux, les puits de sédiments peuvent donc devenir des sources de sédiments durant une seconde phase qui intervient après des changements intrinsèques ou extérieurs à la zone érodée (par ex. altération de la force de résistance subséquente à la réduction de la végétation, changements des forces érosives à l'œuvre) (Brooks *et al.* 2009). Même après la disparition des causes qui ont déclenché leur apparition, les ravines peuvent encore diffuser des sédiments (Valentin *et al.* 2005).

Des techniques existent pour limiter le ravinement comme le contrôle du couvert végétal, la réduction ou l'absence de travail du sol, l'empierrement, le terrassement... (Valentin *et al.* 2005). Une végétalisation avec un réseau racinaire bien développé dans les secteurs ravinés peut stopper la perte de sol et la production de sédiments puisqu'elle interrompt la connectivité hydro-sédimentaire dans le paysage et donc la diffusion des sédiments vers l'aval (Poesen *et al.* 2003). En effet, le couvert végétal peut parfois présenter une résistance à l'érosion du même ordre que celle du socle rocheux sous-jacent (Howard 1997 dans Poesen *et al.* 2003). Bien que la résistance de la végétation aux écoulements soit souvent attribuée aux effets de la biomasse en surface sur la dissipation des énergies des écoulements en accroissant la résistance hydraulique, des études ont démontré les effets significatifs des systèmes racinaires sur le renforcement du sol en surface et l'amélioration de sa cohésion (par ex. Li 1995 dans Poesen *et al.* 2003, Sidorchuk et Grigorev 1998 dans Poesen *et al.* 2003). Bien que des stratégies efficaces existent pour prévenir et limiter le ravinement, elles sont rarement adoptées sur le long terme et à large échelle (Valentin *et al.* 2005).

Le ravinement dans un site est associé à un processus érosif à l'origine d'une diffusion plus rapide des sédiments et des nutriments adsorbés vers l'extérieur du site. Dans le cadre de la méthode, deux paramètres sont pris en compte : (1) la part du site occupée par des ravines sans couvert végétal permanent (érodé et encore actif, dans tous les systèmes hydrogéomorphologiques), (2) la part du linéaire de berges sans couvert végétal permanent et où les berges ne sont pas stabilisées par un aménagement dans le cas spécifique de sites alluviaux adjacents à un cours d'eau (avec une berge). Il est considéré que plus la part d'un site ravinée est réduite, plus les conditions sont favorables à la rétention des sédiments et aux fonctions biogéochimiques associées au cycle de l'azote et du phosphore en général. Dans le cas des sites appartenant à un système hydrogéomorphologique alluvial ou estuarien adjacents à un cours d'eau (avec une berge), plus la part des berges ravinée est réduite, plus les conditions sont favorables à la rétention des sédiments et aux fonctions biogéochimiques associées au cycle de l'azote et du phosphore en général (Encadrés ci-après).
## Encadré 32 : « Rareté du ravinement »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les ravines non végétalisées par un couvert végétal permanent. Un couvert végétal permanent est un couvert végétal composé d'une strate herbacée et/ou arbustive et/ou arborée dense, non saisonnier et non clairsemé.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : informations à relever sur le terrain.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : part relative du site sans ravines dévégétalisées.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 3 de la section VI.1.3.3. La gamme de variation et la distribution des mesures sur le paramètre sont connues suite à la phase de test effectuée en 2015.

**Examen de la gamme de variation et de la distribution des mesures sur le paramètre** :

Lors de la phase de test du prototype 2015, la part relative du site occupée par des ravines non végétalisées a été déterminée sur chacun des 163 sites tests. Des ravines non végétalisées ont été observées sur 20 des 163 sites tests.

La figure ci-dessous représente la distribution de la part relative du site occupée par des ravines (c'est-à-dire la superficie de ravines non végétalisées par un couvert végétal permanent en ha / superficie du site en ha) dans les 20 sites où des ravines sont présentes. Le premier quartile est de 0,01, la médiane est de 0,02 et le troisième quartile de 0,06. La valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 × étendue interquartile) est de 0,10.

<figure><img src="image_86.png" /></figure>

**Figure 50** : Part relative du site occupée par des ravines non végétalisées par un couvert végétal permanent dans les 20 sites tests de 2015 où des ravines étaient présentes.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

La valeur de l'indicateur sera de 1 quand il n'y a pas de ravine non végétalisée par un couvert végétal permanent dans le site. La valeur de l'indicateur diminuera avec l'augmentation de la part relative de ravinement non végétalisé par un couvert végétal permanent. La valeur de l'indicateur sera de 0 lorsque la part de ravinement non végétalisé par un couvert végétal permanent atteindra la valeur extrême supérieure mesurée sur les sites tests, soit la valeur de 0,10. La part relative de ravinement non végétalisé par un couvert végétal permanent dans le site est donc multipliée par $1/0,10 = 10$ et retranchée à une valeur de 1 afin que l'indicateur augmente avec la diminution de la part relative de ravines non végétalisées par un couvert végétal permanent. Dans des cas exceptionnels où la part de ravines est $\ge 0,10$, l'indicateur à une valeur de 0.

$S1$ la part relative de ravines non végétalisées par un couvert végétal permanent est $\ge 0,10$, $ALORS$ Rareté du ravinement = 0.

$S1$ la part relative de ravines non végétalisées par un couvert végétal permanent est $< 0,10$, $ALORS$
$$ \text{Rareté du ravinement} = 1 - \frac{\text{superficie du site occupée par des ravines non végétalisées par un couvert végétal permanent en ha} \times 10}{\text{superficie du site en ha}} $$

**Question à laquelle répond l'indicateur :** quelle est la part du site occupée par des ravines non végétalisées par un couvert végétal permanent ?

**Sous-fonctions renseignées :** rétention des sédiments, dénitrification des nitrates, assimilation végétale de l'azote, assimilation végétale des orthophosphates, adsorption et précipitation du phosphore.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites :** quand la valeur de l'indicateur croît, le ravinement dans le site est moins important et les conditions sont en général plus favorables à la rétention des sédiments et aux sous-fonctions associées au cycle de l'azote et du phosphore.

Comme limite, on peut citer notamment que cet indicateur ne tient pas compte de la profondeur du ravinement ou ne distingue pas les différents types de couverts végétaux qui peuvent occuper les ravines et avoir des influences potentiellement variables sur les sous-fonctions.

### Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_87.png" /></figure>
## Encadré 33 : « Végétalisation des berges »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les berges de cours d'eau avec un couvert végétal permanent ou stabilisées par des aménagements dans les sites qui bordent des cours d'eau et qui sont dans un système hydrogéomorphologique alluvial ou estuarien. Un couvert végétal permanent est un couvert végétal composé d'une strate herbacée et/ou arbustive et/ou arborée dense, non saisonnier et non clairsemé.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : informations à relever sur le terrain.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : proportion de berges de cours d'eau dans le site sans couvert végétal permanent.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.3 de la section VI.1.3.3.

SI le site n'est pas dans un système hydrogéomorphologique alluvial ou estuarien, ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Végétalisation des berges**.

SI le site est dans un système hydrogéomorphologique alluvial ou estuarien ET le site n'est pas adjacent à un cours d'eau (pas de berges), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Végétalisation des berges**.

SI le site est dans un système hydrogéomorphologique alluvial ou estuarien ET le site est adjacent à un cours d'eau, ALORS

### Végétalisation des berges

$$ = 1 - \frac{\text{longueur totale des berges sans un couvert végétal permanent en km}}{\text{longueur totale de berges en km}} $$

Remarque : pour calculer la capacité absolue du site au vu de cet indicateur, la valeur de l'indicateur est multipliée par la longueur totale de berges dans le site en km (section VI.1.2.1) et non pas par la superficie du site en ha comme cela est fait pour les autres indicateurs dans le site.

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est la proportion de berges avec un couvert végétal permanent dans le site ?

**Sous-fonctions renseignées** : rétention des sédiments, dénitrification des nitrates, assimilation végétale de l'azote, assimilation végétale des orthophosphates, adsorption et précipitation du phosphore.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, l'érosion des berges est moins importante et les conditions sont plus favorables en général à la rétention des sédiments et aux sous-fonctions associées au cycle de l'azote et du phosphore.

Comme limite, on peut citer notamment que cet indicateur ne tient pas compte des différents types de couverts végétaux riverains ni de leurs influences potentiellement variables sur les sous-fonctions. Dans cette version de la méthode, l'indicateur différencie principalement les berges « stabilisées » par un couvert végétal permanent ou des aménagements anthropiques (par ex. enrochements) d'une part, et les berges moins « stables » d'autre part. Cet indicateur est pertinent à interpréter dans les contextes alluviaux ou estuariens où l'érosion des berges n'est pas « souhaitée », et où l'érosion ne contribue pas à une dynamique morphogène de l'espace alluvial.

→ voir page suivante.
Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_88.png" /></figure>
## 6. « pH neutre », « pH acide-alcalin »

### Définition de l'acidité du sol et mesure du pH

La mesure du pH indique la concentration en ions hydrogènes dans une solution. Étant donné qu'il est étalonné sur une échelle logarithmique négative, une baisse d'une unité de pH équivaut à une hausse de 10 fois la concentration en ions hydrogènes (FAO 2011). Durant la mise en suspension d'un échantillon de sol dans l'eau, le pH mesure la concentration d'ions $H_3O^+$ à l'état dissocié dans le liquide qui surnage. Les ions $H_3O^+$ sont alors en équilibre avec les ions à l'état non dissocié, qui sont fixés sur des composants solides comme les minéraux argileux, les matières organiques ou des composés où l'aluminium est associé à des molécules d'eau et $OH^-$.

Ces composés solides ont une capacité à fixer les ions $H^+$ et $OH^-$ qui permet de moduler les variations de pH du sol (Baize et Jabiol 1995). Le pH indique donc l'acidité de la solution. Les sols sont souvent qualifiés d'alcalins, acides ou ayant une certaine valeur de pH. Les sols alcalins ont une valeur de pH entre 8 et 14 alors que les sols acides ont des valeurs entre 6 et 2. Les sols neutres sont à un niveau intermédiaire (Jones et al. 2005). Le pH d'un horizon peut varier de quelques dixièmes d'unité pH selon la saison mais cette variation peut parfois atteindre 0,5, voire 1 unité pH sur les sols calcaires. En général, le pH d'un horizon diminuera légèrement en été (acides organiques produits à leur maximum par l'activité biologique) et augmentera en hiver (dilution des ions $H^+$ dans la solution du sol sous l'effet des pluies) sous un climat tempéré (Baize 2000). Baize et Jabiol (1995) mentionnent que même si le pH est un paramètre intéressant, il convient de croiser son interprétation avec des mesures complémentaires en laboratoire (par ex. capacité d'échange du sol et cations échangeables).

### Propriétés des sols selon leur acidité

La valeur du pH d'un sol peut donner des indications sur sa toxicité, des déficits en éléments chimiques ou encore l'intensité de l'activité biologique. Les sols très acides peuvent présenter une toxicité à l'aluminium et/ou au manganèse, un déficit en phosphore, un déficit en calcium ou en magnésium, une minéralisation de l'azote moindre vu la réduction de l'activité biologique... Les sols très alcalins peuvent quant à eux être imperméabilisés en surface et encroûtés du fait d'un excès de sodium, avoir une disponibilité en ion ferreux, manganèse, zinc, phosphore et cuivre réduite et une activité microbienne et fongique réduite (FAO 2011). Le pH indique donc le niveau de disponibilité en nutriments pour les plantes et l'intensité d'une série de processus dans le sol (Jahn et al. 2006).

La disponibilité des nutriments (par ex. azote, phosphore, potassium, calcium, magnésium, fer) dans le sol varie avec la valeur du pH (The Potash Development Association 2011). Le phosphore inorganique est chargé négativement dans la plupart des sols et il réagit rapidement avec des ions chargés positivement de fer, d'aluminium et de calcium pour former des substances insolubles, dans lesquelles le phosphore est considéré comme fixé. Le phosphore se comporte différemment des nitrates qui ne forment pas de complexes insolubles. La solubilité des formes de phosphore inorganiques affecte la disponibilité pour les plantes et leur croissance. La disponibilité est maximale pour les plantes à des valeurs de pH entre 6 et 7. Quand la valeur du pH est hors de cet intervalle, il est de plus en plus fixé dans des phosphates de calcium ($pH > 7$), d'aluminium et/ou ferriques ($pH < 6$) ; il n'est alors plus disponible pour les plantes (voir Quemeneur 1987). La disponibilité des orthophosphates et du phosphore inorganique varie avec le pH, mais le pH ne semble pas avoir d'effets majeurs sur l'ensemble du phosphore organique du sol (Turner et Blackwell 2013).
Le pH influence les trois mécanismes majeurs liés au cycle de l'azote : la nitrification, la dénitrification et la réduction des nitrates en NH₄⁺ (Stevens et al. 1998 dans Šlmek et Cooper 2002). **Ce paramètre participe au contrôle de la composition et de la structure des communautés dénitrifiantes sur de larges échelles temporelles et spatiales impactant les mécanismes microbiologiques à l'origine de la production de N₂O et N₂.** Il est généralement admis que le niveau d'acidité du sol influence le ratio de N₂O:N₂ produits après dénitrification. En général, une dénitrification complète est favorisée quand le pH du sol est neutre à légèrement basique et elle est moins importante en conditions acides (voir Saggar et al. 2013). Concernant les fonctions associés à l'azote dans le sol, Šlmek et Cooper (2002) affirment qu'une valeur optimale de pH pour la dénitrification a été souvent proposée dans la littérature, mais que celle-ci n'a pas de sens tant que les attributs considérés pour évaluer dénitrification ne sont pas mentionnés au moment d'évoquer ces valeurs optimales de pH. **Ils en concluent qu'il n'est pas possible de proposer une valeur optimale de pH pour la dénitrification en l'état des connaissances actuelles.**

En agronomie, un intérêt tout particulier est accordé au pH du sol et à son influence sur l'assimilation des fertilisants et des oligo-éléments. L'optimum de pH en agronomie est couramment considéré entre 6,5 et 7,5 en sols non calcaires (Baize 2000). Les apports de chaux (sur sols acides surtout) ou de fumure peuvent modifier le pH du sol.

Le pH permet d'évaluer la biodisponibilité du phosphore dans le sol, il traduit des mécanismes qui ont des effets majeurs sur l'assimilation végétale des orthophosphates et la précipitation, l'adsorption du phosphore. L'effet que traduit le pH sur ces deux sous-fonctions est cependant contraire, puisque quand le pH est < 6 ou > 7, la précipitation et l'adsorption du phosphore est généralement favorisée alors que quand le pH est compris entre [6 - 7], l'assimilation végétale des orthophosphates est généralement favorisée. Le pH est un paramètre qui sera utilisé pour décrire les formes chimiques du phosphore dans le sol et son influence sur les sous-fonctions associées au cycle du phosphore. Un indicateur est proposé pour renseigner la réalisation de chaque sous-fonction (Encadrés ci-après). À souligner qu'en l'état des connaissances actuelles, il ne semble pas possible de proposer des intervalles de valeurs de pH où les sous-fonctions associées au cycle de l'azote sont favorisées.
Encadré 34 : « pH neutre »

Paramètre à la base de l'indicateur : pH du sol.

Sources d'informations pour mesurer le paramètre : information à relever sur le terrain dans les 15 premiers cm de chaque sondage pédologique.

Où est mesuré le paramètre ? Dans le site.

Indicateur : proximité de la valeur moyenne de pH dans le sol du site à des conditions optimales de pH pour l'assimilation végétale des orthophosphates.

Étalonnage de l'indicateur : cas 2.3 de la section VI.1.3.3.

Valeur octroyée à l'indicateur :

SI le pH moyen d'un sous-ensemble homogène<fnref n="40" /> n'est pas connu (par ex. sondages pédologiques non réalisés sur au moins un sous-ensemble homogène; absence d'une mesure de pH sur au moins un sondage pédologique), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **pH neutre**.

SI le pH moyen des sous-ensembles homogène est connu, ALORS la valeur de l'indicateur « pH neutre » se calcule comme suit :

$$ \text{pH neutre} = \sum_{i=1}^{N} \text{pH neutre}_{\text{sous-ensemble homogène i}} $$

Où

i ; le nombre de sous-ensemble homogène dans le site compris entre 1 et N ; N étant le nombre total de sous-ensemble homogène dans le site.

L'indicateur **pH neutre** est calculé à partir des informations relevées dans les sondages pédologiques et les sous-ensembles homogènes auxquelles ils correspondent.

À l'échelle du sous-ensemble homogène i :

$$ \text{pH neutre}_{\text{sous-ensemble homogène i}} = \left( \frac{A_{\text{Sondage pH neutre}} \times 1 + A_{\text{Sondage pH intermédiaire}} \times 0,55 + A_{\text{Sondage pH extrême}} \times 0,1}{P} \right) \times \left( \frac{S_{\text{sous-ensemble homogène i}}}{S_{\text{site}}} \right) $$

Où

A_sondage pH neutre ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène avec un pH compris entre [6 - 7].

A_sondage pH intermédiaire ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène avec un pH compris entre [5 - 6[ ou ]7 - 8].

A_sondage pH extrême ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène avec un pH < 5 ou > 8.

P ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

S_sous-ensemble homogène ; la superficie du sous-ensemble homogène en ha.

S_site ; la superficie du site en ha.

<footnote n="40">⁴⁰ Les sous-ensembles homogènes sont identifiés sur le terrain. Chaque sous-ensemble homogène dans le site est constitué de conditions géologiques, topographiques, d'habitats EUNIS niveau 3, pédologique, pratiques anthropiques... considérées comme relativement homogènes par l'observateur.</footnote>
Les valeurs de 1, 0,55 et 0,1 indiquent une capacité décroissante d'assimiler les orthophosphates pour la végétation au regard du pH du sol.

Remarque : à l'intérieur d'un sous-ensemble homogène, de fortes variations de pH entre sondages pédologiques (par ex. pH acide et pH basique) sont peu probables étant donné les règles fixées pour déterminer les sous-ensembles homogènes.

**Question à laquelle répond l'indicateur** : les conditions de pH dans le sol du site sont-elles favorables à l'assimilation végétale des orthophosphates ?

**Sous-fonction renseignée** : assimilation végétale des orthophosphates.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, le pH du sol est plus proche de valeurs comprises entre [6 - 7] et les conditions sont plus favorables à l'assimilation végétale des orthophosphates.

### Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_89.png" /></figure>
Encadré 35 : « pH acide-alcalin »

Paramètre à la base de l'indicateur : pH du sol.

Sources d'informations pour mesurer le paramètre : information à relever sur le terrain dans les 15 premiers cm de chaque sondage pédologique.

Où est mesuré le paramètre ? Dans le site.

Indicateur : proximité de la valeur moyenne de pH dans le sol du site à des conditions optimales de pH pour l'adsorption et la précipitation du phosphore.

Étalonnage de l'indicateur : cas 2.3 de la section VI.1.3.3.

Valeur octroyée à l'indicateur :

SI le pH moyen d'un sous-ensemble homogène<fnref n="41" /> n'est pas connu (par ex. sondages pédologiques non réalisés sur au moins un sous-ensemble homogène; absence d'une mesure de pH sur au moins un sondage pédologique), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **pH acide-alcalin**.

SI le pH moyen des sous-ensembles homogène est connu, ALORS la valeur de l'indicateur « pH acide-alcalin » se calcule comme suit :

$$ \text{pH acide-alcalin} = \sum_{i=1}^{N} \text{pH acide - alcalin}_{\text{sous-ensemble homogène i}} $$

Où

i ; le nombre de sous-ensemble homogène dans le site compris entre 1 et N ; N étant le nombre total de sous-ensemble homogène dans le site.

L'indicateur **pH acide-alcalin** est calculé à partir des informations relevées dans les sondages pédologiques et les sous-ensembles homogènes auxquelles ils correspondent.

À l'échelle du sous-ensemble homogène i :

$$ \text{pH acide - alcalin}_{\text{sous-ensemble homogène i}} = \left( \frac{A_{\text{Sondage pH neutre}} \times 0,1 + A_{\text{Sondage pH intermédiaire}} \times 0,55 + A_{\text{Sondage pH extrême}} \times 1}{P} \right) \times \left( \frac{S_{\text{sous-ensemble homogène}}}{S_{\text{site}}} \right) $$

Où

A_sondage pH neutre ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène avec un pH compris entre [6 - 7].

A_sondage pH intermédiaire ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène avec un pH compris entre [5 - 6[ ou ]7 - 8].

A_sondage pH extrême ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène avec un pH < 5 ou > 8.

P ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

S_sous-ensemble homogène ; la superficie du sous-ensemble homogène en ha.

S_site ; la superficie du site en ha.

<footnote n="41">⁴¹ Les sous-ensembles homogènes sont identifiés sur le terrain. Chaque sous-ensemble homogène dans le site est constitué de conditions géologiques, topographiques, d'habitats EUNIS niveau 3, pédologique, pratiques anthropiques... considérées comme relativement homogènes par l'observateur.</footnote>
Les valeurs de 1, 0,55 et 0,1 indiquent une capacité décroissante d'adsorption et de précipitation du phosphore dans le sol, étant donné le pH du sol.

Remarque : à l'intérieur d'un sous-ensemble homogène, de fortes variations de pH entre sondages pédologiques (par ex. pH acide et pH basique) sont peu probables étant donné les règles fixées pour déterminer les sous-ensembles homogènes.

**Question à laquelle répond l'indicateur** : les conditions de pH dans le sol du site sont-elles favorables à la précipitation et à l'adsorption du phosphore ?

**Sous-fonction renseignée** : adsorption, précipitation du phosphore.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, le pH du sol traduit des conditions de plus en plus acides et/ou basiques, les conditions sont plus favorables à l'adsorption et à la précipitation du phosphore en général.

### Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_90.png" /></figure>
7. « Matière organique incorporée en surface », « Matière organique enfouie »

Définition des horizons humifères

Dans le sol, les horizons humifères contiennent des matières organiques humifiées et leur organisation est sous la forte dépendance de l'activité biologique. L'épisolum humifère comprend l'ensemble de ces horizons. Des séquences d'horizons O et d'horizons A permettent de définir différents « épisolums humifères » ou « formes d'humus » (Baize et Girard 2009).

Les horizons organiques, appelés horizons O, sont toujours en surface des solums. Ils sont formés en conditions aérobies. Ils sont surtout constitués de matières organiques directement observables (débris végétaux, racines ou mycéliums morts) qui ne sont jamais liées à la matière minérale. La transformation de ces matières organiques par l'activité biologique est un processus pédogénétique majeur qui est très variable. Des classifications prévoient un seuil minimal de teneur en carbone organique pour distinguer les horizons O et A, même s'ils s'avèrent peu réalistes et seraient surtout utiles quand la transition entre horizons OH et A est très graduelle. Il existe plusieurs types de sous-horizons O et des séquences d'horizons O et A utiles permettant de définir des « épisolums humifères » ou des « formes d'humus ». Il est possible de distinguer trois principales formes d'humus qui sont citées ici selon un état croissant de dégradation des débris végétaux et selon leur ordre d'apparition le plus fréquent depuis la surface : OL (L = litière), OF (F= litière fragmentée) et OH (humifiée) (Baize et Girard 2009).

Les horizons A sont quant à eux formés d'un mélange de matières organiques et minérales à la base des horizons O lorsqu'ils existent. La matière organique y est incorporée à la matière minérale par des processus biologiques à partir des horizons O. À l'inverse des horizons O, cette forme d'incorporation est un processus majeur sans pour autant générer systématiquement des liaisons entre matières organiques et minérales (par ex. matières organiques déposées par la faune entre les particules minérales). L'éluviation des argiles, la décarbonatation... sont d'autres processus pédogénétiques qui peuvent avoir lieu dans les horizons A. Il existe des horizons à la base des horizons O riches en matières organiques qui ne sont pas des horizons A (par ex. durant une évolution podzolique). Ce sont alors, soit des horizons traversés par des molécules organiques solubles « en transit » soit des horizons d'accumulation de complexes organométalliques. Les horizons A ne contiennent pas ou peu de débris organiques figurés (Baize et Girard 2009). Lorsqu'un sondage pédologique est réalisé, les horizons A sont habituellement les couches superficielles du sol qui sont plus sombres que celle située dessous. Ces horizons contiennent l'essentiel de la matière organique du sol. Ce sont les horizons du sol où l'essentiel de l'activité biologique et des processus chimiques ont lieu. Lorsque la couche superficielle d'un sol est retirée (par l'érosion ou l'activité humaine), l'essentiel du potentiel écologique d'un sol est retiré (Jones et al. 2005). L'origine, la structuration et les modes de liaison entre matières organiques et minérales permettent de distinguer différents horizons A. Un solum ou un épisolum humifère est qualifié d'humique s'il présente une couleur noire ou sombre sur au moins 20 cm d'épaisseur depuis la base des horizons O, indiquant une grande richesse en matière organique (Baize et Girard 2009). Les horizons Ab sont en profondeur, et résultent de l'enfouissement d'un horizon A, qui peut avoir lieu par exemple après des dépôts alluviaux ou un remblaiement à la surface du sol.
Sous les horizons de surface les plus foncés, il est souvent possible d'observer un horizon plus clair, l'horizon B, moins riche en matière organique, mais exploité par les racines et la faune.

## Propriétés des sols selon leur teneur en matière organique

Remarque : la bibliographie réalisée porte sur les sous-fonctions associées à l'épisolum humifère et donc à la matière organique incorporée progressivement avec les matériaux minéraux du sol. Les horizons histiques sont traités ultérieurement dans ce document.

Pour qualifier les effets du sol sur l'hydrologie, il convient de prendre en compte sa teneur en matière organique au même titre que sa texture ou sa structure (Saxton et Rawls 2006). En effet, la matière organique incorporée au sol influence significativement les pertes de sol (Wischmeier et Mannering 1969). Les apports de matière organique sous la forme de débris maintiennent des systèmes biotiques plus actifs et plus complexes grâce aux composés organiques incorporés. Cela accroît l'activité biologique et contribue à produire des agrégats de sol stables avec des effets sur la structure du sol, ses propriétés hydrologiques, sa sensibilité à l'érosion et sa fertilité. La capacité de rétention en eau du sol est alors plus importante, la saturation de la conductivité hydraulique est accrue et la sensibilité du sol à l'érosion est diminuée (voir Puigdefábregas 2005). Dans les horizons superficiels du sol, la disponibilité de la matière organique fortement décomposée est maximale. Elle y agit comme une « colle » qui fixe les particules dans des agrégats et offre une résistance accrue à l'érosion (O'Geen et al. 2006 dans Essien 2013). Elle affecte donc significativement la sensibilité du sol à l'érosion, en plus de la texture, la structure, la topographie... et de leurs interactions (Wischmeier et Mannering 1969). Des interactions variables entre la matière organique et les classes de texture du sol peuvent par exemple moduler cette relation. L'évolution de la matière organique peut affecter la perméabilité d'une zone humide et la conductivité hydraulique de manière importante (voir Fustec et Lefeuvre 2000).

Le plus souvent, la matière organique persiste dans le sol non pas à cause de ses caractéristiques propres, mais principalement du fait de l'influence des facteurs physico-chimiques et biologiques liés à son environnement qui limite sa décomposition (Schmidt et al. 2011). Dans les solums des zones humides, le rôle de puits de carbone est par exemple directement lié aux conditions anoxiques, qui réduisent l'activité biologique et donc la décomposition de la matière organique (Baize et Girard 2009). La stabilisation du carbone dans le sol résulte également des interactions entre les argiles et les particules organiques et de l'occlusion de ces agrégats par les particules d'argile (Jacobsen et al. 2000, Lehmann et al. 2007 dans Manjaiah et al. 2010). Les substances et molécules organiques réagissent alors avec les particules d'argiles et forment des complexes dont les propriétés et la stabilité sont variables. Ces complexes argilo-humiques enrichissent les sols en surface et sont les principaux réservoirs de nutriments pour les plantes (Manjaiah et al. 2010). La majorité des nutriments est dissoute dans la solution du sol et adsorbée au niveau des complexes argilo-humiques (Bormann et Likens 1967 dans Wang et al. 2014) même s'ils peuvent être facilement lessivés par les ruissellements au travers de processus de dissolution et de désorption (Wang et al. 2014). La teneur en matière organique est une caractéristique souvent évoquée pour décrire un sol (Wischmeier et Mannering 1969) mais il convient de tenir compte des interactions avec d'autres caractéristiques pour comprendre le fonctionnement du sol (Le Bissonnais et al. 2005).
Enfin, le carbone organique disponible est un des facteurs majeurs qui affecte l'activité des dénitrifieurs dans le sol. Plus le carbone total et le carbone organique minéralisable sont abondants dans les sols, plus ils permettent une activité importante de la communauté microbienne dénitrifiante (voir Ullah et Faulkner 2006). En effet, la dénitrification est un processus qui consomme du carbone. Réaliser une évaluation de la teneur en carbone dans le sol peut donc permettre d'évaluer sur le long terme la capacité d'une zone humide à dénitrifier (Davidsson et al. 2000).

La matière organique incorporée au sol a une influence importante sur la rétention des sédiments et les fonctions associées au cycle de l'azote. Elle est par ailleurs un bon indicateur de l'importance de la séquestration du carbone dans le sol du site. Dans le cadre de cette méthode, le paramètre sélectionné pour évaluer ces fonctions selon l'importance de la matière organique dans le sol est (1) l'épaisseur de l'épisolum humifère et (2) l'épaisseur de l'horizon Ab dans le sol du site (Encadrés ci-après). Il est considéré que plus l'épaisseur de l'épisolum humifère est importante dans le site, plus la rétention des sédiments, les fonctions associées au cycle de l'azote et la séquestration du carbone sont efficaces dans le site en général. Plus l'épaisseur de l'horizon Ab est importante dans le site, plus la dénitrification des nitrates et la séquestration du carbone sont en général favorisées dans le site. L'influence de l'épaisseur de l'horizon Ab n'est pas prise en compte pour renseigner la fonction relative à la rétention des sédiments. En effet, l'horizon Ab est par définition enfoui et a donc vraisemblablement peu d'influence sur cette fonction, contrairement à l'épisolum humifère qui est en surface.
Encadré 36 : « Matière organique incorporée en surface »

Paramètre à la base de l'indicateur : épisolum humifère.

Sources d'informations pour mesurer le paramètre : information à relever sur le terrain dans chaque sondage pédologique. La litière en surface n'est pas prise en compte. La limite de l'horizon A avec l'horizon sous-jacent est déterminée avec la charte de couleurs Munsell® : l'épisolum humifère a des valeurs (« values ») comprises entre 2 et 5 et des chromas comprises entre 0 et 4 d'après Baize et Girard (2009).

Où est mesuré le paramètre ? Dans le site.

Indicateur : épaisseur moyenne de l'épisolum humifère dans le site.

Étalonnage de l'indicateur : cas 3 de la section VI.1.3.3.

Examen de la gamme de variation et de la distribution des mesures sur le paramètre :

Lors de la phase de test du prototype 2015, l'épaisseur de l'épisolum humifère a été renseignée sur le terrain. Sur les 163 sites tests, aucun sondage pédologique n'a été réalisé sur 7 sites et tous les sondages pédologiques effectués présentaient un horizon histique sur 46 sites. La figure ci-dessous représente la distribution de l'épaisseur moyenne de l'épisolum humifère dans les 110 sites restants (sans prendre en compte les sous-ensembles homogènes<fnref n="42" /> des sites qui contenaient au moins un sondage pédologique avec un horizon histique). Le premier quartile est de 18,33 cm, la médiane est de 33,16 cm et le troisième quartile de 52,5 cm. La valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 × étendue interquartile) est de 103,24 cm.

<figure><img src="image_91.png" /></figure>

**Figure 51** : Épaisseur moyenne de l'épisolum humifère (en cm) dans les 110 sites tests de 2015 avec un épisolum humifère moyen > 0 cm.

Valeur octroyée à l'indicateur :

La valeur de l'indicateur est de 0 lorsqu'il n'y a pas d'épisolum humifère dans le site. Elle augmente avec l'épaisseur moyenne de l'épisolum humifère. Elle est de 1 lorsque l'épaisseur moyenne de l'épisolum humifère dans le site atteint la valeur extrême supérieure mesurée sur les sites tests de 2015 soit la valeur de 103 cm. L'épaisseur moyenne mesurée est donc multipliée par 1 / 103,24 = 0,0097 pour obtenir l'indicateur. Dans des cas exceptionnels où l'épaisseur moyenne est ≥ 103 cm, le résultat du calcul est corrigé à une valeur 1.

Si l'épaisseur moyenne de l'épisolum humifère n'est pas connue dans au moins un sous-ensemble homogène (sondages pédologiques non réalisés sur un sous-ensemble homogène, au moins un sondage pédologique stoppé par d'éventuels obstacles avant d'atteindre la limite inférieure de l'épisolum humifère), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Matière organique incorporée en surface**.

<footnote n="42">⁴² Les sous-ensembles homogènes sont identifiés sur le terrain. Chaque sous-ensemble homogène dans le site est constitué de conditions géologiques, topographiques, d'habitats EUNIS niveau 3, pédologique, pratiques anthropiques... considérées comme relativement homogènes par l'observateur.</footnote>
SI l'épaisseur moyenne de l'épisolum humifère est connue dans chaque sous-ensemble homogène ET l'épaisseur moyenne de l'épisolum humifère dans le site est $\ge$ 103 cm, ALORS **Matière organique incorporée en surface** = 1.

SI l'épaisseur moyenne de l'épisolum humifère est connue dans chaque sous-ensemble homogène ET l'épaisseur moyenne de l'épisolum humifère dans le site est < 103 cm, ALORS

**Matière organique incorporée en surface** =

$$ \sum_{i=1}^{N} \text{Matière organique incorporée en surface}_{\text{sous-ensemble homogène i}} $$

Où

i ; le nombre de sous-ensemble homogène dans le site compris entre 1 et N ; N étant le nombre total de sous-ensemble homogène dans le site.

L'indicateur **Matière organique incorporée en surface** est calculé à partir des informations relevées dans les sondages pédologiques et les sous-ensembles homogènes auxquelles ils correspondent.

À l'échelle du sous-ensemble homogène :

**Matière organique incorporée en surface** $_{sous-ensemble homogène}$

$$ = \left( \frac{\sum_{i=1}^{P} \text{Matière organique incorporée en surface}_{\text{sondage pédologique i}}}{P} \right) \times \left( \frac{S_{\text{sous-ensemble homogène}}}{S_{\text{site}}} \right) $$

Où

i ; le nombre de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène compris entre 1 et P ; P étant le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

P ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

$S_{\text{sous-ensemble homogène}}$ : la superficie du sous-ensemble homogène en ha.

$S_{\text{site}}$ ; la superficie du site en ha.

À l'échelle du sondage pédologique :

**Matière organique incorporée en surface** $_{sondage pédologique}$

$$ = \text{épaisseur en cm de l'épisolum humifère} \times 0,0097 $$

La valeur de 0,0097 permet d'avoir un indicateur étalonné entre [0 – 1] vu la règle choisie pour étalonner l'indicateur et les observations faites sur les épisolums humifères sur les sites tests de 2015 (voir ci-avant, dans ce même Encadré).

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est l'épaisseur moyenne de l'épisolum humifère dans le site ?

**Sous-fonctions renseignées** : rétention des sédiments, assimilation végétale de l'azote, dénitrification des nitrates, séquestration du carbone.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, l'épaisseur moyenne de l'épisolum humifère croît, ce qui favorise généralement la rétention des sédiments, l'assimilation végétale de l'azote, la dénitrification des nitrates et indique une séquestration du carbone plus importante. Comme limites à cet indicateur, on peut mentionner le fait qu'il ne distingue pas les horizons O et A. Par ailleurs, il ne distingue pas les épisolums humifères d'épaisseur égale mais présentant des taux de matière organique distincts (par ex. épisolum humifère humique avec une couleur noire sur au moins 20 cm selon Baize et Girard (2009). Il ne tient pas non plus compte des types d'humus. Il paraissait en effet trop complexe d'inclure ces aspects dans d'autres indicateurs complémentaires compte tenu des impératifs pour concevoir la méthode. Étant donné que la méthode doit permettre de comparer des sites dans des contextes similaires et que les habitats rentrent en ligne de compte pour décrire ce contexte, il est vraisemblable que les
comparaisons réalisées entre sites portent sur des habitats similaires, avec donc des conditions pédologiques relativement proches limitant le biais introduit par le manque de précision de l'indicateur.

Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_92.png" /></figure>
## Encadré 37 : « Matière organique enfouie »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : l'horizon Ab, soit l'horizon A enfoui dans le sol.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : information à relever sur le terrain dans chaque sondage pédologique. La limite de l'horizon Ab avec l'horizon supérieur et l'horizon sous-jacent est déterminée avec la charte de couleurs Munsell® selon les mêmes recommandations que celles formulées par Baize et Girard (2009) pour l'épisolum humifère : valeurs (« values ») comprises entre 2 et 5 et des chromas comprises entre 0 et 4 pour l'épisolum humifère.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : épaisseur moyenne de l'horizon Ab dans le site.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 3 de la section VI.1.3.3.

**Examen de la gamme de variation et de la distribution des mesures sur le paramètre** :

Lors de la phase de test du prototype 2015, l'épaisseur de l'horizon Ab a été renseignée sur le terrain. Sur les 163 sites tests, seuls 7 sites présentaient un horizon Ab. La gamme de variation et la distribution du paramètre ont été évaluées sur les informations obtenues sur ces 7 sites. Comme critique, on peut évidemment mentionner que l'échantillon est très faible pour étalonner l'indicateur. La figure ci-dessous représente la distribution de l'épaisseur moyenne de l'horizon Ab (c'est-à-dire $\Sigma_{sous-ensemble-homogène}$ (épaisseur moyenne en cm de l'horizon Ab dans le sous-ensemble homogène$^{43}$ x part relative du sous-ensemble homogène dans le site) / ($\Sigma$ parts relatives des sous-ensembles homogènes où les informations sur la matière organique et la texture du sol sont renseignées) en ne tenant compte que des sous-ensembles homogènes sans trait d'hydromorphie histique) pour les 7 sites sur lesquels l'épaisseur de l'horizon Ab a été renseignée. Le premier quartile est de 5,57, la médiane est de 6,6 et le troisième quartile de 22,5. La valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 x étendue interquartile) est de 30 cm.

<figure><img src="image_93.png" /><figcaption>**Figure 52** : Épaisseur moyenne de l'horizon Ab (en cm) dans 7 sites tests de 2015 avec un horizon Ab.</figcaption></figure>

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

La valeur de l'indicateur sera de 0 lorsqu'il n'y a pas d'horizon Ab dans le site. Elle augmentera avec l'épaisseur moyenne de l'horizon Ab. Elle sera de 1 lorsque l'épaisseur moyenne de l'horizon Ab atteindra la valeur extrême supérieure mesurée sur les sites tests de 2015 soit la valeur de 30 cm. L'épaisseur moyenne mesurée est donc multiplié par 1 / 30 = 0,0333 pour obtenir l'indicateur. Dans des cas exceptionnels où l'épaisseur moyenne est $\ge$ 30 cm, le résultat du calcul est corrigé à une valeur 1.

SI l'épaisseur moyenne de l'horizon Ab n'est pas connue dans au moins un sous-ensemble homogène (sondages pédologiques non réalisés dans un sous-ensemble homogène, au moins un sondage pédologique

<footnote>$^{43}$ Les sous-ensembles homogènes sont identifiés sur le terrain. Chaque sous-ensemble homogène dans le site est constitué de conditions géologiques, topographiques, d'habitats EUNIS niveau 3, pédologique, pratiques anthropiques... considérées comme relativement homogènes par l'observateur.</footnote>
stoppé par d'éventuels obstacles avant d'atteindre 120 cm de profondeur), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Matière organique enfouie**.

SI l'épaisseur moyenne de l'horizon Ab est connue dans chaque sous-ensemble homogène ET l'épaisseur moyenne de l'horizon Ab dans le site est $\ge$ 30 cm, ALORS **Matière organique enfouie** = 1.

SI l'épaisseur moyenne de l'horizon Ab est connue dans chaque sous-ensemble homogène ET l'épaisseur moyenne de l'horizon Ab dans le site est < 30 cm, ALORS

$$ \text{Matière organique enfouie} = \sum_{i=1}^{N} \text{Matière organique enfouie}_{\text{sous-ensemble homogène i}} $$

Où

i ; le nombre de sous-ensemble homogène dans le site compris entre 1 et N ; N étant le nombre total de sous-ensemble homogène dans le site.

L'indicateur **Matière organique enfouie** est calculé à partir des informations relevées dans les sondages pédologiques et les sous-ensembles homogènes auxquelles ils correspondent.

À l'échelle du sous-ensemble homogène :

$$ \text{Matière organique enfouie}_{\text{sous-ensemble homogène}} = \left( \frac{\sum_{i=1}^{P} \text{Matière organique enfouie}_{\text{sondage pédologique i}}}{P} \right) \times \left( \frac{S_{\text{sous-ensemble homogène}}}{S_{\text{site}}} \right) $$

Où

i ; le nombre de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène compris entre 1 et P ; P étant le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

P ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

$S_{\text{sous-ensemble homogène}}$ ; la superficie du sous-ensemble homogène en ha.

$S_{\text{site}}$ ; la superficie du site en ha.

À l'échelle du sondage pédologique :

$$ \text{Matière organique enfouie}_{\text{sondage pédologique}} = \text{épaisseur en cm de l'horizon Ab} \times 0,0333 $$

La valeur de 0,0333 permet d'avoir un indicateur étalonné entre [0 – 1] vu la règle choisie pour étalonner l'indicateur et les observations faites sur les horizons Ab lorsqu'ils étaient présents sur les sites tests de 2015 (voir ci-avant, dans ce même Encadré).

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est l'épaisseur moyenne de l'horizon Ab dans le site ?

**Sous-fonctions renseignées** : dénitrification des nitrates, séquestration du carbone.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, l'épaisseur de l'horizon Ab croît et l'épaisseur du sol auquel est incorporée la matière organique en profondeur est plus importante, ce qui favorise la dénitrification des nitrates et la séquestration du carbone.

→ voir page suivante.
Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_94.png" /></figure>
Définition des horizons histiques

Les horizons histiques (H) sont des horizons holo-organiques formés de débris de végétaux en milieux saturés par l'eau pendant de longues périodes (plus de la moitié de l'année). Au-delà de 20 % de matière minérale, l'horizon histique a pu recevoir des apports de matières minérales d'origine allochtone. Les horizons H sont parfois sur des horizons ou des matériaux minéraux (par ex. horizons G) et le substrat sur lequel ils reposent est le plus souvent très profond. Les horizons H flottent parfois sur l'eau (par ex. colonisation d'anciennes fosses de tourbage) (Baize et Girard 2009). Il est également possible que des horizons histiques soient sous des horizons minéraux dans un sondage pédologique (par ex. dépôts d'alluvions ou dépôts d'origine éolienne sur les matériaux organiques). La dénomination d'« horizon histique » est un terme utilisé communément dans la communauté des pédologues, il s'agit également du terme le plus approprié pour dénommer des débris végétaux accumulés en condition anaérobie sur le long terme. Cela correspond plus simplement à ce que les non-pédologues appellent probablement un peu abusivement la « tourbe », mais qui correspond dans son sens propre à la matière extraite des tourbières pour divers besoins anthropiques.

Propriétés associées aux horizons histiques (la « tourbe »)

Différents types d'horizons H peuvent être observés. Ils peuvent même se superposer. Ces horizons H se différencient par leur taux de fibres frottées44 et le degré de décomposition du matériel végétal45 (Baize et Girard 2009) :

○ **Horizons H fibriques (Hf).** Fibres frottées > 40 g/100 g. Les débris végétaux ne sont pas ou très peu décomposés. Il est facile d'identifier les structures végétales. Un échantillon pressé restitue un liquide clair (ou ambré) et limpide. Le résidu n'est pas pâteux ;

o Horizons H mésiques (Hm). Fibres frottées entre 10 et 40 g/100 g. La décomposition du matériel végétal est moyenne à forte mais les structures végétales restent peu identifiables. Le liquide s'écoulant d'un échantillon pressé est trouble voire brun. Le résidu est légèrement pâteux ;

o **Horizons H sapriques (Hs).** Fibres frottées < 10 g/100 g. Il n'est plus possible de discerner les structures végétales car la décomposition du matériel végétal peut être totale. Le matériel est noir et gras. Il tâche les doigts, sa structure est continue et il passe presque entièrement entre les doigts avec l'eau qu'il contient (liquide noir). Si un résidu est présent, il est constitué de quelques débris ligneux non décomposés très peu importants ;

o **Horizons H assainis (Ha) - Horizons H labourés (LH).** De couleur foncée, ils sont formés de matières organiques très décomposées. Une structure grumeleuse qui peut être fragile est la conséquence d'un abaissement du niveau de la nappe, avec mise en culture (horizon LH) ou sans (horizon Ha). Il est rarement possible de déterminer le taux de fibres frottées. Ils présentent une faible porosité et une faible capacité de rétention en eau.

Un histosol est composé de matières organiques et d'eau avec des végétaux morts qui évoluent lentement en conditions d'anaérobiose étant donné l'engorgement quasi-permanent du sol.

<footnote n="44">44 Les débris organiques à structures végétales reconnaissables, retenus sur un tamis de 200 µm après tamisage sous un courant d'eau.</footnote>

<footnote n="45">45 Le degré de décomposition du matériel s'apprécie sur le terrain par la couleur du liquide qui s'écoule quand on presse un échantillon (échelle de von Post). Au laboratoire, on emploie l'« indice pyrophosphate ».</footnote>
Il est composé presque uniquement d'horizons histiques. **Un histosol est formé lorsque le bilan hydrique est positif l'essentiel de l'année et quand une accumulation de matières organiques excédentaires a lieu. La matière organique est donc produite dans des proportions plus importantes que la matière organique qui se décompose.** Les processus d'atterrissement et de paludification (accumulation de matières organiques) sont les deux grands types de processus à l'origine des histosols. L'acrotelme est la partie supérieure de l'histosol (il subit des phases aérobies dû au battement de nappe) et la catotelme est située en profondeur dans une zone saturée en permanence par l'eau. La matière organique est accumulée au contact de ces deux niveaux.

Différentes méthodes existent pour décrire le degré de décomposition de la tourbe. Il existe des méthodes relativement sophistiquées (voir Biester et al. 2014) mais également d'autres méthodes moins précises mais plus facilement applicables sur le terrain. **L'échelle de Von Post (1922 dans Stanek et Silc 1977) est une de ces méthodes et il s'agit également de celle probablement la plus couramment utilisée.** Elle propose notamment de distinguer la tourbe selon son degré de décomposition en 10 niveaux (voir Stanek et Silc 1977) pour une présentation détaillée), distingués selon la couleur de l'eau qui provient du matériau quand il est pressé entre les mains et aussi selon la quantité de matériau qui reste entre les mains une fois le matériau pressé. D'après l'analyse de Stanek et Silc (1977), la méthode Von Post donne des informations pertinentes, tout en étant la plus pratique sur le terrain (peu couteuse, aucune instrumentation lourde requise et rapide). Il est possible de mettre en relation les indices de Von Post avec les horizons sapriques, mésiques et fibriques (Tableau ci-après).
<table><caption>**Tableau 8 :** Description des différents niveaux d'humification de la matière organique d'après l'échelle de Von Post (1922) et correspondance avec les horizons histiques (adapté de Baize et Girard 2009).</caption><thead><tr><th>Degré d'humification de l'échelle de Von Post (1922)</th><th>Décomposition</th><th>Structures végétales avant le test</th><th>Matières amorphes</th><th>Liquide s'écoulant entre les doigts après pression du matériau</th><th>Nature du résidu restant dans la paume de la main</th><th>Types d'horizons histiques (H)</th></tr></thead><tbody><tr><td>H<sub>1</sub></td><td>Nulle</td><td>Parfaitement identifiables</td><td rowspan="2">Nulles</td><td>Limpide</td><td>Végétaux non décomposés</td><td rowspan="6">Horizons fibriques</td></tr><tr><td>H<sub>2</sub></td><td>Insignifiante</td><td>Facilement identifiables</td><td>Eau de couleur jaune à brune</td><td>Végétaux très peu décomposés</td></tr><tr><td>H<sub>3</sub></td><td>Très faible</td><td>Identifiables</td><td rowspan="2">Très rares</td><td>Eau de couleur brune à noire</td><td>Végétaux peu décomposés – masse fibreuse faiblement humide</td></tr><tr><td>H<sub>4</sub></td><td>Faible</td><td>Difficilement identifiables</td><td>Eau turbide</td><td>Le résidu (humide) est de consistance légèrement granuleuse</td></tr><tr><td>H<sub>5</sub></td><td>Moyenne</td><td>Reconnaissables mais non identifiables</td><td>Assez fréquentes</td><td>Eau turbide, avec un peu de matière solide</td><td>Résidu pâteux détrempé, structures végétales encore visibles à l'œil nu</td><td rowspan="2">Horizons mésiques</td></tr><tr><td>H<sub>6</sub></td><td>Moyenne à forte</td><td>Non reconnaissables</td><td>Fréquentes</td><td>Eau boueuse, moins de 1/3 de la matière solide passe entre les doigts</td><td>Résidu granuleux et mou, avec quelques structures végétales visibles</td></tr><tr><td>H<sub>7</sub></td><td>Forte</td><td>Indistinctes</td><td rowspan="4">Très fréquentes</td><td>Eau boueuse, environ la moitié de la matière solide passe entre les doigts</td><td>Résidu détrempé, avec quelques structures végétales visibles</td><td rowspan="4">Horizons sapriques</td></tr><tr><td>H<sub>8</sub></td><td>Très forte</td><td>Très indistinctes</td><td>Boue, 2/3 de la matière solide passe entre les doigts</td><td>Résidu mou et détrempé, avec parfois des résidus ligneux non décomposés</td></tr><tr><td>H<sub>9</sub></td><td>Quasi totale</td><td>Pratiquement non discernables</td><td>Presque tout le mélange homogène eau-matière solide passe entre les doigts</td><td>La structure des végétaux inclus dans le résidu en faible quantité est rarement reconnaissable</td></tr><tr><td>H<sub>10</sub></td><td>Totale</td><td>Non discernables</td><td>Toute la masse homogène passe entre les doigts</td><td>Pas de résidu</td></tr></tbody></table>

La séquestration du carbone est notamment tributaire de l'état d'humification du matériau organique dans les horizons histiques. Dans le cadre de la méthode, les horizons histiques en surface
(sans matériaux minéraux entre les horizons histiques et la surface) et ceux qui sont enfouis (par ex. sous des matériaux minéraux) constituent deux indicateurs distincts (Encadrés ci-après). En effet, dans le premier cas la turbification en surface peut être encore active alors que dans le second cas, la turbification est vraisemblablement stoppée. Chaque indicateur tient compte par ailleurs du degré d'humification du matériau organique. Dans les deux cas, il est considéré dans cette méthode, que plus l'épaisseur de tourbe est importante et plus l'humification de la matière organique est faible, plus les conditions sont favorables à la séquestration du carbone dans le site.
## Encadré 38 : « Tourbe en surface »

L'indicateur est dénommé « tourbe » pour être parlant pour le plus grand nombre, même si les pédologues considèrent pour beaucoup que le terme « tourbe » est réservé au matériau qui a une utilisation commerciale et que le terme d' « horizons histiques » serait plus juste.

**Paramètre à la base de l'indicateur** : types d'horizons histiques à la surface (sans matériaux minéraux entre les horizons histiques et la surface).

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : information à relever sur le terrain sur chaque sondage pédologique.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : épaisseur moyenne des horizons histiques en surface modulée selon leur degré d'humification.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.3 de la section VI.1.3.3.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI l'épaisseur des horizons histiques de surface n'est pas connue dans au moins un sondage pédologique (sondage pédologique non réalisé dans au moins un sous-ensemble homogène<fnref n="46" />, interruption d'au moins un sondage pédologique avant la fin des horizons histiques en surface), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur Tourbe en surface.

SI l'épaisseur des horizons histiques de surface est connue dans tous les sondages pédologiques (sondages pédologiques réalisés dans tous les sous-ensembles homogènes, sondages pédologiques interrompus après la fin des horizons histiques en surface ou à une profondeur de 120 cm), ALORS

$$ \text{Tourbe en surface} = \sum_{i=1}^{N} \text{Tourbe en surface}_{\text{sous-ensemble homogène i}} $$

**Où**

i ; le nombre de sous-ensemble homogène dans le site compris entre 1 et N ; N étant le nombre total de sous-ensemble homogène dans le site.

L'indicateur Tourbe en surface est calculé à partir des informations relevées dans les sondages pédologiques et les sous-ensembles homogènes auxquelles ils correspondent.

**À l'échelle du sous-ensemble homogène** :

$$ \text{Tourbe en surface}_{\text{sous-ensemble homogène}} = \left( \frac{\sum_{i=1}^{P} \text{Tourbe en surface}_{\text{sondage pédologique i}}}{P} \right) \times \left( \frac{S_{\text{sous-ensemble homogène}}}{S_{\text{site}}} \right) $$

**Où**

i ; le nombre de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène compris entre 1 et P ; P étant le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

P ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

$S_{\text{sous-ensemble homogène}}$ ; la superficie du sous-ensemble homogène en ha.

$S_{\text{site}}$ ; la superficie du site en ha.

<footnote n="46">⁴⁶ Les sous-ensembles homogènes sont identifiés sur le terrain. Chaque sous-ensemble homogène dans le site est constitué de conditions géologiques, topographiques, d'habitats EUNIS niveau 3, pédologique, pratiques anthropiques... considérées comme relativement homogènes par l'observateur.</footnote>
À l'échelle du sondage pédologique :

$$
\text{Tourbe en surface}_{\text{sondage pédologique}} = \frac{h_{\text{Horizon fibrique}} \times 1 + h_{\text{Horizon mésique}} \times 0,55 + h_{\text{Horizon saprique}} \times 0,1}{1,2}
$$

Où

$h_{\text{Horizon fibrique}}$ ; l'épaisseur totale des horizons fibriques en m dans le sondage pédologique, soit les degrés d'humification $H_1$ à $H_4$ de l'échelle de Von Post.

$h_{\text{Horizon mésique}}$ ; l'épaisseur totale des horizons mésiques en m dans le sondage pédologique, soit les degrés d'humification $H_5$ à $H_8$ de l'échelle de Von Post.

$h_{\text{Horizon saprique}}$ ; l'épaisseur totale des horizons sapriques en m dans le sondage pédologique, soit les degrés d'humification $H_9$ à $H_{10}$ de l'échelle de Von Post.

Les valeurs de 1, 0,55 et 0,1 indiquent un niveau croissant d'humification de la matière organique dans chaque type d'horizon histique.

La valeur de 1,2 correspond à la profondeur maximale (1,2 m) atteignable avec le type de tarière dont l'usage est recommandé dans le cadre de l'application de cette méthode. Cette valeur permet d'avoir un indicateur dont la valeur n'excède pas 1.

Dans la correspondance faite par Baize et Girard (2009) entre les types d'horizons histiques et les degrés d'humification de l'échelle de Von Post, $H_5$ et $H_8$ sont des degrés d'humification intermédiaires entre les horizons fibriques et mésiques ; et mésiques et fibriques respectivement. Ils ont été affectés à chaque type d'horizon histique de manière arbitraire dans cette méthode.

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est l'épaisseur moyenne des horizons histiques en surface et leur degré d'humification dans le site ?

**Sous-fonction renseignée** : séquestration du carbone.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, l'épaisseur moyenne des horizons histiques croît et le taux de décomposition de la matière organique est amoindri, ce qui favorise la séquestration du carbone.

Comme limite, on peut mentionner notamment que cet indicateur ne tient pas compte du type de matériau végétal (sphaines, roseaux, ligneux...) qui constitue les horizons histiques alors que cela peut affecter l'efficacité de la séquestration du carbone. De plus, dans le cas d'un site où l'épaisseur des horizons histiques est largement supérieure à 1,2 m, l'indicateur peut être relativement insensible à la variation d'épaisseur de tourbe qui peut avoir lieu (par ex. accumulation de tourbe non détectée car l'épaisseur mesurée reste de 1,2 m).

→ voir page suivante.
Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_95.png" /></figure>
## Encadré 39 : « Tourbe enfouie »

L'indicateur est dénommé « tourbe » pour être parlant pour le plus grand nombre, même si les pédologues considèrent pour beaucoup que le terme « tourbe » est réservé au matériau qui a une utilisation commercial et que le terme d' « horizons histiques » serait plus juste.

**Paramètre à la base de l'indicateur** : horizons histiques sous un horizon « minéral » (par ex. avec un horizon « minéral » entre les horizons histiques et la surface).

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : information à relever sur le terrain sur chaque sondage pédologique.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : épaisseur moyenne des horizons histiques enfouis modulée selon leur degré d'humification.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.3 de la section VI.1.3.3.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI l'épaisseur de l'horizon histique enfoui n'est pas connue dans au moins un sondage pédologique (sondage pédologique non réalisé dans au moins un sous-ensemble homogène<fnref n="47" />, interruption d'au moins un sondage pédologique avant 120 cm de profondeur), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur Tourbe enfouie.

SI l'épaisseur de l'horizon histique enfoui est connue dans tous les sondages pédologiques (sondages pédologiques réalisés dans tous les sous-ensembles homogènes, sondages pédologiques interrompus à une profondeur de 120 cm), ALORS

$$ Tourbe enfouie = \sum_{i=1}^{N} Tourbe enfouie_{sous-ensemble homogène i} $$

**Où**

i ; le nombre de sous-ensemble homogène dans le site compris entre 1 et N ; N étant le nombre total de sous-ensemble homogène dans le site.

L'indicateur Tourbe enfouie est calculé à partir des informations relevées dans les sondages pédologiques et les sous-ensembles homogènes auxquelles ils correspondent.

**À l'échelle du sous-ensemble homogène** :

$$ Tourbe enfouie_{sous-ensemble homogène} = \left( \frac{\sum_{i=1}^{P} Tourbe enfouie_{sondage pédologique i}}{P} \right) \times \left( \frac{S_{sous-ensemble homogène}}{S_{site}} \right) $$

**Où**

i ; le nombre de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène compris entre 1 et P ; P étant le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

P ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

$S_{sous-ensemble homogène}$ ; la superficie du sous-ensemble homogène en ha.

$S_{site}$ ; la superficie du site en ha.

**À l'échelle du sondage pédologique** :

$$ Tourbe enfouie_{sondage pédologique} = \frac{h_{Horizon fibrique} \times 1 + h_{Horizon mésique} \times 0,55 + h_{Horizon saprique} \times 0,1}{1,2} $$

**Où**

<footnote n="47">⁴⁷ Les sous-ensembles homogènes sont identifiés sur le terrain. Chaque sous-ensemble homogène dans le site est constitué de conditions géologiques, topographiques, d'habitats EUNIS niveau 3, pédologique, pratiques anthropiques... considérées comme relativement homogènes par l'observateur.</footnote>
$h_{Horizon fibrique}$; l'épaisseur totale des horizons fibriques enfouis sous un horizon non histique en m dans le sondage pédologique, soit les degrés d'humification $H_1$ à $H_4$ de l'échelle de Von Post.

$h_{Horizon mésique}$; l'épaisseur totale des horizons mésiques enfouis sous un horizon non histique en m dans le sondage pédologique, soit les degrés d'humification $H_5$ à $H_8$ de l'échelle de Von Post.

$h_{Horizon saprique}$; l'épaisseur totale des horizons sapriques enfouis sous un horizon non histique en m dans le sondage pédologique, soit les degrés d'humification $H_9$ à $H_{10}$ de l'échelle de Von Post.

Les valeurs de 1,0,55 et 0,1 indiquent un niveau croissant d'humification de la matière organique dans chaque type d'horizon histique.

La valeur de 1,2 correspond à la profondeur maximale (1,2 m) atteignable avec le type de tarière dont l'usage est recommandé dans le cadre de l'application de cette méthode. Cette valeur permet d'avoir un indicateur dont la valeur n'excède pas 1.

Dans la correspondance faite par Baize et Girard (2009) entre les types d'horizons histiques et les degrés d'humification de l'échelle de Von Post, $H_5$ et $H_8$ sont des degrés d'humification intermédiaires entre les horizons fibriques et mésiques ; et mésiques et fibriques respectivement. Ils ont été affectés à chaque type d'horizon histique de manière arbitraire dans cette méthode.

**Question à laquelle répond l'indicateur :** quelle est l'épaisseur moyenne des horizons histiques enfouis et leur degré d'humification dans le site ?

**Sous-fonction renseignée :** séquestration du carbone.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites :** quand la valeur de l'indicateur croît, l'épaisseur moyenne des horizons histiques enfouis croît et le taux de décomposition de la matière organique est amoindri, ce qui favorise la séquestration du carbone.

Comme limite, on peut mentionner notamment que cet indicateur ne tient pas compte du type de matériau végétal (sphaines, roseaux, ligneux...) qui constitue les horizons histiques alors que cela peut affecter l'efficacité de la séquestration du carbone.

### Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_96.png" /></figure>
9. « Texture en surface 1 », « Texture en surface 2 », « Texture en profondeur »

## Définition de la texture d'un sol

Caractériser la texture d'un sol revient à décrire la proportion de particules sableuses (taille > 0,05 mm), limoneuses (taille entre 0,05 et 0,002 mm) et argileuses (taille < 0,002 mm) dans un échantillon de sol (FAO 2011). La délimitation de ces classes peut être sujette à des variations selon les auteurs (voir par exemple d'autres délimitations dans Davidsson et al. 2000, Ramade 2008). La nature des fragments et des minéraux provenant de la décomposition de la roche mère influence la texture (Ramade 2008). Les sols dominés par les argiles sont appelés des sols à texture fine, alors que les autres sols sont plutôt qualifiés de sols à texture grossière. Il est possible de regrouper les sols en différentes classes de texture (FAO 2011), qui sont fréquemment représentées sur un triangle de texture.

## Propriétés d'un sol selon sa texture

La texture influence directement la capacité de rétention en eau, l'aération, la porosité, la conductivité hydraulique, la sensibilité au compactage, la résistance à la pénétration par le système racinaire, la capacité de rétention des nutriments (Capacité d'Échange Cationique (CEC)) ou encore la résistance à l'acidification du sol (FAO 2011). Il s'agit d'un paramètre clef pour comprendre les relations climat, sol et végétation (Fernandez-Illescas et al. 2001).

L'aptitude d'un sol à être détaché et transporté sous l'action des pluies et du ruissellement correspond à sa sensibilité à l'érosion (sans prendre en compte l'érosion éolienne). Des relations complexes existent entre la sensibilité à l'érosion et la désagrégation ou la battance du sol (Le Bissonnais et al. 2005). La texture est avec la teneur en matière organique, le pH, la structure du sol... une des caractéristiques qui influencent de manière significative les pertes de sol (voir Wischmeier et Mannering 1969, Essien 2013). Alors que certains paramètres peuvent changer relativement rapidement dans un sol et faire fluctuer sa sensibilité à l'érosion, la texture change lentement et reste souvent constante (Bryan 2000). Généralement, les sols avec une forte proportion de limon, une faible proportion d'argile et pauvre en matière organique ont la plus forte sensibilité à l'érosion. La sensibilité à l'érosion décroît quand la proportion de limons décroît, que ce soit au profit des sables ou des argiles. Il convient de préciser que la sensibilité à l'érosion d'un sol est si dépendante des changements de texture que les classifications conventionnelles de texture des sols sont le plus souvent trop grossières pour qualifier la capacité d'un sol à résister à l'érosion causée par les pluies et les ruissellements. Par exemple, les particules les plus fines de sable (0,05 à 0,1 mm) semblent davantage avoir les propriétés des limons que des sables plus grossiers face à l'érosion (Wischmeier et Mannering 1969).

Le rôle de la texture du sol dans le cycle de l'azote a été démontré dans des écosystèmes tels que les forêts ou les prairies (voir Pinay et al. 2007). Globalement, les sols à texture grossière ont une moins grande capacité de rétention des eaux et donc une plus forte propension à perdre les nitrates par lessivage comparé aux sols à texture fine (Lamb et al. 2014). Les sols à texture fine sont plus favorables à la dénitrification potentielle puisqu'ils hébergent une activité dénitrifiante plus importante que ceux à texture grossière. L'humidité du sol, sa texture, la disponibilité en carbone et en nitrates sont même signalés comme étant des facteurs clefs de la dénitrification (voir Ullah et Faulkner 2006). Dans leur méta-analyse sur des sols alluviaux en Europe, Pinay et al. (2007)
soulignent que la dénitrification est plus importante dans les sols dont la texture est constituée à plus de 60 % de limons et d'argiles. Cependant, en prenant en compte l'effet de la texture avec ceux de l'humidité du sol, de la température et de la biomasse herbacée, ils ne détectent pas un effet significatif de la texture du sol sur la dénitrification parmi toutes ces variables.

À noter enfin que malgré une texture favorable, la dénitrification tendrait à diminuer très fortement en profondeur. Plusieurs raisons sont invoquées comme par ex. la réduction de la biomasse microbienne en capacité de dénitrifier les nitrates ou encore la réduction du carbone ou des nitrates disponibles (voir par ex. Luo et al. 1998 pour une étude sur les prairies hors zone humide, D'Haene et al. 2003). Ces faibles activités en profondeur peuvent néanmoins éliminer des quantités de NO3-non négligeables (Clément et al. 2002, 2003a,b), en particulier lorsque la circulation de la nappe est fortement ralentie par des textures plus riches en argile. Clément et al. (2002) ont montré le déclin de la dénitrification avec la profondeur (de 0-25 cm à 50-75 cm) dans 3 zones humides (prairie, friche, forêt) en Bretagne, le long d'un gradient d'hydromorphie, et sur 4 saisons. Ces faibles activités en profondeur restaient néanmoins significatives, capables de dénitrifier les nitrates de la nappe, ce qui a été confirmé par des mesures de l'abondance naturelle du ¹⁵N des NO₃⁻ de cette même nappe (Clément et al. 2003a,b). Enfin, la dénitrification autotrophe (« Pyrite autotrophic denitrification » ou PAD) peut devenir dominante dans les aquifères/horizons plus profonds et riches en FeS₂ (Li et al. 2022).

La texture du sol a une influence majeure sur la rétention des sédiments (sensibilité à l'érosion) et la dénitrification des nitrates dans le sol du site. Dans le cadre de cette méthode, la texture du sol est renseignée en tenant compte :

* du fait que son effet sur chaque sous-fonction n'est pas identique. Ainsi, une texture peut être favorable à l'expression d'une sous-fonction mais défavorable à l'autre ;

* du fait qu'il n'est pas toujours possible de décrire la texture du sol sur un sondage pédologique de 120 cm, comme préconisé lors de l'application de la méthode sur le terrain. En effet, les tests sur le prototype de méthode 2015 ont révélé que sur 110 sites où la profondeur minimum des sondages pédologiques était connue, les sondages pédologiques ne pouvaient pas être faits à une profondeur supérieure à 30 cm dans 10 % des cas, notamment en raison de la présence d'une charge importante en cailloux qui limite la possibilité d'aller plus en profondeur.

Différents indicateurs sont donc renseignés par sous-fonction lorsque les différentes relations entre le paramètre est une sous-fonction le justifie. Trois indicateurs sont proposés en rapport avec la texture du sol (Encadrés ci-après). Ils portent selon les sous-fonctions considérées sur la couche superficielle du sol (entre 0 et 30 cm de profondeur, soit la profondeur à laquelle il est possible dans 90 % des cas de réaliser un sondage pédologique d'après les tests du prototype 2015 sur 110 sites) ou sur la couche plus profonde de sol (entre 30 et 120 cm, pas toujours accessible dans son ensemble, du fait de la charge en cailloux qui peut être présente).
## Encadré 40 : « Texture en surface 1 »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : la texture du sol dans les 30 premiers cm en surface de chaque sondage pédologique.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : informations à relever sur le terrain.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : épaisseur des classes de texture du sol dans les 30 premiers cm en surface de chaque sondage pédologique modulée selon la sensibilité à l'érosion.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.3 de la section VI.1.3.3.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI au moins un sondage pédologique contient au moins un horizon histique dans les 30 premiers cm, OU au moins un sondage pédologique n'a pu atteindre les 30 premiers cm (profondeur totale d'un sondage pédologique < 30 cm), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Texture en surface 1**.

SI aucun horizon histique n'est observé sur les 30 premiers cm ET tous les sondages pédologiques ont pu être atteindre les 30 premiers cm (profondeur totale des sondages pédologiques ≥ 30 cm), ALORS

$$ \text{Texture en surface 1} = \sum_{i=1}^{N} \text{Texture en surface 1}_{\text{sous-ensemble homogène i}} $$

**Où**

i ; le nombre de sous-ensemble homogène dans le site compris entre 1 et N ; N étant le nombre total de sous-ensemble homogène dans le site.

L'indicateur **Texture en surface 1** est calculé à partir des informations relevées dans les sondages pédologiques et les sous-ensembles homogènes auxquelles ils correspondent.

**À l'échelle du sous-ensemble homogène** :

Texture en surface 1 sous-ensemble homogène

$$ = \left( \frac{\sum_{i=1}^{P} \text{Texture en surface 1}_{\text{sondage pédologique i}}}{P} \right) \times \left( \frac{S_{\text{sous-ensemble homogène}}}{S_{\text{site}}} \right) $$

**Où**

i ; le nombre de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène compris entre 1 et P ; P étant le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

P ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

$S_{\text{sous-ensemble homogène}}$ ; la superficie du sous-ensemble homogène en ha.

$S_{\text{site}}$ ; la superficie du site en ha.
À l'échelle du sondage pédologique :

$$ 
\begin{aligned}
& \text{Texture en surface } 1_{\text{sondage pédologique}} \\
& = \frac{h_{\text{Horizon sableux}} \times 1 + h_{\text{Horizon argileux}} \times 1 + h_{\text{Horizon argilo-limoneux}} \times 0,7 + h_{\text{Horizon sablo-limoneux}} \times 0,7 \\
& \qquad + h_{\text{Horizon limono-argileux}} \times 0,4 + h_{\text{Horizon limono-sableux}} \times 0,4 + h_{\text{Horizon limoneux}} \times 0,1}{0,3}
\end{aligned}
$$

Où

$h_{\text{Horizon sableux}}$; l'épaisseur totale des horizons sableux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon argileux}}$; l'épaisseur totale des horizons argileux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon argilo-limoneux}}$; l'épaisseur totale des horizons argilo-limoneux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon sablo-limoneux}}$; l'épaisseur totale des horizons sablo-limoneux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon limono-argileux}}$; l'épaisseur totale des horizons limono-argileux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon limono-sableux}}$; l'épaisseur totale des horizons limono-sableux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon limoneux}}$; l'épaisseur totale des horizons limoneux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

Les valeurs indiquent un niveau croissant de sensibilité à l'érosion selon la texture du sol.

La valeur de 0,3 correspond à l'épaisseur de sol prise en compte pour calculer l'indicateur (0,3 m). Cette valeur permet d'avoir un indicateur dont la valeur n'excède pas 1.

**Question à laquelle répond l'indicateur** : la texture du sol dans les 30 premiers cm est-elle favorable à la rétention des sédiments ?

**Sous-fonction renseignée** : rétention des sédiments.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, la texture du sol dans les 30 premiers cm est de plus en plus sableuse ou argileuse, la sensibilité à l'érosion est moindre. Les conditions sont alors plus favorables à la rétention des sédiments.

Comme limite, on peut mentionner que cet indicateur ne tient pas compte de l'éventuelle charge en cailloux dans le sol et que les classes de texture prises en compte restent peu précises.

→ voir page suivante.
Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_97.png" /></figure>
## Encadré 41 : « Texture en surface 2 »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : la texture du sol dans les 30 premiers cm en surface de chaque sondage pédologique.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : informations à relever sur le terrain.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : épaisseur des classes de texture du sol dans les 30 premiers cm en surface de chaque sondage pédologique modulée selon les effets sur la dénitrification des nitrates.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.3 de la section VI.1.3.3.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI au moins un sondage pédologique contient au moins un horizon histique dans les 30 premiers cm, OU au moins un sondage pédologique n'a pu atteindre les 30 premiers cm (profondeur totale d'un sondage pédologique < 30 cm), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Texture en surface 2**.

SI aucun horizon histique n'est observé sur les 30 premiers cm ET tous les sondages pédologiques ont pu être réalisés en totalité sur les 30 premiers cm en surface (profondeur totale des sondages pédologiques ≥ 30 cm), ALORS

$$ \text{Texture en surface 2} = \sum_{i=1}^{N} \text{Texture en surface 2}_{\text{sous-ensemble homogène i}} $$

**Où**

i ; le nombre de sous-ensemble homogène dans le site compris entre 1 et N ; N étant le nombre total de sous-ensemble homogène dans le site.

L'indicateur **Texture en surface 2** est calculé à partir des informations relevées dans les sondages pédologiques et les sous-ensembles homogènes auxquelles ils correspondent.

**À l'échelle du sous-ensemble homogène** :

Texture en surface 2$_{sous-ensemble homogène}$

$$ = \left( \frac{\sum_{i=1}^{P} \text{Texture en surface 2}_{\text{sondage pédologique i}}}{P} \right) \times \left( \frac{S_{\text{sous-ensemble homogène}}}{S_{\text{site}}} \right) $$

**Où**

i ; le nombre de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène compris entre 1 et P ; P étant le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

P ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

$S_{\text{sous-ensemble homogène}}$ ; la superficie du sous-ensemble homogène en ha.

$S_{\text{site}}$ ; la superficie du site en ha.
À l'échelle du sondage pédologique :

Texture en surface 2, sondage pédologique

$$
\begin{align*}
& h_{\text{Horizon argileux}} \times 1 + h_{\text{Horizon argilo-limoneux}} \times 0,85 + h_{\text{Horizon limono-argileux}} \times 0,7 + \\
& h_{\text{Horizon limoneux}} \times 0,55 + h_{\text{Horizon limono-sableux}} \times 0,4 + h_{\text{Horizon sablo-limoneux}} \times 0,25 \\
& \qquad + h_{\text{Horizon sableux}} \times 0,1 \\
&= \frac{0,3}{0,3}
\end{align*}
$$

Où

$h_{\text{Horizon argileux}}$ ; l'épaisseur totale des horizons argileux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon argilo-limoneux}}$ ; l'épaisseur totale des horizons argilo-limoneux en m dans les 30 premiers cm du
sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon limono-argileux}}$ ; l'épaisseur totale des horizons limono-argileux en m dans les 30 premiers cm du
sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon limoneux}}$ ; l'épaisseur totale des horizons limoneux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon limono-sableux}}$ ; l'épaisseur totale des horizons limono-sableux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon sablo-limoneux}}$ ; l'épaisseur totale des horizons sablo-limoneux en m dans les 30 premiers cm du
sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon sableux}}$ ; l'épaisseur totale des horizons sableux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

Les valeurs indiquent un niveau décroissant de prédisposition du sol à dénitrifier les nitrates selon sa texture.

La valeur de 0,3 correspond à l'épaisseur de sol prise en compte pour calculer l'indicateur (0,3 m). Cette valeur
permet d'avoir un indicateur dont la valeur n'excède pas 1.

**Question à laquelle répond l'indicateur** : la texture du sol dans les 30 premiers cm est elle-favorable à la dénitrification des nitrates ?

**Sous-fonction renseignée** : dénitrification des nitrates.

Interprétation de l'indicateur et principales limites : quand la valeur de l'indicateur croît, la texture du sol dans les 30 premiers cm en surface du sol est de plus en plus fine, les conditions sont plus favorables à la dénitrification des nitrates.

Comme limite, on peut mentionner que cet indicateur ne tient pas compte de l'éventuelle charge en cailloux
dans le sol et que les classes de texture prises en compte restent peu précises.

-> voir page suivante.
Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_98.png" /></figure>
## Encadré 42 : « Texture en profondeur »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : la texture du sol entre 30 cm et 120 cm sur chaque sondage pédologique.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : informations à relever sur le terrain.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : épaisseur des classes de texture du sol entre 30 cm et 120 cm sur chaque sondage pédologique modulée selon les effets sur la dénitrification.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.3 de la section VI.1.3.3.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI au moins un sondage pédologique contient au moins un horizon histique entre 30 cm et 120 cm de profondeur, OU au moins un sondage pédologique n'a pu atteindre la profondeur de 120 cm (profondeur totale d'un sondage pédologique < 120 cm), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Texture en profondeur**.

SI aucun horizon histique n'est observé entre 30 cm et 120 cm de profondeur ET tous les sondages pédologiques ont pu être réalisés jusqu'à une profondeur de 120 cm, ALORS

$$ \text{Texture en profondeur} = \sum_{i=1}^{N} \text{Texture en profondeur}_{\text{sous-ensemble homogène i}} $$

Où

i ; le nombre de sous-ensemble homogène dans le site compris entre 1 et N ; N étant le nombre total de sous-ensemble homogène dans le site.

L'indicateur **Texture en profondeur** est calculé à partir des informations relevées dans les sondages pédologiques et les sous-ensembles homogènes auxquelles ils correspondent.

**À l'échelle du sous-ensemble homogène** :

Texture en profondeur sous-ensemble homogène

$$ = \left( \frac{\sum_{i=1}^{P} \text{Texture en profondeur}_{\text{sondage pédologique i}}}{P} \right) \times \left( \frac{S_{\text{sous-ensemble homogène}}}{S_{\text{site}}} \right) $$

Où

i ; le nombre de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène compris entre 1 et P ; P étant le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

P ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

$S_{\text{sous-ensemble homogène}}$ ; la superficie du sous-ensemble homogène en ha.

$S_{\text{site}}$ ; la superficie du site en ha.
À l'échelle du sondage pédologique :

Texture en profondeur sondage pédologique

$$ 
\begin{aligned}
& h_{\text{Horizon argileux}} \times 1 + h_{\text{Horizon argilo-limoneux}} \times 0,85 + h_{\text{Horizon limono-argileux}} \times 0,7 + \\
& h_{\text{Horizon limoneux}} \times 0,55 + h_{\text{Horizon limono-sableux}} \times 0,4 + h_{\text{Horizon sablo-limoneux}} \times 0,25 \\
& \qquad + h_{\text{Horizon sableux}} \times 0,1
\end{aligned}
= \frac{0,9}{0,9}
$$

Où

$h_{\text{Horizon argileux}}$; l'épaisseur totale des horizons argileux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon argilo-limoneux}}$; l'épaisseur totale des horizons argilo-limoneux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon limono-argileux}}$; l'épaisseur totale des horizons limono-argileux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon limoneux}}$; l'épaisseur totale des horizons limoneux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon limono-sableux}}$; l'épaisseur totale des horizons limono-sableux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon sablo-limoneux}}$; l'épaisseur totale des horizons sablo-limoneux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon sableux}}$; l'épaisseur totale des horizons sableux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

Les valeurs indiquent un niveau décroissant de prédisposition du sol à dénitrifier les nitrates selon sa texture.

La valeur de 0,9 correspond à l'épaisseur de sol prise en compte pour calculer l'indicateur (entre 0,3 et 1,2 m). Cette valeur permet d'avoir un indicateur dont la valeur n'excède pas 1.

**Question à laquelle répond l'indicateur** : la texture du sol entre 30 cm et 120 cm de profondeur est elle-favorable à la dénitrification des nitrates ?

**Sous-fonction renseignée** : dénitrification des nitrates.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, la texture du sol en profondeur est de plus en plus fine, les conditions sont plus favorables à la dénitrification des nitrates.

Comme limite, on peut mentionner que cet indicateur ne tient pas compte de l'éventuelle charge en cailloux dans le sol et que les classes de texture prises en compte restent peu précises. Par ailleurs, la dénitrification tend à diminuer avec la profondeur du sol (voir par ex. Luo *et al.* 1998).

→ voir page suivante.
Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_99.png" /></figure>
10. « Conductivité hydraulique en surface » et « Conductivité hydraulique en profondeur »

Définition de la conductivité hydraulique à saturation

La conductivité hydraulique correspond à une mesure utilisée pour évaluer la capacité d'un milieu poreux à transmettre un fluide sous l'effet d'un gradient de pression 1. Elle correspond à une mesure du taux de déplacement de l'eau à travers le sol (Boelter et al. 1968). Cette capacité dépend de la saturation et des propriétés du milieu poreux (granulométrie, répartition des pores, ...) et des propriétés du fluide qu'il laisse passer (viscosité, densité...). La conductivité hydraulique et la perméabilité intrinsèque sont des fonctions strictement croissantes avec le taux de saturation du milieu poreux. Lorsque la teneur en eau augmente, le nombre de pores en eau augmente, un plus grand nombre de pores participent alors à l'écoulement et la conductivité augmente. Lorsque le milieu est saturé, la conductivité hydraulique est maximale. On parle alors de conductivité hydraulique à saturation. La conductivité hydraulique a des effets importants sur les écoulements dans les sols aussi bien organiques (horizons histiques) (Boelter et al. 1968) que non organiques. Elle varie beaucoup selon le type de sol, la texture ou le degré d'humification dans les sols organiques (voir Davidsson et al. 2000).

Propriétés associées à la conductivité hydraulique à saturation

La conductivité hydraulique a une influence cruciale sur le transport de l'eau, des nutriments et leur rétention (voir Davidsson et al. 2000). Les analyses hydrologiques sur les sols impliquent souvent l'évaluation de l'infiltration, de la conductivité, de la rétention... Tout comme la quantité de matière organique ou la structure du sol, la texture est une caractéristique majeure qui influence ces propriétés hydrologiques (Saxton et Rawls 2006). **En effet, bien que les horizons et la taille des structures influencent les paramètres hydrauliques du sol, il semble que la texture ait la plus forte influence sur la porosité, la conductivité hydraulique à saturation, la distribution de la taille des pores ou encore le potentiel matriciel du sol à saturation (Cosby et al. 1984 dans Fernandez-Illescas et al. 2001). Les sols avec une texture grossière ont généralement une conductivité hydraulique plus forte que les sols avec une texture fine.** Bien que la texture soit généralement un déterminant majeur de la conductivité hydraulique, chaque sol a d'autres propriétés intrinsèques qui peuvent expliquer des écarts à cette propriété générale (Rawls et al. 1982). L'aptitude des sols à conserver l'eau varie donc et il s'agit là d'une des caractéristiques qui est à l'origine même de leur différenciation. Les sols de zones humides constitués principalement de sables sont très filtrants et de très bon conducteurs pour les flux d'eau (écoulements rapides) ; les sols à texture plus fine comme les sols argileux sont moins conducteurs (écoulements lents) alors que les sols limoneux ont des propriétés intermédiaires (Stengel et Gelin 1998).

Les histosols sont souvent composés d'une superposition d'horizons histiques, où les proportions de matière organique et d'eau dans le sol peuvent fortement varier. La conductivité hydraulique des histosols peut être affectée par le type d'horizons histiques (Laplace-Dolonde 1994). Plus ces sols contiennent de fibres, plus la conductivité hydraulique est importante (voir Davidsson et al. 2000). À l'inverse, lorsque les matériaux contenus dans la tourbe sont fortement décomposés, les écoulements sont plus lents (Boelter et al. 1968).
Des propositions sont faites dans la littérature pour ordonner les sols selon leur texture ou le degré de décomposition du matériau qui constitue les horizons histiques ; et leur influence sur la conductivité hydraulique à saturation. Les sols à la texture sableuse, sont ceux avec la conductivité hydraulique la plus forte, suivis par ceux avec une texture plus limoneuse et enfin les sols avec la texture la plus argileuse seraient ceux avec la conductivité hydraulique à saturation la plus faible. La conductivité hydraulique à saturation des sols composés de tourbe serait à un niveau intermédiaire entre les sols sableux et limoneux, avec une variation selon le degré de décomposition du matériau organique (Tableaux ci-après).

<table><caption>**Tableau 9 :** Ordres de grandeur de la conductivité hydraulique à saturation dans les sols (remis en forme de Musy et Soutter 1991).</caption><thead><tr><th>Conductivité à saturation en m/s</th><th>10<sup>-1</sup></th><th>10<sup>-2</sup></th><th>10<sup>-3</sup></th><th>10<sup>-4</sup></th><th>10<sup>-5</sup></th><th>10<sup>-6</sup></th><th>10<sup>-7</sup></th><th>10<sup>-8</sup></th><th>10<sup>-9</sup></th><th>10<sup>-10</sup></th><th>10<sup>-11</sup></th></tr></thead><tbody><tr><td></td><td colspan="2">Soit environ :</td><td></td><td>100 m/j</td><td>10 m/j</td><td>1 m/j</td><td>0,1 m/j</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><th>Perméabilité</th><td colspan="2">Perméable</td><td colspan="2">Semi-perméable</td><td colspan="4">Imperméable</td></tr><tr><th>Types de sols</th><td colspan="2">Graviers sans sable ni élément fin</td><td>Sables avec graviers et sables grossiers à sables fins</td><td colspan="2">Sables très fins, limons grossiers à limons argileux</td><td colspan="3">Argiles limoneuses à argiles homogènes</td></tr><tr><td colspan="10" style="text-align: center;">Tourbes</td></tr></tbody></table>

<table><caption>**Tableau 10 :** Conductivité hydraulique à saturation mesurée dans différents types d'horizon (issu de Hoffmann et al. 1993, Davidsson et al. 2000).</caption><thead><tr><th>Matériau</th><th>Conductivité hydraulique à saturation (cm/s)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Tourbe peu humifiée</td><td>1.10<sup>-2</sup></td></tr><tr><td>Tourbe modérément humifiée</td><td>5.10<sup>-3</sup></td></tr><tr><td>Tourbe très humifiée</td><td>1.10<sup>-3</sup></td></tr><tr><td>Tourbe compacte</td><td>5.10<sup>-5</sup></td></tr><tr><td>Sables grossiers</td><td>1.10<sup>-1</sup></td></tr><tr><td>Sables de taille intermédiaire</td><td>1.10<sup>-2</sup></td></tr><tr><td>Sables fins</td><td>1.10<sup>-3</sup></td></tr><tr><td>Sable avec gyttja</td><td>1.10<sup>-4</sup></td></tr><tr><td>Limon</td><td>1.10<sup>-7</sup> – 1.10<sup>-4</sup></td></tr><tr><td>Gyttja</td><td>1.10<sup>-9</sup></td></tr><tr><td>Argile</td><td>1.10<sup>-9</sup> – 1.10<sup>-7</sup></td></tr></tbody></table>

Le type de matériau (texture et types d'horizons histiques) qui constitue le sol du site influence fortement la transmission des écoulements dans le sol et a donc des effets importants sur la recharge des nappes. Le type de matériau qui constitue le sol du site est un paramètre pris en compte pour proposer des indicateurs (Encadrés ci-après). Il est considéré qu'en général, plus la texture est grossière plus la recharge des nappes par l'infiltration des écoulements superficiels est accrue. Lorsque le matériau qui constitue le sol est organique, l'ampleur de l'effet sur la conductivité hydraulique est considérée comme étant en général intermédiaire entre les sables et les limons. Il ne paraît pas possible au vu des valeurs de conductivité hydraulique trouvées dans la littérature de prendre en compte l'effet de la décomposition du matériau organique pour ordonner son effet par rapport à la texture.
Dans le cadre de cette méthode, le type de matériau constitutif du sol sera renseigné en tenant compte du fait qu'il n'est pas toujours possible de décrire le type de matériau sur un sondage pédologique de 120 cm, comme préconisé lors de l'application de la méthode sur le terrain. En effet, les tests sur le prototype de méthode 2015 ont révélé que sur 110 sites où la profondeur minimum des sondages pédologiques était connue, les sondages pédologiques ne pouvaient pas être faits à une profondeur supérieure à 30 cm dans 10 % des cas, principalement en raison de la présence d'une charge importante en cailloux qui limite la possibilité de réaliser un sondage pédologique plus profond.

Deux indicateurs sont donc renseignés. Ils portent sur la couche superficielle du sol (0-30 cm, sur laquelle il est possible dans 90 % des cas de réaliser un sondage pédologique d'après les tests du prototype 2015 sur 110 sites) ou la couche la plus profonde de sol (30-120 cm, pas toujours accessible dans son ensemble, du fait de la charge en cailloux qui peut être présente).
Encadré 43 : « Conductivité hydraulique en surface »

Paramètre à la base de l'indicateur : le type de matériau constitutif du sol (horizons histiques ou texture) dans les 30 premiers cm en surface de chaque sondage pédologique.

Sources d'informations pour mesurer le paramètre : informations à relever sur le terrain.

Où est mesuré le paramètre ? Dans le site.

Indicateur : épaisseur du type de matériau (texture du sol ou horizons histiques) dans les 30 premiers cm en surface de chaque sondage pédologique.

Étalonnage de l'indicateur : cas 2.3 de la section VI.1.3.3.

Valeur octroyée à l'indicateur :

SI au moins un sondage pédologique n'a pu atteindre 30 cm de profondeur (profondeur totale du sondage pédologique < 30 cm), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Conductivité hydraulique en surface**.

SI la totalité des sondages pédologiques ont atteint la profondeur de 30 cm (profondeur des sondages pédologiques ≥ 30 cm), ALORS

Conductivité hydraulique en surface =

$$
\sum_{i=1}^{N} \text{Conductivité hydraulique en surface}_{\text{sous-ensemble homogène } i}
$$

Où

i ; le nombre de sous-ensemble homogène dans le site compris entre 1 et N ; N étant le nombre total de sous-
ensemble homogène dans le site.

L'indicateur **Conductivité hydraulique en surface** est calculé à partir des informations relevées dans les
sondages pédologiques et les sous-ensembles homogènes auxquelles ils correspondent.

À l'échelle du sous-ensemble homogène :

Conductivité hydraulique en surface<sub>sous-ensemble homogène</sub>

$$
= \left( \frac{\sum_{i=1}^{P} \text{Conductivité hydraulique en surface}_{\text{sondage pédologique } i}}{P} \right) \times \left( \frac{S_{\text{sous-ensemble homogène}}}{S_{\text{site}}} \right)
$$

Où

i ; le nombre de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène compris entre 1 et P ; P étant le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

P ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

$S_{\text{sous-ensemble homogène}}$; la superficie du sous-ensemble homogène en ha.

$S_{\text{site}}$ ; la superficie du site en ha.
À l'échelle du sondage pédologique :

Conductivité hydraulique en surface, sondage pédologique

$$
\begin{align*}
& h_{\text{Horizon sableux}} \times 1 + h_{\text{Horizon sablo-limoneux}} \times 1 + h_{\text{Horizon histiques}} \times 0,7 + \\
& h_{\text{Horizon limono-argileux}} \times 0,4 + h_{\text{Horizon limoneux}} \times 0,4 + h_{\text{Horizon limono-sableux}} \times 0,4 + \\
& \qquad h_{\text{Horizon argileux}} \times 0,1 + h_{\text{Horizon argilo-limoneux}} \times 0,1 \\
& = \frac{0,3}{0,3}
\end{align*}
$$

Où

$h_{\text{Horizon sableux}}$; l'épaisseur totale des horizons sableux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon sablo-limoneux}}$; l'épaisseur totale des horizons sablo-limoneux en m dans les 30 premiers cm du
sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon histiques}}$ ; l'épaisseur totale des horizons histique en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon limono-argileux}}$ ; l'épaisseur totale des horizons limono-argileux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon limoneux}}$ ; l'épaisseur totale des horizons limoneux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon limono-sableux}}$; l'épaisseur totale des horizons limono-sableux en m dans les 30 premiers cm du
sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon argilo-limoneux}}$; l'épaisseur totale des horizons argilo-limoneux en m dans les 30 premiers cm du
sondage pédologique.

$h_{\text{Horizon argileux}}$; l'épaisseur totale des horizons argileux en m dans les 30 premiers cm du sondage pédologique.

Les valeurs indiquent conductivité hydraulique décroissante selon le type de matériau qui constitue le sol (texture ou horizons histiques) (valeurs ordonnées vu les règles d'étalonnage choisies et d'après les valeurs proposées par Musy et Soutter 1991).

La valeur de 0,3 correspond à l'épaisseur de sol prise en compte pour calculer l'indicateur (0,3 m). Cette valeur
permet d'avoir un indicateur dont la valeur n'excède pas 1.

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est la conductivité hydraulique dans les 30 premiers cm du sol du site ?

**Sous-fonction renseignée :** recharge des nappes.

Interprétation de l'indicateur et principales limites : quand la valeur de l'indicateur croît, le matériau dans les 30 premiers cm en surface du sol est plus grossier, la conductivité hydraulique est plus importante et les conditions sont plus favorables à la recharge des nappes.

Comme limite à cet indicateur, on peut mentionner le fait qu’il ne tienne pas compte d’éventuelles
interactions avec d’autres paramètres qui peuvent affecter la conductivité hydraulique (par ex. charge en
cailloux dans le sol) et le fait qu’il ne tienne pas compte du degré de décomposition du matériau organique
dans les horizons histiques ; alors que cela affecte la conductivité hydraulique à saturation dans le sol.

-> voir page suivante.
Représentation simplifiée de l'indicateur et influence sur la sous-fonction :

<figure><img src="image_100.png" /></figure>
## Encadré 44 : « Conductivité hydraulique en profondeur »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : le type de matériau constitutif du sol (horizons histiques ou texture) entre 30 et 120 cm sur chaque sondage pédologique.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : informations à relever sur le terrain.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans le site.

**Indicateur** : épaisseur du type de matériau (texture du sol ou horizons histiques) entre 30 cm et 120 cm sur chaque sondage pédologique.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.3 de la section VI.1.3.3.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI au moins un sondage pédologique n'a pas atteint la profondeur de 120 cm (profondeur total du sondage pédologique < 120 cm), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Conductivité hydraulique en profondeur**.

SI l'ensemble des sondages pédologiques ont atteint la profondeur de 120 cm (profondeur des sondages pédologiques de 120 cm), ALORS

**Conductivité hydraulique en profondeur** =

$$ \sum_{i=1}^{N} \text{Conductivité hydraulique en profondeur}_{\text{sous-ensemble homogène i}} $$

**Où**

i ; le nombre de sous-ensemble homogène dans le site compris entre 1 et N ; N étant le nombre total de sous-ensemble homogène dans le site.

L'indicateur **Conductivité hydraulique en profondeur** est calculé à partir des informations relevées dans les sondages pédologiques et les sous-ensembles homogènes auxquelles ils correspondent.

**À l'échelle du sous-ensemble homogène** :

**Conductivité hydraulique en profondeur**$_{sous-ensemble homogène}$

$$ = \left( \frac{\sum_{i=1}^{P} \text{Conductivité hydraulique en profondeur}_{\text{sondage pédologique i}}}{P} \right) \times \left( \frac{S_{\text{sous-ensemble homogène}}}{S_{\text{site}}} \right) $$

**Où**

i ; le nombre de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène compris entre 1 et P ; P étant le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

P ; le nombre total de sondages pédologiques dans le sous-ensemble homogène.

$S_{\text{sous-ensemble homogène}}$ ; la superficie du sous-ensemble homogène en ha.

$S_{\text{site}}$ ; la superficie du site en ha.