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# PULSE: Paysage, Particules, Pesticides. Rapport final

Mathieu Fressard, Nadia Carluer, Jessica Pic

► To cite this version:

Mathieu Fressard, Nadia Carluer, Jessica Pic. PULSE: Paysage, Particules, Pesticides. Rapport final. ZABR, Lyon. 2023. hal-04724481

HAL Id: hal-04724481

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Submitted on 7 Oct 2024

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# Titre de l'action :
PULSE : Paysage, Particules, Pesticides

## Rapport final

### Action n° 74 du Programme 2020 au titre de l'accord cadre Agence de l'Eau ZABR

Mathieu Fressard. CNRS. UMR 5600 EVS

Nadia Carluer. UR RiverLy INRAE

Jessica Pic. Université Lyon 3. UMR 5600 EVS

5 décembre 2023
Ont contribué à la réalisation de ce projet :

**UR RiverLy :**

- Bonnefoy Adrien
- Courapied Fanny
- Lauvernet Claire
- Margoum Christelle
- Masson Matthieu
- Gouy Véronique
- Guillemain Céline
- Marie Romain
- Rabotin Michaël
- Richard Loïc
- Ruggieri Léa
- Thollet Fabien

**UMR EVS :**

- Cossart Etienne
- Perret Franck
- Michel Kristell
- Lejot Jerôme
- Moreau Lucas
# Sommaire

Introduction ..................................................................................................................................................2

I. Contexte physio-géographique de la zone d'étude ............................................................4

I.1. Limites spatiales et unités paysagères ........................................................................4

I.2. Contexte géomorphologique....................................................................................................5

I.3. Caractéristiques générales du vignoble........................................................................6

I.4. Érosion des sols et pratiques de gestion en Beaujolais ....................................................8

I.5. Un usage important des pesticides en viticulture, dans un milieu vulnérable aux transferts..................................................................................................................................................10

I.6. Evolution de l'occupation des sols et enjeux de transformation des paysages ruraux.11

I.7. Conclusion - démarche adoptée pour le projet Pulse..........................................................12

II. Suivi in situ et analyse des transferts de sédiments et de pesticides .........................14

II.1. Présentation des bassins versants instrumentés ............................................................14

II.2. Rythmes et bilans des transferts sédimentaires aux trois échelles d'analyse ............15

II.3. Transfert de produits phytosanitaires en phase particulaire ........................................49

II.4. Conclusion de la partie II ....................................................................................................61

III. Modélisation spatiale des transferts sédimentaires à différentes échelles ..............62

III.1. Modélisation spatiale des transferts sédimentaires à l'échelle du bassin versant..62

III.2. GRAPHE : approche à l'échelle du sous bassin-versant pour expliquer les interactions ruissellement / infrastructures de drainage ....................................................................92

III.3. Modélisation de l'influence des infrastructures agroécologiques sur le transfert particulaire et de pesticides : GeoMelba..................................................................................107

III.4. Conclusion de la partie III ....................................................................................................123

IV. Scénarios d'évolution et impacts sur les vitesses d'érosion et les transferts sédimentaires ..................................................................................................................................................125

IV.1. Scénarios à l'échelle du bassin versant avec le modèle INVEST-SDR ....................125

IV.2. Modélisation de scénarios d'aménagement et d'évolution de pratiques à l'échelle locale : GeoMelba..................................................................................................................................................133

IV.3. Conclusions de la partie IV....................................................................................................139

Conclusion générale ..................................................................................................................................140

Bibliographie ............................................................................................................................................143

V. Annexes ..................................................................................................................................................148
# Introduction

Les têtes de bassin versants agricoles contribuent de manière significative à la production et au transfert de particules vers les cours d'eau, ainsi qu'au transfert des contaminants qui y sont associés (Alexander et al., 2007; Bracken et al., 2015). Les enjeux liés aux transferts sédimentaires sont ainsi très divers et peuvent s'observer à différentes échelles spatiales : depuis le ruissellement érosif élémentaire sur les parcelles agricoles, jusqu'aux transferts vers les grandes masses d'eau à l'aval des bassins versants. Dans ce contexte, l'organisation spatiale des paysages agricoles (réseau de haies, bandes enherbées, fossés etc.) a été identifiée comme un facteur déterminant dans la dynamique amont/aval du transfert sédimentaire (Reulier, 2015). Elle est par ailleurs déjà connue comme influençant significativement les transferts de contaminants en phase soluble (Gouy et al, 2008; Leenhardt et al, 2022). Cette structure paysagère peut être utilisée comme un levier d'action potentiel pour maitriser les transferts de sédiments et de polluants vers l'aval, en augmentant la rugosité de l'espace pour influer sur la connectivité hydrosédimentaire et favoriser la dissipation des contaminants transférés hors de la parcelle (Catalogne et al, 2017; Fressard et Cossart, 2019).

D'une manière générale, les terroirs viticoles représentent un contexte particulièrement sensible pour la qualité de l'eau (Lal, 1998). Le Beaujolais constitue à ce titre un exemple caractéristique puisque les sols sableux développés sur granite et les pentes fortes favorisent l'érosion et les aménagements anthropiques développés pour gérer les flux produits favorisent pour partie les transferts rapides des particules érodées et des contaminants associés vers le réseau hydrographique. De surcroît, les pratiques agricoles dans cette zone privilégient encore beaucoup le recours au désherbage chimique, l'enherbement inter-rang y est peu répandu, notamment dans la partie nord de la zone, correspondant à la zone de production des crus du Beaujolais, et les zones tampons (bandes enherbées, haies etc.) sont peu courantes.

La déprise agricole en cours dans le Beaujolais depuis les années 2000, couplée à la pression foncière liée à la périurbanisation, amène les pouvoirs publics à s'interroger sur les conséquences paysagères et environnementales de ces changements. En effet, la réduction envisagée des surfaces viticoles au profit d'un maillage cultural plus complexe, les conséquences potentielles du changement climatique et l'évolution de la demande des consommateurs vers une agriculture de proximité, conduisent à discuter de l'encadrement ce ces changements pour la préservation de la cohérence territoriale (Pic, 2019). Ainsi, le projet « plan de paysage beaujolais » (piloté par le syndicat mixte du Beaujolais, en 2019) a cherché à explorer certains scénarios d'évolution, à l'horizon de quelques dizaines d'années, pour trois zones du territoire beaujolais.

La qualité de l'eau et ses impacts sur les écosystèmes aquatiques sont un sujet de préoccupation majeur pour les gestionnaires de la ressource en eau sur le territoire beaujolais (SMRB, 2018). La volonté de progresser dans la compréhension de la chaîne causale usages - pressions – exposition – impacts pour être en mesure d'identifier les freins et leviers à l'amélioration de la qualité de l'eau a par ailleurs conduit INRAE, dès les années 1990, à étudier le déterminisme des transferts de produits phytosanitaires et des impacts associés sur les bassins versants de la Morcille puis de l'Ardières, labellisé en 2008 Site Atelier de la Zone Atelier Bassin du Rhône (Gouy et al, 2021). Pour autant, ces recherches ont jusqu'à présent essentiellement porté sur les transferts en phase soluble, premièrement car l'hypothèse était que l'essentiel des transferts se faisaient en phase dissoute (Gouy, 2012), deuxièmement car l'analyse du transfert de pesticides en phase particulaire posait des difficultés méthodologiques non résolues, notamment aux niveaux de l'échantillonnage et de
l'analyse. Pourtant, tant le contexte érosif dans le Beaujolais que l'évolution du profil des substances actives homologuées, allant vers une mobilité moindre dans l'environnement (favorisant une demie vie limitée et une bonne capacité d'adsorption sur la matrice du sol) incitent à réévaluer cette hypothèse.

Dans ce contexte, le projet PULSE avait pour objectifs de progresser dans la compréhension de la dynamique des transferts hydrosédimentaires et des contaminants associés dans le Beaujolais de Coteaux, et d'évaluer l'influence de scénarios contrastés d'évolution du paysage du beaujolais, tant du point de vue de l'occupation du sol que de la gestion de l'enherbement ou des infrastructures paysagères. La démarche était mixte, alliant expérimentation pour acquérir de premiers ordres de grandeur sur les taux d'érosion spécifique dans les vignobles du Beaujolais et sur la part du transfert particulaire de pesticides dans ce contexte agropédoclimatique, et modélisation pour rendre compte du rôle de la structure paysagère dans le transfert de sédiments et de polluants dans le bassin versant. Les travaux ont porté sur trois échelles emboîtées, allant de la parcelle viticole au bassin versant de l'Ardières avec un point intermédiaire au niveau de la Morcille, afin de donner des clés de compréhension de la cascade sédimentaire dans le nord Beaujolais, et d'appréhender l'effet du changement d'échelle dans les transferts particulaires de pesticides.

L'objectif général du projet était de cerner les impacts potentiels des évolutions de la structure paysagère sur le transfert de sédiments et de polluants dans le bassin versant, afin de fournir aux gestionnaires des éléments pour tirer profit de la restructuration attendue des paysages pour proposer des scénarios favorables à la lutte contre l'érosion et le transfert de pesticides vers les cours d'eau.

Ce projet a été financé par l'accord cadre AERMC/ZABR de 2020 à 2023. Il a été complété par le financement de la thèse de doctorat de Jessica Pic par l'Université Lyon III (Pic, 2023). Ainsi, ce rapport reprend directement, dans la partie I et les sections II.2 et III.2, certaines figures et éléments textuels issus de ce manuscrit.
# I. Contexte physio-géographique de la zone d'étude

L'objectif de cette partie est de présenter les spécificités locales du Beaujolais afin de mettre en évidence l'intérêt de cette région viticole pour l'étude de l'érosion, des transferts des sédiments et de pesticides dans les bassins versants. Nous aborderons dans un premier temps les aspects liés aux unités paysagères, aux caractéristiques géomorphologiques et au contexte viticole de la région. Dans un second temps, seront développés des éléments de contexte directement liés à ce projet de recherche : formes d'érosion hydrique observables et infrastructures de gestion du ruissellement, usages des pesticides et transformations paysagères en cours.

## I.1. Limites spatiales et unités paysagères

Située dans la partie inférieure du bassin versant de la Saône, au nord du département du Rhône, la région viticole du Beaujolais s'étend sur une cinquantaine de kilomètres, du nord de l'agglomération lyonnaise au sud de Mâcon (Figure 1). Les vignobles sont plus précisément situés le long des coteaux orientaux du Massif central et sont limités plus à l'est par la plaine alluviale de la Saône. En ce qui concerne le climat, les précipitations annuelles sont d'environ 850 mm et sont régulièrement réparties tout au long de l'année. La région reçoit environ 1900 heures de rayonnement solaire par an, et les températures chaudes dépassant 30°C sont assez typiques pendant l'été.

<figure><img src="image_2.png" /><figcaption>Figure 1 : Caractéristiques spatiales du Beaujolais (adapté de Cossart et al., 2020, in Pic, 2023)</figcaption></figure>
À l'échelle régionale, le paysage du Beaujolais peut être subdivisé en trois composantes principales (Figure 1) :

(1) La partie occidentale du Beaujolais (appelée "Beaujolais vert") correspond aux altitudes les plus élevées (les sommets peuvent atteindre 800 à 900 m.asl) et se caractérise par un paysage mixte qui alterne les zones forestières (exploitation forestière) et les prairies (pâturage extensif). Seules quelques villes et fermes isolées se trouvent dans cette sous-région, où la densité de population est faible (de 10 à 100 habitants/km²). Définie comme une zone rurale profonde, cette sous-région est considérée comme affectée par une tendance générale au déclin économique et agricole.

(2) À l'est, les altitudes diminuent vers la plaine alluviale de la Saône (environ 170 m.asl). En dessous de 450 à 500 m d'altitude, la viticulture est une activité dominante, surtout sur les coteaux.

(3) Des prairies de pâturage, des cultures céréalières et des exploitations maraîchères ont été observées dans le fond des vallées et dans la plaine alluviale de la Saône. Cette zone englobe les deux principales villes du Beaujolais : Villefranche-sur-Saône (37 000 habitants) et Belleville-en-Beaujolais (8 000 habitants). Ces deux villes offrent des emplois liés aux activités administratives et commerciales, ainsi que des services de transport qui permettent un accès facile à Lyon et à Mâcon. Par conséquent, les processus d'étalement urbain de Villefranche-sur-Saône et de Belleville-en-Beaujolais peuvent être observés qualitativement, mais ces processus n'ont été que rarement documentés.

## I.2. Contexte géomorphologique

Contrefort du Massif Central, le Beaujolais se caractérise par un ensemble de moyennes montagnes. Les crêtes du massif culminent entre 700 et 1000 m d'altitude et s'organisent parallèlement selon une orientation N-E au S-O. Deux lignes de crêtes principales séparées par la vallée de l'Azergues structurent le paysage. Il existe une dissymétrie entre le versant occidental qui se caractérise par des pentes douces et le versant oriental qui présente un fort dénivelé (Figure 2). Le relief du Beaujolais s'abaisse d'ouest en est et vient border la cuvette bressane (Savoye, 1899) par un escalier en bloc de failles.

Le territoire présente une grande diversité géologique. Généralement, le sous-sol est constitué par le socle hercynien (aire primaire) de l'extrême est du Massif Central. Il est donc composé de roches acides, de schistes volcaniques ou sédimentaires souvent métamorphisés. Ce socle a été recouvert par des dépôts argilo-calcaires et des sédiments au cours de l'Ère Secondaire et de l'Ère Tertiaire. De nombreuses failles et points de chevauchement ont été identifiés dans le secteur, notamment dans la partie sud où la couverture sédimentaire affleure.

Les sols du territoire sont globalement peu profonds, à dominante sableuse, et pauvres d'un point de vue agronomique. L'ensemble des informations sur les sols sont issues de la carte des sols du référentiel régional pédologique et notamment des études de Party (1996 ; 2001). La partie du territoire où le socle cristallin affleure se caractérise principalement par des alocrisols. Ces sols sablo-limoneux se sont développés à partir de gneiss, de granite et de tuf et localement de schiste et de diorite. Ils se situent jusqu'à une altitude de 700 m, sont acides et moyennement épais. Les sommets et versants supérieurs à 700 m se caractérisent par des brunisols, c'est-à-dire des sableux limoneux issus de tufs. Les calcosols sont majoritaires dans les secteurs où la couverture sédimentaire affleure.
Il s'agit de sols peu profonds à limons argilo-sableux issus de calcaires durs. Ces secteurs se caractérisent plus marginalement par des luvisols à sables limoneux à limons sableux hydromorphes. Il s'agit de sols moyennement profonds à profonds généralement situés dans la plaine alluviale.

<figure><img src="image_3.png" /><figcaption>Figure 2 : Croquis géomorphologique général du Beaujolais (Pic, 2023)</figcaption></figure>

## I.3. Caractéristiques générales du vignoble

Le vignoble du Beaujolais s'étendait sur 14 200 hectares en 2019. Il se caractérise par sa production de vins rouges (95 % de la production) à partir du cépage gamay noir à jus blanc (Inter-Beaujolais, 2020). Malgré une production mono-cépage, le territoire est découpé en 12 appellations (Figure 3), qui émanent de la diversité géologique du secteur (Sceau, 1996).

Le gamay est adapté aux terres siliceuses de la partie nord du vignoble (Sceau, 1996). Les vins qui y sont produits sont reconnus pour leur diversité et leur qualité. Ils sont regroupés en 10 appellations qui constituent les « crus du Beaujolais ». Ces appellations s'étendent sur de petites superficies, conditionnées par la diversité des terroirs<fnref n="1" />.

<footnote n="1">¹ Le terroir correspond au « cadre géographique dans lequel s'inscrit un système vitivinocole se transformant au gré des interactions d'une multitude de facteurs ». (Leturcq, 2020)</footnote>
Par exemple, le cru Côte de Brouilly (310 ha en 2019) (Inter-Beaujolais, 2020) ne peut être produit que sur les pentes du Mont Brouilly, entre 300 et 450 m d'altitude, sur des sols issus de la dégradation de la diorite formée par l'activité volcanique au primaire (INAO, 2022). Le cru Régnié (350 ha en 2019) (Inter-Beaujolais, 2020) se situe, quant à lui, sur les communes de Régnié-Durette et de Lantigné (dans une moindre mesure), entre 250 et 500m en altitude sur des sols issus de la désagrégation du granite tels que des sables et des cailloutis granitiques (INAO, 2021).

Les deux autres appellations que compte le territoire sont les appellations Beaujolais (3990 ha en 2019) et Beaujolais-village (3500 ha en 2019) (Inter-Beaujolais, 2020). Elles se situent dans le sud du territoire, principalement sur des terres argilo-calcaires (Figure 3).

<figure><img src="image_4.png" /><figcaption>Figure 3 : Extension spatiale des différentes appellations du Beaujolais viticole (Pic, 2023)</figcaption></figure>
# I.4. Érosion des sols et pratiques de gestion en Beaujolais

## I.4.1. Peu d'études disponibles sur l'érosion des sols

Il n'y a pas eu jusqu'ici de quantification des dynamiques de production et de transfert sédimentaire dans le Beaujolais mais ce vignoble est reconnu comme susceptible à l'érosion des sols du fait de sa propension aux orages et des pratiques culturales locales. Les formes d'érosion observées sur le territoire sont multiples : du dépôt de sédiments au niveau de différents éléments du paysage, à la dégradation d'infrastructures, en passant par des rigoles, voire des ravines de tailles variables (Figure 4).

Plusieurs travaux soulignent une augmentation du risque érosif en Beaujolais entre la Première Guerre mondiale et les années 1970 (Hénin et al., 1952 ; Gril & Canler, 1985 ; Carsoulle, 1995 ; Sceau, 1996). Elle s'explique par :

- L'augmentation des surfaces viticoles ;

- Le passage de la plantation en foule à la plantation en ligne ;

- La réduction des zones tampons au sein des bassins versants (prairies et forêts) ;

- Le développement de la mécanisation et les changements dans la manière d'aménager les parcelles pour les rendre plus faciles à exploiter : suppression des haies, talus, murets, voir destruction des anciens réseaux de drainage ;

- La progression des surfaces artificialisées : urbanisation, évolution des réseaux routiers.

<figure><img src="image_5.png" /><figcaption>Figure 4 : Marques de l'érosion du sol en Beaujolais. A – Dépôt sédimentaire dans un chemin. B – Dépôt sédimentaire dans un fossé. C – Dépôt sédimentaire dans le ruisseau de la Morcille. D – Gouttière de canalisation se terminant sur une route où l'on observe un dépôt de sédiments. E – Érosion de berge d'une gouttière de canalisation. F – Effondrement du sol suite à une rupture de canalisation enterrée. G – Rigoles entre les rangs de vigne. H – Rigole en bord de parcelle. I – Érosion et rigole de bas de parcelle (Pic, 2023)</figcaption></figure>
I.4.2. Stratégies de gestion de l'érosion hydrique sur les versants du Beaujolais

Au même titre que d'autres vignobles (Levavasseur, 2012 ; Garcia et al., 2018 ; Cossart et al., 2020a), les viticulteurs du Beaujolais ont mis en place un grand nombre d'infrastructures pour gérer la ressource en sol. Il s'agit d'infrastructures de drainage diverses et de collecteurs de sédiments (Figure 5, Figure 6). À ces infrastructures s'ajoutent les axes routiers qui, bien qu'ils n'aient pas été conçus dans cette perspective, viennent drainer de manière fortuite les versants.

<figure><img src="image_6.png" /></figure>

Figure 5 : Exemples d'implication de fossés dans les transferts sédimentaires. A – Transferts hydrosédimentaires dans un fossé. B – Transferts de ruissellement de surface d'une route à un fossé. C – Transferts de ruissellement d'un bourrelet de terre à un fossé inter-parcellaire. D – Dépôt sédimentaire dans un fossé. E – Transferts de ruissellement d'un bourrelet de terre à un fossé de bord de route. (Pic, 2023)
<figure><img src="image_7.png" /><figcaption>Figure 6 : Exemples de pièges à sédiments (Villié-Morgon, Beaujolais). A – Mare ayant été curée. B - Bac décanteur ayant été curé. (Pic, 2023)</figcaption></figure>

L'ensemble de ces infrastructures sont organisées en réseau. Ainsi, elles sont à l'origine d'une déformation spatiale sensible des transferts hydrosédimentaires, qui reste toutefois à mesurer. Bien que très présentes dans le vignoble du Beaujolais, ces infrastructures restent des éléments subtils du paysage. De fait, elles n'ont, en l'état, pas fait l'objet de travaux de recherche ni d'inventaire de la part des pouvoirs publics.

## I.5. Un usage important des pesticides en viticulture, dans un milieu vulnérable aux transferts

La viticulture est une culture peu couvrante et sensible aux maladies cryptogamiques et aux ravageurs, ce qui se traduit par un recours fréquent aux produits phytosanitaires (fongicides, herbicides et dans une moindre mesure, insecticides) et un IFT (Indice de Fréquence de Traitement) de la vigne significativement supérieur à celui des grandes cultures, mise à part la culture de pommes de terre (Tableau 1 et 2).

<table><caption>Tableau 1 : IFT Moyen des principales grandes cultures en France. Source SSP - Agreste - Enquête Pratiques culturales en grandes cultures 2017</caption><thead><tr><td>Espèce</td><td>IFT Total avec traitement des semences</td><td>Part de surface traitée</td></tr></thead><tbody><tr><td>Blé tendre</td><td>5.1</td><td>98</td></tr><tr><td>Blé dur</td><td>4.2</td><td>97</td></tr><tr><td>Orge</td><td>4.4</td><td>98</td></tr><tr><td>Triticale</td><td>2.6</td><td>83</td></tr><tr><td>Colza</td><td>6.4</td><td>100</td></tr><tr><td>Tournesol</td><td>2.7</td><td>94</td></tr><tr><td>Pois protéagineux</td><td>4.6</td><td>97</td></tr><tr><td>Maïs fourrage</td><td>2.4</td><td>98</td></tr><tr><td>Maïs grain</td><td>2.8</td><td>98</td></tr><tr><td>Betterave sucrière</td><td>5.5</td><td>100</td></tr><tr><td>Pomme de terre</td><td>16.5</td><td>100</td></tr><tr><td>Féverole</td><td>3.2</td><td>79</td></tr><tr><td>Soja</td><td>1.8</td><td>82</td></tr><tr><td>Lin fibre</td><td>5.1</td><td>100</td></tr><tr><td>Lin oléagineux</td><td>3.8</td><td>84</td></tr></tbody></table>
<table><caption>Tableau 2 : Indicateur de fréquence de traitements en 2019, par type de traitement, pour l'ensemble des parcelles ou seulement pour celle conduites en mode biologique. IFT total en 2016. Source : SSP- Agreste – Enquête sur les pratiques culturales en viticulture en 2019</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th rowspan="2">Surfaces en ha</th><th rowspan="2">Part de surfaces en bio</th><th colspan="6">IFT Moyen pour l'ensemble des parcelles</th><th colspan="4">IFT Moyen pour les parcelles conduites en mode biologique</th></tr><tr><th>Herbicides</th><th>Fongicides Bactéricides</th><th>Insecticides Acaricides</th><th>Biocontrôle</th><th>Total 2019</th><th>Total 2016</th><th>Fongicides Bactéricides</th><th>Insecticides Acaricides</th><th>Biocontrôle</th><th>Total</th></tr></thead><tbody><tr><td>Vigne</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Beaujolais</td><td>16 315</td><td>8.4</td><td>1.4</td><td>10.9</td><td>0.5</td><td>2.3</td><td>12.8</td><td>18.7</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td><td>nd</td></tr><tr><td>Total France</td><td>730 409</td><td>14.2</td><td>0.5</td><td>10.1</td><td>1.8</td><td>2.1</td><td>12.4</td><td>15.3</td><td>6.5</td><td>1.4</td><td>4.1</td><td>8.1</td></tr></tbody></table>

Dans ce contexte général d'usage intensif de produits phytosanitaires en viticulture, le nord du Beaujolais est particulièrement vulnérable aux transferts, car présente des sols peu profonds et des pentes fortes, propices aux écoulements rapides, soumis à des pluies printanières et estivales pouvant être de forte intensité (Toutan, 2001). Ces facteurs ont conduit à une contamination marquée des cours d'eau (DREAL RA, 2010 ; Gouy et Nivon, 2007 ; SMRB 2018) qui a contribué d'une part à l'adoption d'un contrat de rivières pour les rivières du Beaujolais dès 2006, et d'autre part à la mise en place de suivis intensifs et d'expérimentations, sur le bassin versant de la Morcille dès les années 2000, puis sur le bassin versant de l'Ardières dans les années 2010 (Gouy et al, 2021). Les suivis de la contamination des eaux de surface en pesticides ont essentiellement porté sur la phase dissoute (Rabiet et al, 2010, Gouy et al, 2021), l'évaluation de la contribution de la phase particulaire à la contamination ayant essentiellement porté sur les éléments traces métalliques (Rabiet et al, 2015). Ces travaux, réalisés sur le bassin de la Morcille, ont montré une contribution majeure de la fraction particulaire aux transferts de métalloïdes lors des événements pluvieux. Compte tenu des similarités dans la mobilisation et les modes de transfert, cette observation laisse supposer que la contribution de la phase particulaire aux transferts totaux de pesticides peut également être significative lors des événements pluvieux, au moins pour les substances les plus fortement adsorbées.

L'interdiction du diuron en 2008 a conduit à une modification en profondeur des pratiques de désherbage, avec d'une part l'adoption de substances de substitution, comme la flumioxazine, le glufosinate, l'aminotriazole ou le glyphosate, et d'autre part le choix par certains viticulteurs d'enherber leurs parcelles, au moins pour certains interrangs, ce qui limite partiellement le recours aux herbicides racinaires. La diminution de l'usage des fongicides est plus délicate, compte tenu des incidences importantes qu'un traitement manqué peut occasionner sur la culture. On constate ainsi sur le Tableau 2 que le Beaujolais, qui ressortait comme une région viticole très intensive vis-à-vis de l'usage des pesticides dans l'enquête Agreste 2016 se rapproche de la moyenne nationale pour la viticulture dans l'enquête de 2019, avec toutefois une part de l'agriculture biologique qui reste en deçà de la moyenne. Cette observation générale est à moduler localement, l'enherbement et la restructuration de la vigne étant beaucoup plus marqués dans le sud que dans le nord du Beaujolais, qui nous intéresse ici.

## I.6. Evolution de l'occupation des sols et enjeux de transformation des paysages ruraux

Depuis son introduction en Beaujolais durant la période romaine (Catin, 1996), les superficies en vigne ont été variables. Pour la période récente, la décennie 2000 a marqué le début d'une période de récession du vignoble du fait d'un contexte économique difficile (Malpel, 2015). Cette crise trouve son origine dans une baisse de la consommation de vin, la crise mondiale du marché du vin, la concurrence étrangère et l'image négative du Beaujolais nouveau (Auray, 2011). De cette crise découlent diverses
mutations paysagères en Beaujolais : la diversification agricole du territoire, enfrichement et urbanisation du territoire (Pic, 2019 ; Syndicat Mixte du Beaujolais, 2019 ; Cossart et al., 2020). Le processus de périurbanisation s'explique par la proximité de la ville de Lyon et touche l'ensemble du territoire. Les dynamiques d'abandon du vignoble pour créer des réserves foncières, se matérialisent en termes d'occupation du sol par des secteurs de prairie et de friche. Cette dynamique d'abandon du vignoble est plus marquée dans la partie sud du territoire que dans sa partie nord où la renommée des crus est un facteur de maintien (Pic, 2019 ; Cossart et al., 2020).

En parallèle on observe une évolution des pratiques viticoles visible dans l'enherbement croissant des parcelles (e.g. Institut français de la vigne et du vin & SICAREX Beaujolais, 2017) et des programmes de plantations de haies (e.g. Mairie de Belleville-en-Beaujolais, 2016). Ces transformations des paysages et des pratiques sont plus généralisées dans le Beaujolais-des-Pierres-Dorées que dans le Beaujolais des crus, moins atteint par la crise économique (Barthélémy et al., 2020). Malgré une progression de la part de l'agriculture biologique sur le territoire, celle-ci est moindre que la moyenne nationale (+3 % contre +6 %) et le vignoble Beaujolais reste une région largement tributaire de l'utilisation de produits phytosanitaires.

Malgré des évolutions pouvant être favorables au maintien du vignoble, les viticulteurs du Beaujolais sont **vieillissants**. En 2015, les viticulteurs âgés de plus de 50 ans représentaient 54 % du total des viticulteurs (Agreste Rhône-Alpes, 2015). Le vignoble souffre en outre d'une **faiblesse d'organisation collective** du fait d'un manque de coopération entre les acteurs (Malpel, 2015), permettant difficilement de dépasser les difficultés et de développer de nouvelles orientations pour le territoire. Les perspectives de reprise difficile des exploitations posent la question des dynamiques paysagères à venir, d'autant plus dans un contexte de dérèglement climatique.

## I.7. Conclusion : démarche adoptée pour le projet Pulse

Le Beaujolais s'inscrit dans un contexte viticole de pente où les pratiques culturales propres à la vigne et le contexte géomorphologique plaident en faveur d'une sensibilité importante à l'érosion des sols, au ruissellement et aux transferts sédimentaires dans les cours d'eau. Au sein du vignoble, on note une importante densité et diversité d'infrastructures de gestion de ces flux sédimentaires. De même, l'emploi conséquent de pesticides par ce type d'agriculture pose la question de leur transfert vers les masses d'eau et in fine de la qualité de l'eau.

Pourtant, aucune étude ne s'est jusqu'alors intéressée à la quantification de ces flux sédimentaires et à la caractérisation de leur dynamique spatio-temporelle, autant sur le plan de la quantité que de la qualité, notamment vis à vis des pesticides. Par ailleurs, les évolutions envisagées des paysages ruraux du Beaujolais en lien avec les dynamiques démographiques, de périurbanisation et d'évolution des pratiques culturales peuvent constituer des leviers de gestion importants par la restructuration de ces espaces. Ainsi, il convient d'en anticiper les conséquences par des études prospectives.

Dans ce contexte, le projet Pulse avait pour objectifs de progresser dans la compréhension et la quantification des transferts hydrosédimentaires sur un bassin versant du nord Beaujolais, d'évaluer la contribution du transfert particulaire aux exportations de pesticides, et de développer une modélisation permettant de rendre compte de ces processus. Nous cherchons *in fine* à explorer des scénarios prospectifs d'évolution d'occupation du sol, de pratiques agricoles - notamment en terme de gestion des adventices et de l'enherbement des parcelles en vigne-, et d'aménagement d'infrastructures paysagères. Il s'agit alors d'éclairer les gestionnaires sur les leviers mobilisables pour
préserver au mieux la qualité de l'eau dans le contexte du changement global à l'œuvre dans le Beaujolais.

Les travaux ont porté sur le bassin versant de l'Ardières, représentatif du Beaujolais de coteaux. Un suivi multiscalaire, portant sur trois échelles emboîtées, a permis d'étudier les flux hydrosédimentaires en continu aux échelle de la parcelle viticole, du petit bassin versant de la Morcille (3.9 km² au point de suivi) et du bassin versant de l'Ardières (143 km²). L'analyse physico-chimique et granulométrique d'échantillons prélevés par pièges à particules aux 3 échelles a permis de caractériser les particules mobilisées et de conforter les hypothèses de fonctionnement induites par l'analyse des flux de MES. Des analyses des teneurs en pesticides sur certains de ces échantillons ont permis une première évaluation de la part du transfert en phase particulaire aux exportations des pesticides appliqués sur les bassins étudiés. Cette phase expérimentale est abordée dans la partie 2 du présent rapport. Des modèles complémentaires ont été adaptés au contexte et déployés sur les bassins étudiés : la modélisation mise en œuvre à l'échelle du bassin versant de l'Ardières permet d'évaluer la contribution des sous bassins qui le constituent, ainsi que des différentes occupations du sol aux transferts sédimentaires. Les modélisations mises en œuvre sur le bassin de la Morcille prennent explicitement en compte l'influence de la structure paysagère, et permettent ainsi de compléter cette première modélisation. Ces modèles et leur application sur les bassins versants étudiés sont exposés dans la partie 3 de ce rapport. Enfin, ces modèles sont mobilisés pour explorer l'incidence de scénarios d'évolution dans le Beaujolais dans la partie 4. Le plan Paysage Beaujolais n'ayant pas produit de résultats facilement traduisibles en scénarios prospectifs pour la modélisation, le choix a été fait pour cette étape de s'appuyer sur des scénarios développés dans le cadre du projet Ecophyto Spirit (Solutions collectives Partagées pour limiter l'impact des Résidus phytopharmaceutiques sur les milieux aquatiques à l'échelle du Territoire) porté par INRAE-RiverLy et qui se déroulait en parallèle du projet Pulse, sur le même territoire.
II. Suivi in situ et analyse des transferts de sédiments et de pesticides

Cette partie présente les méthodes mobilisées et les résultats issus du suivi in situ des transferts de sédiments et de pesticides déployé dans le cadre de ce projet. Ces investigations ont pour objectif d'apporter des éléments de réponse à deux questions fondamentales: (1) quelles vitesses d'érosion affectent les sols viticoles du beaujolais et quels sont les taux et rythmes de transfert dans les cours d'eau ? (2) Quelle est la nature et quels sont les quantités de pesticides transportés en phase particulaire dans ce contexte viticole ? Cette partie fera le bilan des deux années hydrologiques durant lesquelles le suivi et les analyses ont été effectués : 2020-2021 et 2020-2022. Elle s'organise en 3 sections distinctes selon une progression thématique. En premier lieu, seront présentés les bassins versants instrumentés. La seconde partie traite des rythmes et bilans des transferts sédimentaires de la parcelle au cours d'eau. La troisième partie traite du transfert particulaire de pesticides.

II.1. Présentation des bassins versants instrumentés

Le suivi s'organise selon trois échelles spatiales emboîtées afin d'investiguer le système en cascade : depuis une parcelle viticole jusqu'au suivi intégré du bassin versant. Trois stations de mesure constituent le dispositif : Saint-Joseph, les Versauds et Pizay. Il est complété par une station pluviométrique : Calvaire (Figure 7).

<figure><img src="image_8.png" /><figcaption>Figure 7 : Localisation des trois sites instrumentés</figcaption></figure>
La station de Saint-Joseph est une parcelle expérimentale située en amont du bassin versant de la Morcille. Il s'agit d'une parcelle en vigne étudiée par INRAE depuis 2004. La parcelle présente une superficie de 0,28 ha et une pente moyenne de 15,5 %. La vigne est taillée en gobelet sur l'intégralité de la parcelle. Les ceps sont organisés en rangs dans le sens de la pente. Un rang sur cinq est dépourvu de vigne et enherbé selon le schéma appliqué à la suite de la crise du Beaujolais. La parcelle comprend quatre bourrelets de terre de contrepente (aussi appelés rases localement) connectés à une gouttière de canalisation en béton située au centre de la parcelle. Ces équipements sont emblématiques de la structure spatiale des vignes du Beaujolais.

La station des Versauds permet d'investiguer la dynamique hydrosédimentaire dans la tête du bassin versant de la Morcille. Le site de suivi est globalement situé au milieu du bassin versant, au niveau d'un pont. La station draine une superficie de 3.9 km² et est équipée d'un seuil en V depuis 2008. La station de Pizay a pour objectif l'étude de la dynamique fluviale à échelle plus large. Elle est située sur l'Ardières, au niveau d'un pont après la confluence avec la Morcille. Elle draine une superficie de 143 km².

Ces trois stations font partie du site Ardières-Morcille, labellisé ZABR. Une mesure des hauteurs d'eau est réalisée à la station des Versauds depuis 2002 et à la station de Pizay depuis 2011. Le débit varie entre 0,02 m³/s et 2 m³/s à la station des Versauds et entre 0,1 m³/s et 30 m³/s à la station de Pizay (Gouy et al., 2021).

## II.2. Rythmes et bilans des transferts sédimentaires aux trois échelles d'analyse

### II.2.1. Méthodes pour la mesure des flux hydrosédimentaires

#### II.2.1.1. Équipements pour la métrologie de terrain

* Stations en rivière

Le suivi turbidimétrique des stations de Pizay et Versauds a été mis en place à partir de février 2020 (Figure 8). La hauteur d'eau est mesurée à la station de Pizay par un capteur radar CS475 (Campbell Sci.) installé depuis 2011. Il présente une gamme de mesure de 19,8 m et une incertitude de 5,1 mm. A la station de Versauds, la hauteur d'eau est mesurée par une sonde pression CS420-L (Campbell Sci.), présentant une gamme de mesure de 3,5 m et une incertitude de 2,8 mm. La mesure de la hauteur d'eau par capteur est complétée par une échelle limnimétrique afin de vérifier la cohérence des observations. La turbidité est mesurée au deux stations par une sonde multi-paramètres Aquatroll 600. Des préleveurs automatiques Teledyne Isco ont été installés conjointement aux capteurs de turbidité afin de déterminer la corrélation entre la turbidité et la concentration en matières en suspension. L'ensemble des dispositifs (enregistrement des données et asservissement des prélèvements) est contrôlé par une centrale d'acquisition CR800 (Campbell Sci.). Les données sont enregistrées à un pas de temps de 10 minutes représentant la moyenne de 10 mesures (1 par minute) réalisées dans la période. Une visite de terrain pour collecte des données, prélèvements, remplacement des batteries et entretien est réalisée tous les 15 jours. Les prélèvements d'échantillons pour le calage de la relation turbidité/concentration en MES ont été asservis à la turbidité selon des seuils variables afin de disposer d'échantillons représentatifs de l'ensemble des gammes de turbidité observée (Camenen et Meulin, 2021).
<figure><img src="image_9.png" /><figcaption>Figure 8 : Illustration des capteurs en place sur le terrain (A) sonde pression et turbidimètre en rivière, (B) enregistreur et (C) préleveur automatique (Pic, 2023)</figcaption></figure>

## Parcelle expérimentale

L'équipement de la parcelle de St-Joseph, initialement prévu pour le suivi des transferts de pesticides dans les bandes enherbées (voir par ex. Lacas, 2003) a été modifié dans le cadre de ce projet pour mesurer les transferts sédimentaires et les pesticides en phase particulaire (Figure 9). Le premier dispositif de mesure des transferts de sédiments consiste en un collecteur par décantation. Il a été spécifiquement développé et calibré pour correspondre au flux provenant de la parcelle en amont. Il consiste en un bac polyéthylène de 470 litres scindé en trois compartiments permettant la décantation des sédiments grossiers tout en laissant s'écouler les flux hydrologiques. La sortie de ce bac décanteur est reliée à une canalisation de PVC de 160 mm de diamètre qui permet de connecter ce collecteur à un canal jaugeur Venturi placé en aval. La longueur de raccordement est de 5 mètres, permettant la mise en place d'un écoulement laminaire et ainsi une mesure précise du débit dans le canal Venturi. Une sonde de pression est installée dans le canal Venturi afin de mesurer la hauteur d'eau. Un turbidimètre Aquatroll 600 est installé à la sortie de canal Venturi afin de mesurer la turbidité résiduelle et ainsi compléter les mesures du bac décanteur. Enfin, un préleveur automatique Teledyne Isco est installé à l'aval du système pour collecter les échantillons. Les données de hauteur d'eau et de turbidité sont enregistrées à un pas de temps de 30 secondes lors des épisodes de ruissellement. Le déclenchement est asservi au débit : dès qu'un débit non nul est détecté, la centrale enregistre les flux. Cette modalité d'enregistrement est adaptée au comportement hydrologique de la parcelle, caractérisé par des phases courtes et brutales d'activation (ruissellement Hortonien) suivie de longues périodes sans activité. Des prélèvements asservis à la turbidité ont été réalisés dans un maximum de gammes de mesure afin d'optimiser la corrélation turbidité / concentration en MES. Le bac décanteur
est curé régulièrement (période de retour 15 jours). Les sédiments sont pesés sur le terrain et la teneur en eau mesurée en laboratoire afin de déterminer un volume sec transféré.

<figure><img src="image_10.png" /></figure>

Figure 9 : Illustration du dispositif de mesure des transferts sédimentaires et de pesticides sur la parcelle expérimentale de St-Joseph. A – Image drone de la parcelle. B – Gouttière de canalisation collectant les flux hydrosédimentaires de la parcelle. C – Dispositif lors de la mise en place du canal venturi. D – Vue intérieure du collecteur de sédiments. E – Sortie du canal venturi. F – Boîte de protection de l'enregistreur de données et du préleveur (Pic, 2023)
## Pluviométrie

Les précipitations sont mesurées par le pluviomètre INRAE de la station de Calvaire, en place depuis 1996. La station est équipée d'un pluviomètre à auget basculant depuis 2002. Les données sont collectées à un pas de temps variable, représentant la date et l'heure de chaque basculement d'auget (0,2 mm). En complément de l'analyse des cumuls pluviométriques, le calcul de l'érosivité des pluies est effectué (voir section III.1.2) et permet, à l'échelle de l'épisode pluvieux, d'apporter un indicateur complémentaire pour l'interprétation de la dynamique des transferts sédimentaires.

### II.2.1.2. Détermination des débits liquides

Pour les stations de Pizay et Versauds, la majeure partie des jaugeages ont été réalisés au courantomètre acoustique selon différentes verticales proportionnelles à la largeur du cours d'eau. Trois relevés ont systématiquement été réalisés à 0,2 ; 0,6 et 0,8 fois la hauteur. Les débits sont ensuite calculés la méthode des sections centrales via la formule (Perzyna, 2016) :

$$Q = \sum(v * A)$$

Avec, Q : débit volumique de la sous-section mouillée (m³/s) ; v : vitesse d'écoulement de la sous-section mouillée (m/s) ; A : aire de la sous-section mouillée (m²).

En période de crue, les jaugeages ont été réalisés à l'aide d'un radar vélocimétrique selon la méthode proposée par Costa et al. (2006) et Dramais et al. (2012). Les débits sont calculés en considérant une augmentation de la vitesse d'écoulement entre le fond et la surface suivant une progression logarithmique. L'incertitude de cette méthode reste plus élevée que la méthode par courantomètre, mais permet l'obtention de valeurs de débit lors des épisodes de crue.

Les courbes de tarage pour les deux stations sont ensuite déterminées à partir de la méthode BaRatin (Bayesian Rating curve) développée par l'INRAE depuis 2010 (Le Coz et al., 2014 ; Horner et al., 2018). Cette méthode permet non seulement la construction de la courbe de tarage mais aussi le calage et l'estimation des incertitudes associées. La courbe de tarage est déterminée par la combinaison des informations issues des jaugeages et du contexte hydraulique du site.

Bien qu'il y ait eu des jaugeages antérieurs à 2018 à la station de Pizay, la courbe de tarage ne se fonde que sur des jaugeages à partir de 2018. Des modifications du contexte hydrologique ont été observées à cette date, rendant la courbe de tarage antérieure absolète. La courbe de tarage se base sur 16 jaugeages dont 4 à partir d'un capteur radar. En dessous de 45 cm de hauteur d'eau, le débit à la station est considéré comme nul. Au-delà de 45 cm, il est régi par l'équation de la Figure 10.

La corrélation entre la hauteur d'eau et les débits aux Versauds est faite sur la base de 70 jaugeages dont 3 à l'aide d'un capteur radar. Le débit est régi par deux courbes de tarage. Entre 17,5 cm et 45 cm, le débit est contrôlé par un déversoir triangulaire. Au-delà de 45 cm de hauteur d'eau, le débit est contrôlé par un déversoir rectangulaire. Peu de jaugeages ont été réalisés à des hauteurs d'eau dépassant 40 cm : en découle une moindre fiabilité de la courbe de tarage sur cette portion (Figure 10). Toutefois, depuis 2008, la hauteur d'eau a dépassé 40 cm seulement 0,6 % du temps à la station des Versauds.

Les débits instantanés à la sortie du collecteur de sédiments de la parcelle expérimentale sont mesurés à l'aide d'un canal jaugeur de type Venturi. Le canal installé est un modèle Hydrologic E 1253 AZ, de débit minimum 0,47 L/s et de débit maximum de 9,28 L/s. Il se caractérise par une relation hauteur d'eau / débit connue dont les limites de quantification correspondent à la validité de la courbe
d'étalonnage (Lacas, 2005). La détermination des débits à la station de Saint-Joseph repose sur l'équation suivante :

$$Q = 0,002929 * (H)^{1,58}$$

Avec : Q : débit (L/s) ; H : Hauteur d'eau (mm).

<figure><img src="image_11.png" /><figcaption>Figure 10 : Courbes de tarage pour (A) Pizay et (B) les Versauds</figcaption></figure>

### II.2.1.3. Détermination des débits solides

#### Prélèvements et estimation de la concentration en matières en suspension (MES)

L'estimation des débits solides se base sur la corrélation entre la turbidité et la concentration en matières en suspension. La granulométrie et la colorimétrie des MES influençant la mesure de turbidité, il est nécessaire de caler cette relation spécifiquement pour chaque site d'étude.

Le prélèvement des échantillons se base sur un asservissement des préleveurs à de seuils de turbidité. Le pas de temps de prélèvements est variable au sein de l'hydrogramme avec des prélèvements rapprochés pendant les pics de crue afin de maximiser le nombre d'échantillons présentant des concentrations élevées (plus rares que les concentrations faibles).
Les échantillons prélevés sont ensuite filtrés et les matières en suspension pesées selon le protocole NF EN 872 « Dosage des matières en suspension – Méthode par filtration sur filtre en fibres de verre ».
La teneur en matières en suspension est donnée en mg/L par l'expression :

$$[MES] = \frac{M_1 - M_0}{V} * 1000$$

Avec, $M_0$ : masse initiale du filtre, pesé à sec (mg) ; $M_1$ : masse du filtre après filtration, pesé à sec (mg) ; $V$ : volume filtré d'échantillon (ml).

La corrélation turbidité / concentration en MES repose sur 68 prélèvements à Pizay, 234 aux Versauds et 54 à Saint-Joseph. Les corrélations entre la turbidité et la concentration en MES sont globalement bonnes aux trois stations. La station de Pizay présente un R² de 0,98 avec un échantillon de plus forte concentration en MES présentant une turbidité de 870 NTU. La gamme de mesure de la turbidité est plus large aux Versauds où la plus forte turbidité prélevée est de 4152 NTU. La corrélation turbidité / concentration en MES présente un R² de 0,89. La station de Saint-Joseph présente une plus grande dispersion des échantillons avec un R² de 0,63. La plus forte valeur de turbidité prélevée est de 1370 NTU (Figure 11).

<figure><img src="image_12.png" /><figcaption>Figure 11 : Corrélation entre la turbidité observée et les concentrations en Matières en Suspension déterminées par analyse d'échantillons prélevés par échantillonneur automatique sur les 3 sites de suivi (Pic, 2023)</figcaption></figure>

## Mesure des volumes piégés dans le collecteur de St-Joseph

À Saint-Joseph, la mesure des sédiments grossiers permet de compléter celle des MES. Après chaque événement pluviométrique significatif, les sédiments piégés dans le collecteur sont pesés à l'aide d'un seau et d'une balance à main. Un échantillon homogénéisé est collecté dans un cylindre de prélèvement afin d'en déterminer la masse sèche en laboratoire. La masse de l'échantillon humide est évaluée à l'aide d'une balance d'une précision au dixième (g). L'échantillon est ensuite placé à l'étuve
à 105°C pendant au moins 24 h. La quantité effective de sédiments prise dans le collecteur est déduite de la différence entre la masse de l'échantillon humide et de l'échantillon sec. En complément, une mesure de la granulométrie des échantillons collectés est réalisée afin de comparer les événements hydrologiques et la part de sédiments fins et grossiers. Du fait du caractère grossier des sédiments collectés, une granulométrie par tamisage a été privilégiée. La granulométrie est réalisée à partir de l'échantillon sec, placé dans une colonne de tamis. La gamme de tamis s'étend de 0,063 mm à 8 mm.

II.2.1.4. Traitements et analyse des chroniques

- Prétraitements des données

Les données de hauteur d'eau et de turbidité ont fait l'objet de prétraitements. Ces derniers ont été réalisés à l'aide du logiciel OCTAVE (Dufeu et al., 2022). Les prétraitements suivants ont été réalisés sur les chroniques de hauteur et de turbidité des quatre stations :

- Suppression des données aberrantes. Les valeurs négatives sont ramenées à 0. Les valeurs de turbidité dépassant la gamme de mesure de la sonde sont ramenées à la limite de quantification (5000 NTU).

- Correction des dérives. Une dérive est un décalage des signaux hydrosédimentaires dans une chronique. Ils sont généralement liés à un encrassement des capteurs. Une correction linéaire est appliquée sur les données sur la période d'observation de la dérive (Lefrançois, 2007).

- Compactage des données. Il s'agit de réduire le nombre de points pour diminuer le poids de la chronique.

- Lissage des données. Les capteurs de turbidité et de hauteur sont très sensibles, pouvant créer du bruit de fond dans le signal hydrosédimentaire. Un lissage est réalisé à l'aide d'une moyenne mobile sur trois points. Le lissage n'a été appliqué que sur de courtes périodes, hors période de crue, où le signal était saccadé.

Les données sont déposées sur la Base de Données des Observatoires en Hydrologie (BDOH) une fois les prétraitements réalisés<fnref n="2" />. Les lacunes des données des deux années de suivi sont synthétisées dans la Figure 12.

<footnote n="2">² https://bdoh.irstea.fr/SITE-ATELIER-ARDIERES-MORCILLE/</footnote>
<figure><img src="image_13.png" /><figcaption>Figure 12 : Lacunes des séries de précipitations, hauteurs d'eau et turbidité sur la période de mesure (Pic, 2023)</figcaption></figure>

## Analyse des chroniques

Les chroniques ont été analysées selon les méthodes classiques utilisées en hydrologie. Le calcul des débits liquides a été réalisé par l'application des équations des courbes de tarage. La relation MES / concentration mesurée sur les échantillons est appliquée à l'ensemble de la chronique pour calculer les débits solides.

A échelle temporelle large, des bilans saisonniers ont été réalisés par le cumul ou la moyenne des débits solides et liquides. Par la suite, une analyse plus fine à l'échelle des événements hydrologiques significatifs a été conduite.

Une typologie des crues a été réalisée en fonction de leurs caractéristiques hydrosédimentaires. Cette analyse nécessite (1) de déterminer les périodes de crue et (2) de disposer d'indicateurs permettant leur description. Les dates et heures de crue ont été déterminées à partir des seuils de hauteur d'eau et de turbidité. Le cours d'eau est considéré comme en crue lorsqu'une augmentation de 5 cm de la hauteur d'eau est observée (Viel, 2012). La fin de crue est déterminée sur le critère de la redecente de la turbidité au niveau d'avant crue. Cette délimitation permet une réduction de la durée moyenne des crues, et de subdiviser les épisodes hivernaux en plusieurs crues élémentaires. Malgré ce découpage, certaines crues durent plusieurs dizaines de jours et se caractérisent par différents pics successifs.

Un tableau de synthèse est produit pour chacune des stations. Inspiré du travail de De Menezes et al. (2020), il contient les paramètres suivants :

- Date et horaire de début et de fin de crue ;

- Précipitations cumulées sur la crue et les 24h précédentes et leur intensité maximale ;

- Débit liquide moyen et maximal ;

- Concentration moyenne et maximale en MES
- Flux total de MES

- Temps de retour de la crue

La détermination du temps de retour des crues est calculée à partir de la loi de Gumbel. Pour une plus grande significativité, le calcul du temps de retour d'un événement nécessite une chronique d'une profondeur temporelle d'au moins 20 ans. Le calcul a été réalisé à partir des chroniques de débits aux stations des Versauds et de Pizay. La station des Versauds présente des données de hauteur d'eau depuis 2002 et la station de Pizay depuis 2011. La profondeur temporelle des données de débits à Pizay est trop faible pour l'obtention de temps de retour fiables. S'il ne faut pas les prendre comme des valeurs absolues, elles donnent toutefois une indication de l'ordre de grandeur des crues.

L'analyse des hystérèses de crue constitue un point important de ce travail permettant d'émettre des hypothèses sur l'origine des sédiments transportés lors des épisodes de crue (Walling & Webb, 1982 ; Jansson, 2002). Williams (1989) a proposé une typologie basée sur la forme de la relation entre le débit liquide et la concentration en MES qui distingue quatre types (Figure 13). Les crues identifiées au cours de la période de suivi sont caractérisées d'après cette typologie.

- Les crues univoques (I) se caractérisent par une synchronicité des pics de débits liquides et solides et de l'évolution des signaux tant dans la phase d'augmentation des débits que dans la phase de décru.

- Il est ensuite possible de distinguer des crues à hystérèses (II et III). Elles se caractérisent par une désynchronisation des signaux de débits liquides et solides au cours de la crue. Le sens de ces hystérèses est essentiel à la description de l'évolution des signaux sédimentaires

- Les hystérèses horaires sont observées lorsque le pic de concentration en MES précède le pic de débit liquide.

- Les hystérèses antihoraires présentent, quant à elles, un pic de concentration en MES postérieur au pic de débit liquide.

- Les crues complexes se caractérisent par des formes en 8 (IV) qui témoignent de l'évolution complexe des signaux hydrosédimentaires au cours de la crue. Elles correspondent à la combinaison des deux types d'hystérésis. Elles sont fréquentes dans le cas de longues crues caractérisées par des pics successifs.
<figure><img src="image_14.png" /><figcaption>Figure 13 : Typologie des relations entre la concentration en MES et le débit liquide. (d'après Viel, 2012)</figcaption></figure>

Une analyse en composantes principales (ACP) a été réalisée afin d'identifier les facteurs responsables des relations entre le débit et la concentration en MES et de réaliser une typologie de crues. Deux ACP sont réalisées de manière indépendante pour les stations des Versauds et de Pizay. La comparaison des résultats vise à déterminer si les regroupements de variables et la typologie sont identiques, mais également à questionner la répartition saisonnière et la correspondance des types entre les deux stations. Une typologie des crues a été réalisée sur la base de 4 groupes à l'aide d'une classification automatique non-supervisée par la méthode des k-moyennes<fnref n="3" />. Cette technique détermine les centroïdes de chaque type et chaque crue se voit attribuer le type dont le centroïde est le plus proche.

### II.2.1.5. Suivi des matières en suspension par piège à particules (PaP)

* Mise en place des pièges sur le terrain

Des pièges à particules ont été installés sur les stations de Pizay et des Versauds afin d'échantillonner les matières en suspension. Ces pièges sont identiques à ceux utilisés par Masson et al. (2018) et Schulze et al. (2007). Ils sont notamment largement utilisés dans le cadre de l'Observatoire des Sédiments du Rhône pour évaluer la contamination chimique de la matrice sédimentaire et sa

<footnote n="3">³ K-moyennes ou k-means est un algorithme de clustering qui permet d'analyser un jeu de données caractérisés par un ensemble de variables quantitatives afin de regrouper les données similaires en groupes.</footnote>
dynamique temporelle. Dans le cadre de ce projet, où les cours d'eau considérés sont bien moins
importants que le Rhône et ses affluents directs sur lesquels les Pièges à Particules ont été déployés
et leur utilisation validée jusque-là, le choix a été fait d'utiliser des pièges de taille réduite (dimensions
réduites d'un quart par rapport aux pièges d'origine soit volume de 0,42 fois celui des pièges initiaux).
Pour évaluer le biais induit par l'utilisation de ces pièges de dimensions réduites, deux PaP ont été
déployés en parallèle au site du Pont de Pizay pendant l'essentiel de la période de suivi.

Ces pièges permettent d'obtenir une mesure discontinue des sédiments qui transitent en suspension. La mesure intègre de manière indifférenciée l'ensemble des sédiments de la période de suivi. Ils ont été placés légèrement en aval du point de mesure de la hauteur d'eau et de la turbidité, dans une zone d'écoulement assez calme, où le piège est toujours complètement immergé.

<figure><img src="image_15.png" /><figcaption>Figure 14 : A gauche, dispositif expérimental au Pont de Pizay, emplacement des deux Pièges à Particules. A droite : Pièges à particules immergés.</figcaption></figure>

Les PaP étaient relevés toutes les deux semaines, et leur contenu récupéré avec précaution : un aliquote (20 mL) était prélevé pour analyse de la granulométrie au laboratoire, et le reste versé dans un flacon brun de 2L. Après décantation au laboratoire et élimination du surnageant, l'échantillon était lyophilisé et broyé pour analyse ultérieure des teneurs en éléments majeurs (Carbone organique particulaire, azote total, phosphore, sodium, potassium, magnésium, calcium) et pesticides pour quelques échantillons.

■ Protocole d'analyse de la granulométrie

Les distributions granulométriques des échantillons prélevés par piège à particule ont été analysées avec un granulomètre laser CILAS 1190 utilisé en voie liquide. Cet appareil permet de mesurer la distribution granulométrique des particules d'un échantillon sous la forme de distributions volumiques composées de 100 classes de tailles de particules allant de 0,04 à 2500 µm. Le granulomètre est muni d'une cuve de 450 mL où sont introduits manuellement les échantillons solides. Après ajout d'eau minéralisée dans la cuve jusqu'à un niveau défini, un système d'agitation (vitesse réglable entre 300 tpm) permet d'homogénéiser les particules dans la cuve. La quantité d'échantillon introduite dans le granulomètre pour réaliser une mesure est ajustée pour atteindre une obscuration entre 5% et 25% (préconisation de la norme ISO 13320-1 ; 2009). Deux analyses successives sont réalisées sur l'échantillon : une première sans utilisation d'ultrasons, puis une deuxième avec application d'ultrasons (38 kHz, 50 W) 30 s avant l'analyse et pendant l'analyse. Les ultrasons permettent de
dissocier les agrégats. Le modèle optique utilisé pour transformer le signal mesuré en distribution granulométrique est le modèle de Fraunhofer avec une forme de particule considérée comme sphérique. Le logiciel permet de récupérer les distributions granulométriques exprimées en fraction volumique sous forme de courbe cumulée ou d'histogramme. Les diamètres caractéristiques aux centiles préalablement sélectionnés (par exemple le grain médian d50, ou les déciles d10 et d90) sont aussi extraits des courbes cumulées.

## Protocole d'analyse des majeurs

Les concentrations en phosphore, sodium, potassium, magnésium et calcium des MES ont été analysées par spectromètre d'émission optique avec plasma induit par haute fréquence après minéralisation à l'eau régale des particules. La méthode d'extraction à l'eau régale a été réalisée dans un four micro-ondes dans des réacteurs fermés suivant la norme ISO 15587-1. Pour cela, environ 300 mg de d'échantillon sec et broyé sont introduits dans un réacteur avec 6 mL d'HCl 30% SUPRAPUR et 2 mL d'acide HNO3 65% SUPRAPUR. Une fois les réacteurs fermés, ils sont introduits dans le micro-onde pour minéralisation (15 minutes à 180°C avec une puissance de 1500 W). Le minéralisat est ensuite repris avec quelques millilitres d'eau ultra-pure et transvasé dans un tube PP (SARSTEDT) de 50 ml complété avec de l'eau ultra-pure. Les solutions minéralisées sont conservées au réfrigérateur et à l'abri de la lumière avant analyse.

Les échantillons minéralisés ont ensuite été analysés à l'aide d'un ICP-OES (720-ES, Agilent Technologies) en suivant la norme NF EN ISO 11885. Les solutions d'étalonnage sont réalisées dans l'eau régale. Des contrôles qualité (blanc et autocontrôles) sont systématiquement introduits dans la séquence d'analyse. Pour une prise d'essai de 300 mg, les limites de quantification des concentrations en P, Na, K, Mg et Ca dans les MES sont de 5 mg/kg (les concentrations mesurées dans les échantillons du projet sont plus de 10 fois supérieures à cette valeur). Les incertitudes analytiques sont de 20% (incertitude élargie, k=2).

## II.2.2. Contexte hydroclimatique de la période de mesure

### II.2.2.1. Contexte pluviométrique

Les deux années de suivi se caractérisent comme des années relativement sèches en termes de cumul pluviométrique (Figure 15). La station du Calvaire a enregistré un déficit d'environ 7 % par rapport aux normales de précipitations pour l'année hydrologique 2020-2021 avec 746 mm contre 798 mm en moyenne entre 1992 et 2022. L'année hydrologique 2021-2022 enregistre 539 mm de précipitations annuelles, soit un déficit de 32 %.

Les cumuls mensuels de précipitation observés à la station de Calvaire présentent une forte variabilité (Figure 16). Les cumuls les plus importants pour les deux années de mesure sont observés lors du printemps et de l'automne (octobre 2020, mai 2021 et juin 2022) et dépassent largement les valeurs moyennes. Globalement, le reste de la série présente des valeurs inférieures aux cumuls moyens interannuels.
<figure><img src="image_16.png" /><figcaption>Figure 15 : Cumul pluviométriques par année hydrologique, station de calvaire (précipitations nettes)</figcaption></figure>

<figure><img src="image_17.png" /><figcaption>Figure 16 : Cumul pluviométriques mensuels durant la période de suivi (2020-2022)</figcaption></figure>

L'érosivité des pluies (voir partie III de ce rapport pour la méthode de calcul) est caractérisée par une forte variabilité interannuelle (Figure 17). La moyenne sur la période 2003 – 2022 est de 1123 MJ.MM.ha⁻¹.hr⁻¹.an⁻¹, la valeur minimale observée (année hydrologique 2018-2019) est de 450 MJ.MM.ha⁻¹.hr⁻¹.an⁻¹, alors que la valeur maximale observée est de 2456 MJ.MM.ha⁻¹.hr⁻¹.an⁻¹ (2009-2010). Les valeurs mesurées sur les deux années de suivi hydrosédimentaire de cette étude sont relativement proches de la valeur moyenne avec respectivement 1077 et 1348 MJ.MM.ha⁻¹.hr⁻¹.an⁻¹. Dans le détail, sur la période de mesure, seuls quelques rares événements aux précipitations particulièrement intenses contribuent de manière significative à l'érosivité des pluies annuelle. L'observation de l'érosivité mensuelle sur la période de mesure montre en effet une distribution très irrégulière de l'érosivité des pluies, principalement concentrée sur les mois d'octobre 2020 et juin 2022 (Figure 18).
<figure><img src="image_18.png" /><figcaption>Figure 17 : Érosivité des pluies annuelles à la station de Calvaire (Pic, 2023)</figcaption></figure>

<figure><img src="image_19.png" /><figcaption>Figure 18 : Érosivité mensuelle des pluies durant la période de suivi (2002-2022)</figcaption></figure>

### II.2.2.2. Signal hydrologique (débits)

Les débits moyens annuels correspondent à la moyenne des débits journaliers de l'année hydrologique. Ils présentent une importante variabilité aux deux stations (Figure 19, Figure 20). Entre 2002 et 2022, le débit moyen annuel à la station des Versauds est de 42,5 L/s. Ils sont de 1394 L/s à la station de Pizay entre 2014 et 2022.

Pour les années de suivi (l'année hydrologique étant considérée ici allant du mois de septembre de l'année n au mois d'août de l'année n+1), les débits moyens annuels de la station des Versauds présentent une dynamique concordante avec celle des précipitations (Figure 19). En 2020-2021, la station enregistre un débit moyen annuel légèrement supérieur à la moyenne (44,4 L/s). À l'inverse, celui de 2021-2022 est largement inférieur à la moyenne (31,8 L/s). La station semble s'inscrire dans un contexte de débits moyens annuels assez bas depuis 2016.
<figure><img src="image_20.png" /><figcaption>Figure 19 : Débit moyen annuel pour la station des Versauds (Pic, 2023)</figcaption></figure>

La station de Pizay présente des débits moyens annuels hauts en 2020-2021 avec 2228 L/s (débit moyen maximal enregistré). En 2021-2022, le débit moyen est de 1464 L/s, très proche de la moyenne (Figure 20). Cette discordance avec le régime des précipitations peut être expliquée par : (1) une moyenne représentative d'une période de bas débits du fait de cumuls annuels de précipitations assez faibles depuis 2016 (comme aux Versauds) ; (2) Une dynamique des précipitations à l'échelle du bassin versant de l'Ardières en faveur de hauts débits à Pizay en 2020-2021 et que la seule station du Calvaire ne permet pas de renseigner.

<figure><img src="image_21.png" /><figcaption>Figure 20 : Débit moyen annuel pour la station de Pizay (Pic, 2023)</figcaption></figure>

À la station des Versauds, les débits moyens mensuels sont les plus hauts entre décembre et février avec un pic très significatif au mois de décembre. Cette période s'étend de décembre à marsà Pizay avec des valeurs maximales sur les mois de décembre-janvier. Aux Versauds, les mois de février et de mai 2021 ont présenté des valeurs à plus de 90 % supérieures par rapport à la moyenne. À l'inverse, les mois de septembre, de novembre 2020, de septembre, de novembre 2021 et de mars à août 2022 ont présenté des très bas débits avec un déficit d'au-moins 40 % par rapport à la moyenne mensuelle (Figure 21).
<figure><img src="image_22.png" /><figcaption>Figure 21 : Variabilité des débits moyens mensuels aux la stations des Versauds (2002-2022) et de Pizay (2011-2022) - (Pic, 2023)</figcaption></figure>

À la station de Pizay, les mois de janvier, mai à juillet et décembre 2021 ont présenté des débits supérieurs à plus de 90 % du débit moyen mensuel. À l'inverse, les mois de mars à août 2022 (avril exclu) ont présenté des débits moyens mensuels d'au-moins 50 % inférieurs à la moyenne (Figure 21). La variabilité des hauts débits entre les deux stations peut trouver son origine dans la variabilité spatiale des précipitations au sein du bassin versant de l'Ardières.

Globalement, 2020-2021 est une année légèrement déficitaire sur le plan des précipitations qui a peu d'incidence sur les débits et une érosivité proche de la moyenne essentiellement enregistrée au mois d'octobre 2020. À l'inverse 2021-2022 se caractérise par une année avec un déficit pluviométrique significatif qui se traduit par une forte réduction des débits des cours d'eau. L'année est assez érosive avec plusieurs épisodes orageux concentrés sur juin 2022. De manière plus générale, l'essentiel des précipitations érosives ont lieu en période estivale et correspondent à la période de plus forte croissance végétative mais aussi de plus grand désherbage de la vigne.

## II.2.3. Dynamiques temporelles des transferts sédimentaires

Cette section vise à proposer des bilans des transferts sédimentaires à différentes échelles de temps. L'objectif est de mettre en évidence le rôle des événements hydrologiques dans la contribution aux dynamiques saisonnières de transferts. In fine, ce travail permet d'identifier les effets de synchronisation / désynchronisation entre les stations et d'émettre des hypothèses sur les facteurs en étant responsables.

### II.2.3.1. Variabilité des transferts à l'échelle annuelle

Sur les années 2020-2021 et 2021-2022, respectivement 0,67 tonne et 0,42 tonne ont été enregistrées à la station de Saint-Joseph (soit 2.43 et 1.43 t.ha⁻¹.an⁻¹). Les transferts sédimentaires piégés dans le collecteur représentent 60 % des transferts sédimentaires annuels contre 40 % pour les transferts de
matières en suspension (MES). La station des Versauds enregistre un transfert de 142 tonnes de MES en 2020-2021 et 113 tonnes en 2021-2022. Les années 2020-2021 et 2021-2022 présentent, respectivement, des taux de transferts sédimentaires spécifiques de 0.36 et 0.29 t.ha⁻¹.an⁻¹. La station de Pizay enregistre un transfert de 6299 tonnes de MES, qui équivaut à 0.43 t.ha⁻¹.an⁻¹ en 2020-2021. En 2021-2022, ce sont 6950 tonnes de MES qui sont enregistrées, soit un taux de transferts sédimentaires spécifique de 0.48 t.ha⁻¹.an⁻¹ (Figure 22).

La différence entre la production sédimentaire spécifique de la parcelle expérimentale et les taux de transferts spécifiques des stations en rivière des Versauds et de Pizay varie d'un facteur 3 à 7. Elle traduit les effets stockage successifs qui s'effectuent le long de la cascade sédimentaire. En ce sens, les bilans sédimentaires mesurés à la station de Versauds apparaissent surprenants (trop faibles) car il est généralement attendu que les transferts spécifiques soient caractérisés par une décroissance progressive de l'amont vers l'aval. Cette anomalie peut être expliquée (1) par une faible production sédimentaire de la Morcille (ou inversement par l'existence de sources très productrices sur d'autres affluents non suivis), (2) des transferts entravés dans la tête de bassin versant de la Morcille (Versauds) en comparaison avec la situation moyenne du bassin versant de l'Ardières (Pizay) ou (3) par un biais de mesure lié à la nature principalement sableuse des flux, difficilement mesurables avec un turbidimètre. En ce sens, les 60% de transferts observés sous forme grossière (sables) à St-Joseph peuvent être mis en relation avec ce constat. Il serait donc important de poursuivre les recherches en ce sens localement afin de proposer un facteur correctif des mesures en tenant compte de la charge sableuse.

<figure><img src="image_23.png" /><figcaption>Figure 22 : taux de transferts sédimentaires spécifiques aux trois stations de mesure (Pic, 2023)</figcaption></figure>

Les trois stations présentent des transferts sédimentaires spécifiques qui varient entre les années de suivi. Sur la période 2021-2022, les transferts sédimentaires mesurés à Saint-Joseph diminuent de 40 % et ceux mesurés aux Versauds de 20 % par rapport à la période 2020-2021. Les moindres cumuls de précipitations (- 28 %) au cours de l'année 2021-2022 expliquent la réduction des transferts sédimentaires à ces stations. L'augmentation de l'érosivité (+ 25 %) ne semble pas suffisante pour compenser la baisse des cumuls de précipitations et ainsi maintenir la production sédimentaire et les transferts dans la tête de bassin versant.

À l'inverse, la station de Pizay enregistre une augmentation de 10,5 % de ses transferts sédimentaires. Elle pourrait être expliquée soit par l'activation de la production sédimentaire dans d'autres secteurs
du fait de précipitations locales plus intenses, soit par des phénomènes de déstockage sédimentaire
dans le réseau hydrographique, purgés durant l'année 2021-2022.

II.2.3.2. Variabilité des transferts à échelle saisonnière

La Figure 23 présente la répartition saisonnière des transferts sédimentaires sur les stations du site Ardières-Morcille. Les saisons sont déterminées sur une base calendaire. Un déphasage saisonnier est constaté entre les précipitations et la dynamique sédimentaire aux 3 stations. En outre, un second déphasage est à noter entre la dynamique de transfert à la parcelle et celle au cours d'eau.

<figure><img src="image_24.png" /><figcaption>Figure 23 : Part du transfert sédimentaire annuel par saison aux trois stations de mesure (Pic, 2023)</figcaption></figure>

La station de Saint-Joseph présente une répartition saisonnière des transferts sédimentaires similaire entre les deux années de suivi. La majorité des transferts sédimentaires a lieu en été : 69 % du volume de sédiments exportés de la parcelle en 2020-2021 et 77 % en 2021-2022. Le printemps représente la deuxième saison présentant les exports les plus importants : 20 % des volumes exportés en 2020-2021 et 13 % en 2021-2022 (Figure 23).

La production sédimentaire de la parcelle advient principalement en été sur les deux années de suivi,
ce qui n'est pas le cas pour les deux stations en rivière qui présentent un rythme saisonnier beaucoup
plus équilibré avec, en comparaison, peu de transferts estivaux. De plus, le schéma de transfert de MES
varie entre les deux années pour les stations en rivière. Durant l'année 2020-2021, les transferts
sédimentaires ont principalement lieu en hiver aux Versauds (40 % des transferts annuels) et au
printemps à Pizay (38 %). Les principales contributions saisonnières aux transferts sédimentaires pour
l'année 2020-2021 aux trois échelles présentent le schéma suivant :

- En été, les précipitations érosives sont à l'origine de la principale production sédimentaire sur la parcelle ;

- En hiver les têtes de bassin versant prennent le relais par le transfert des sédiments stockés sur les versants ou dans le chenal lors de précipitations peu érosives mais de longue durée ;

- Les hautes-eaux de printemps permettent l'évacuation des sédiments à l'échelle du bassin versant.

L'année 2021-2022 présente un schéma différent avec des contributions aux transferts sédimentaires annuels plus fortes en automne (respectivement 48 % et 39 %) et en hiver (35-36 %) aux stations des Versauds et de Pizay, de façon désynchronisée des précipitations : 77 % des précipitations annuelles
ont lieu au printemps et en été 2022. Les précipitations ont été réduites et peu érosives au cours de l'été et de l'automne 2021, induisant une production sédimentaire réduite sur les versants. Les transferts automnaux et hivernaux permettent l'évacuation du peu de sédiments produits sur les versants l'été précédent. Un tarissement des stocks sédimentaires ainsi que des précipitations réduites d'octobre 2021 à mai 2022 expliquent l'absence de production sédimentaire sur la parcelle et l'absence de maintien des transferts à Pizay jusqu'au printemps 2022.

### II.2.3.3. Corrélation débits liquides / débits solides

La visualisation sous forme de flux cumulés normalisé permet une bonne interprétation de synchronisation/désynchronisation des flux hydrosédimentaires au cours du temps (Figure 24Figure 26). Suite à leur description, des figures de synthèse sont présentées pour chaque année hydrologique (Figure 25 et Figure 27).

#### ▪ 2020-2021

Pour l'année 2020-2021, les débits liquides de Pizay et Versauds sont très corrélés. Ils répondent de manière directe et synchrone aux épisodes pluvieux printaniers et estivaux. Il en va de même pour la parcelle de St-Joseph. En période automnale et hivernale la réponse est moins directe dans le sens ou le cumul des précipitations n'engendre pas de hausse proportionnelle des débits. Le début de l'automne est caractérisé un épisode pluvieux de forte magnitude qui n'entraîne pas de hausse significative des débits. Par la suite (à partir de novembre), on assiste à une période de précipitations de faible intensité prolongée qui amène à des débits forts et continus jusqu'à la fin de l'hiver. L'absence de données de débit à St-Joseph sur cette période ne permet pas l'interprétation.

Sur le plan des débits solides, on note une réponse directe et synchrone des trois stations durant les épisodes orageux printaniers (mai et fin juin/début juillet). Une large part du transfert sédimentaire est réalisée durant cette période : 61% pour Pizay, 38% pour les Versauds et 78% pour St-Joseph. En période hivernale et automnale, le schéma d'interprétation est plus complexe. Les précipitations intenses survenant en automne (fin septembre / début octobre) n'entraînent une réponse sédimentaire qu'à Pizay et à St-Joseph. Cette dernière reste limitée pour les deux stations au regard des cumuls pluviométriques et de l'érosivité élevée (8 à 10% des transferts annuels). Durant les épisodes de précipitations prolongés, mais d'intensité limitée de l'hiver (faible érosivité), on note une réponse sédimentaire significative pour les deux stations de rivière. La réponse est particulièrement nette pour la station des Versauds qui totalise 60% de ses transferts durant cette période et environ 30% pour Pizay. A l'inverse, aucun signal sédimentaire n'est enregistré à St-Joseph.
<figure><img src="image_25.png" /><figcaption>Figure 24 : Flux cumulés de débits liquides et solides, année hydrologique 2020-2022 (Pic, 2023)</figcaption></figure>

<figure><img src="image_26.png" /><figcaption>Figure 25 : Synthèse des dynamiques sédimentaires observées aux 3 échelles du SAAM lors de l'année hydrologique 2020-2021 (Pic, 2023)</figcaption></figure>

■ 2021-2022

Pour l'année 2021-2022, les signaux des débit liquides de Pizay et des Versauds sont fortement corrélés. La majeure partie des transferts hydrologiques s'effectue en période hivernale (+/-70%) en parallèle de précipitations prolongées de faible intensité. Le reste des transferts correspond à des réponses plus ou moins directes à des épisodes pluvieux plus intenses. On notera pour ces deux stations une réponse moins évidente aux épisodes pluvieux de forte intensité. La réponse hydrologique de la parcelle de St-Joseph est concordante avec Pizay et Versauds pour la période automnale. Elle s'individualise ensuite, en premier lieu, en hiver où les épisodes pluvieux prolongés de faible intensité n'apportent quasiment aucune réponse de la parcelle. A l'inverse, les précipitations érosives printanières et estivales amènent à une réponse directe des débits.

Les débits solides montrent un schéma d'organisation différent. Pour la parcelle de St-Joseph, la réponse sédimentaire est directement corrélée à l'intensité des précipitations. La fourniture sédimentaire s'active au printemps et à l'automne à la suite d'orages à forte érosivité. Le volume
transféré en hiver reste très marginal. Pour les stations de Pizay et Versauds, la réponse sédimentaire apparait différentiée à l'automne. Suite à des cumuls importants, on note une réponse assez proportionnelle de Pizay, alors qu'aucun signal n'est observé à Versauds. La majeure partie des transferts sédimentaires pour ces deux stations adviennent très tôt dans l'hiver, en lien avec l'augmentation prolongée des débits (50% du cumul annuel à Pizay et 75% au Versauds). S'en suit une période de forte réduction des transferts malgré la poursuite de débits élevés, pouvant être interprétée comme un tarissement des sources sédimentaires. Au printemps et à l'été, on note une reprise des transferts très synchrone entre les trois stations.

<figure><img src="image_27.png" /><figcaption>Figure 26 : Flux cumulés de débits liquides et solides, année hydrologique 2021-2022 (Pic, 2023)</figcaption></figure>

<figure><img src="image_28.png" /><figcaption>Figure 27 : Synthèse des dynamiques sédimentaires observées aux 3 échelles du SAAM lors de l'année hydrologique 2021-2022 (Pic, 2023)</figcaption></figure>

### II.2.3.4. Caractéristiques de crues et hypothèses sur l'origine des transferts sédimentaires

* Événements ruisselants sur la parcelle de St-Joseph

La Figure 28 présente les flux sédimentaires totaux exportés de la parcelle de St-Joseph pendant la période de mesure (addition des flux de MES exportés et des volumes piégés dans le bac décanteur). L'année hydrologique 2020-2021 totalise 0,67 tonne de sédimentes exportés, l'année 2021-2022, 0,42 tonne. Les exports sédimentaires ont exclusivement lieu en période printanière, estivale et automnale à la suite d'événements orageux induisant des précipitations érosives. A titre d'exemple, les deux
événements qui contribuent le plus aux transferts sédimentaires annuels sont ceux du 11 au 16/07/2021 et du 24 au 28/07/2021. Ils présentent une érosivité des pluies de respectivement, 10 MJ.mm⁻¹ha⁻¹hr⁻¹ et 57 MJ.mm⁻¹ha⁻¹hr⁻¹ et la part des sédiments collectés dans le collecteur est de 73 % du volume total mesuré. Les signaux hydrosédimentaires présentent ici un caractère spasmodique du fait de leur durée restreinte et de l'ampleur variable des signaux.

<figure><img src="image_29.png" /><figcaption>Figure 28 : Flux sédimentaires par saison à la station de St-Joseph</figcaption></figure>

Les vitesses d'érosion enregistrées sur cette parcelle apparaissent comme relativement modestes par comparaison à d'autres études similaires en contexte viticole. D'une manière générale, le taux d'érosion moyen des vignobles en France est compris entre 10,5 à 54 t.ha⁻¹.an⁻¹ (Viguier, 1993 ; Quiquerez et al., 2008 ; Paroissien et al., 2010 ; Fressard et al., 2022). Nos mesures estiment entre 2.43 et 1.43 t.ha⁻¹.an⁻¹. Ainsi, les divers pratiques antiérosives déployés sur la parcelle expérimentale de St-Joseph par le viticulteur exploitant (bourrelets de terre, canalisations, enherbement partiel et paillage) semblent montrer une bonne efficacité sur la période de mesure.

Les observations faites sur l'année 2020-2021 restent cependant à nuancer étant donné que préalablement au 28/04/2021 les capteurs de hauteur d'eau et de turbidité n'étaient pas installés à l'aval du collecteur. Il est possible que la contribution des événements de fin septembre 2020 aux flux sédimentaires annuels ait été plus importante.

## Typologie des crues

Durant la période de suivi, 37 épisodes de crue ont été identifiés à la station des Versauds et 57 à la station de Pizay. Les résultats de l'ACP et de la classification K-moyennes mettent en exergue 4 types de crues aux deux stations avec les mêmes catégories mais des seuils adaptés à l'échelle des flux à la station.

Trois variables contribuent à 82 % de la variance à la station des Versauds, et à 90 % à Pizay. Les cercles de corrélations présentent une répartition similaire des variables bien que les regroupements soient plus nets pour Pizay que pour les Versauds (Figure 29 et Figure 30). Le cumul et l'intensité des précipitations (‘p_cum’ et ‘p_int’) sont regroupés avec la concentration moyenne et maximale en MES pendant la crue (‘Cmes_m’ et ‘pk_Cmes’). Les débits moyen et maximal (‘Qls_m’ et ‘pk_Qls’) sont
regroupés avec le flux total de MES pendant la crue ('fmes'). Ces regroupements nous permettent d'identifier les deux principales composantes de l'ACP : hydrologiques et sédimentaires (Figure 29 et Figure 30).

<figure><img src="image_30.png" /><figcaption>Figure 29 : Résultats de l'ACP pour les crues identifiées à la station des Versauds. La couleur des points représente la classification des types de crue (Pic, 2023)</figcaption></figure>
<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>Figure 30 : Résultats de l'ACP pour les crues identifiées à la station des Versauds. La couleur des points représente la classification des types de crue (Pic, 2023)</figcaption></figure>

Le type 1 correspond aux petites crues qui enregistrent une hausse des débits mais alimentent peu le transfert sédimentaire. Aux Versauds, 18 crues sont de ce type et 38 à Pizay. Il s'agit du type le plus fréquent, qui a lieu en toutes saisons. Un événement de ce type contribue en moyenne à moins de 1% du transfert sédimentaire annuel.

Le type 2 se caractérise par des précipitations érosives et une forte concentration en MES au niveau de la station. Les Versauds comptent 3 crues de ce type et Pizay 5, dont 3 en commun. Les crues de ce sont caractéristiques de la période estivale orageuse. Les épisodes de juin-juillet de ce type présentent des transferts sédimentaires synchrones aux trois échelles comme l'illustre l'exemple de la crue du 08 au 10/06/2022 présenté sur la Figure 31.
<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>Figure 31 : Hydrogrammes de la crue du 8 au 10/06/2022 pour les trois stations de mesure (Pic, 2023)</figcaption></figure>

Le type 3 détermine les **crues intermédiaires** qui concerne 12 événements aux Versauds et 11 à Pizay, dont 9 en commun. Elles se caractérisent par des débits relativement hauts et des concentrations en MES modérées, associés à des cumuls de précipitations modérés. La contribution moyenne d'un événement au budget sédimentaire annuel est de l'ordre de 4 à 5%. Un exemple est présenté sur la Figure 32.

<figure><img src="image_33.png" /><figcaption>Figure 32 : Hydrogrammes de la crue du 8 au 13/01/2022 pour les trois stations de mesure (Pic, 2023)</figcaption></figure>
Le type 4 regroupe les événements avec les plus hauts débits. Ils se caractérisent par des crues avec un fort transfert sédimentaire. Aux Versauds, 5 crues appartiennent à ce type, à Pizay 3 événements. Ils contribuent généralement à 25% du budget sédimentaire annuel. Il s'agit de crues associées à des précipitations d'intensité moyenne mais de longue durée. Elles présentent, en général, des signaux sédimentaires complexes (exemple sur la Figure 33).

<figure><img src="image_34.png" /><figcaption>Figure 33 : Hydrogrammes de la crue du 10 au 18/05/2021 pour les trois stations de mesure (Pic, 2023)</figcaption></figure>

De manière générale, les types de crues sont plutôt semblables entre les deux stations. Le site des Versauds est plus réactif que celui de Pizay du fait de sa position en tête de bassin versant. Ainsi, la concentration maximale en MES est 5,5 fois plus importante que la concentration moyenne à Pizay alors qu'elle est 16 fois plus importante aux Versauds.

L'analyse des événements ruisselant à Saint-Joseph et des crues aux Versauds et à Pizay a permis de confirmer le caractère saccadé des transferts sédimentaires dans le secteur. Les événements qui contribuent de manière significative à l'export des sédiments hors de la parcelle de Saint-Joseph ont lieu en période estivale, impulsé par les précipitations les plus érosives. La principale contribution est celle des sédiments grossiers piégés dans le collecteur. L'analyse des crues au niveau des deux stations du cours d'eau, a souligné 4 types de crues. Les petites crues, fréquentes mais qui occasionnent de faibles transferts montrent l'extension du caractère saccadé aux trois échelles. Les trois autres types de crues activent de manière variable le système érosif à l'échelle du bassin versant en fonction de leurs caractéristiques.
<table><caption>Tableau 3 : Synthèse des caractéristiques des quatre types de crues (Pic, 2023)</caption><thead><tr><th>Type de crues</th><th>Précipitations</th><th>Débits liquides</th><th>Concentration en MES</th><th>Caractéristiques</th></tr></thead><tbody><tr><td>Petites crues</td><td>-</td><td>+</td><td>-</td><td>Transferts sédimentaires faibles</td></tr><tr><td>Crues liées à des précipitations érosives</td><td>++</td><td>+</td><td>++</td><td>Production sédimentaire sur les versants<br>Purge des sédiments du chenal<br>Activation complète du système possible si succession d'événements</td></tr><tr><td>Crues intermédiaires</td><td>+</td><td>+</td><td>+</td><td>Purge des sédiments du chenal</td></tr><tr><td>Crues à hauts débits</td><td>++</td><td>++</td><td>+</td><td>Signaux complexes<br>Activation complète du système</td></tr></tbody></table>

Les crues qui présentent les plus fortes concentrations en MES sont liées aux précipitations érosives estivales et qui sont à l'origine de l'essentiel de la production sédimentaire sur la parcelle. Si des signaux sont observés aux trois échelles lors de ces événements, une succession de périodes de précipitations érosives est nécessaire pour une activation complète du système érosif. Sinon la contribution des versants aux sédiments transférés en rivière semble limitée. Les crues à hauts débits présentent les flux de MES les plus importants et découlent de précipitations longues mais à l'intensité modérée. Elles présentent des signaux complexes liés à une activation complète du système érosif et aux diverses sources sédimentaires mobilisées. Les crues intermédiaires correspondent à une version atténuée des crues à hauts débits. Les transferts sédimentaires en rivière apparaissent comme restreints à une purge des stocks du chenal.

### II.2.4. Caractéristiques des sédiments transportés

#### ▪ Granulométrie et rapport C/N

L'analyse de la granulométrie des sédiments transportés offre des éléments complémentaires d'explication des transferts sédimentaires et de leurs rythmes à l'échelle du bassin versant. D'un point de vue global, les résultats des analyses PaP et du bac collecteur de sédiments montrent un gradient net décroissant depuis la tête du bassin versant vers l'aval (Figure 34). Ainsi, le D 50 médian à St-Joseph est de 1000 µm. Il est de 64 aux Versauds et de 53 à Pizay.
<figure><img src="image_35.png" /><figcaption>Figure 34 : Distribution de l'ensemble des valeurs D 50 mesurées pour chacune des stations</figcaption></figure>

Les résultats présentés ici se basent sur la confrontation de la typologie et de crues et leur flux de MES cumulés avec : (1) les classes granulométriques des sédiments échantillonnés et (2) le rapport massique carbone sur azote (C/N), (voir Tableau 4). Le rapport C/N semble une variable intéressante à suivre afin de caractériser la qualité et l'origine des particules, et de distinguer les particules terrigènes, apportées depuis les versants, et ayant un rapport C/N élevé, des particules provenant d'une production autochtone en rivière, ayant un C/N faible. Suivant la qualité des données disponibles et la dynamique des sites, l'interprétation de ces signaux est plus ou moins aisée. Globalement les signaux apparaissent plus clairs à la station de Pizay qu'au deux autres stations.

A Pizay, sur la Figure 35, on observe une nette hausse de la granulométrie des sédiments transportés lors des épisodes de crue de type 2 et de type 4. Durant ces épisodes, le D 50 peut atteindre 100µm. Cette hausse est facilement expliquée par l'augmentation de la capacité de transport du cours d'eau. Elle est associée à une hausse du rapport C/N, indiquant une augmentation de la contribution des versants ou le transport de matière organique d'origine terrigène. Les niveaux atteints durant ces crues décroissent ensuite progressivement jusqu'à atteindre les valeurs minimales de la chronique autour de 50 µm pour le D 50 et 9 à 12 pour le rapport C/N. Les crues de type 1 et 3 ne semblent pas suffisantes pour influer de manière significative sur la granulométrie et le rapport C/N, indiquant une portée limitée en termes de transferts et donc de capacité à propager, purger les sédiments vers l'aval.
<figure><img src="image_36.png" /><figcaption>Figure 35 : Chronique des flux de MES, granulométrie et rapport C/N à la station de Pizay</figcaption></figure>

A la station des Versauds, le signal est plus complexe et reste difficile à interpréter (Figure 36). La crue de type 4 de forte magnitude en décembre 2020 par exemple, ne semble pas amener à une hausse significative de la granulométrie, pouvant évoquer un épuisement des stocks sédimentaires. Inversement, une hausse de la granulométrie est associée à plusieurs évènements de type 3 en janvier 2021. On observe également des hausses significatives de la granulométrie et du rapport C/N hors des périodes de crue.

Cette station a rencontré plusieurs difficultés lors de sa mise en place et de son suivi. Les conditions de site n'ont pas permis un positionnement optimal du PaP, conduisant certainement à des imprécisions dans les mesures. Par ailleurs, divers travaux de terrassement et interventions dans le lit du cours d'eau ont été observés. Sans avoir été documentés avec précision, ces derniers amènent à limiter la fiabilité de ces données, notamment celles montrant une forte hausse de la granulométrie hors période de crue.

<figure><img src="image_37.png" /><figcaption>Figure 36 : Chronique des flux de MES, granulométrie et rapport C/N à la station des Versauds</figcaption></figure>
Les éléments majeurs n'ont pas été mesurés à la station de St-Joseph. Cette station montre un signal granulométrique très homogène caractérisé par la large dominance des fractions sableuses (Figure 37). Cette homogénéité peut être expliquée la taille réduite et le caractère très homogène de la source sédimentaire. Par ailleurs, le protocole de mesure (par tamisage) reste beaucoup moins précis que la mesure au granulomètre laser, notamment pour les fractions fines qui ont tendance à être sous-estimées. Par ailleurs, les valeurs présentées ne représentent que les sédiments piégés dans le bac décanteur. La configuration du site, notamment le volume réduit des flux, n'a pas permis la mise en place d'un système de collecte des MES.

<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>Figure 37 : Chronique des flux de MES et granulométrie à la station de St-Joseph</figcaption></figure>

## Composition minéralogique des sédiments en lien avec la dynamique des flux hydrosédimentaires

Le Tableau 4 récapitule les grandeurs statistiques de base sur les résultats des analyses, par station. Les échantillons prélevés au Pont de Pizay semblent plus riches en éléments majeurs, avec un rapport C/N plus faible en moyenne, les échantillons prélevés aux Versauds ayant en moyenne un rapport C/N plus élevé et montrant une variabilité plus importante de leur composition (Tableau 4). On note également une évolution du rapport C/N en fonction des saisons, celui-ci décroissant du printemps à l'automne pour les deux stations (Tableau 5).

<table><thead><tr><th rowspan="2"></th><th rowspan="2"></th><th rowspan="2">COP</th><th rowspan="2">NTP</th><th rowspan="2">C/N</th><th rowspan="2">PT sol</th><th rowspan="2">Na</th><th rowspan="2">K</th><th rowspan="2">Mg</th><th rowspan="2">Ca</th><th colspan="3">Avec ultrason</th><th colspan="3">Sans ultrason</th></tr><tr><th>d10</th><th>d50</th><th>d90</th><th>d10</th><th>d50</th><th>d90</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="5">Pizay</td><td><strong>Moy</strong></td><td>70.0</td><td>6.1</td><td>12.3</td><td>1.7</td><td>0.2</td><td>3.1</td><td>5.8</td><td>6.2</td><td>4.1</td><td>22.0</td><td>79.4</td><td>10.1</td><td>49.6</td><td>157.8</td></tr><tr><td>Ecart type</td><td>20.9</td><td>2.7</td><td>2.4</td><td>0.7</td><td>0.1</td><td>1.2</td><td>1.4</td><td>1.6</td><td>0.9</td><td>6.7</td><td>32.8</td><td>2.2</td><td>16.9</td><td>61.2</td></tr><tr><td>Med</td><td>67.0</td><td>6.0</td><td>12.0</td><td>1.7</td><td>0.2</td><td>2.9</td><td>5.5</td><td>5.9</td><td>4.1</td><td>20.2</td><td>71.3</td><td>10.1</td><td>46.5</td><td>156.1</td></tr><tr><td>Max</td><td>116.0</td><td>12.0</td><td>18.5</td><td>5.0</td><td>0.6</td><td>7.4</td><td>10.4</td><td>12.8</td><td>10.4</td><td>50.6</td><td>241.8</td><td>14.7</td><td>120.6</td><td>327.4</td></tr><tr><td>Min</td><td>11.0</td><td>0.8</td><td>6.5</td><td>0.7</td><td>0.1</td><td>1.6</td><td>3.4</td><td>3.1</td><td>3.2</td><td>14.3</td><td>42.5</td><td>4.0</td><td>16.1</td><td>47.5</td></tr><tr><td rowspan="5">Versauds</td><td><strong>Moy</strong></td><td>60.5</td><td>3.8</td><td>15.9</td><td>1.1</td><td>0.1</td><td>2.1</td><td>5.3</td><td>5.2</td><td>43.5</td><td>292.5</td><td>567.4</td><td>53.5</td><td>248.6</td><td>518.2</td></tr><tr><td>Ecart type</td><td>46.3</td><td>2.9</td><td>2.7</td><td>0.6</td><td>0.1</td><td>1.0</td><td>2.4</td><td>3.4</td><td>113.2</td><td>367.7</td><td>636.0</td><td>101.8</td><td>294.0</td><td>490.0</td></tr><tr><td>Med</td><td>55.0</td><td>3.9</td><td>15.7</td><td>0.9</td><td>0.1</td><td>1.8</td><td>4.7</td><td>4.8</td><td>5.5</td><td>31.7</td><td>116.0</td><td>14.7</td><td>67.1</td><td>227.7</td></tr><tr><td>Max</td><td>141.0</td><td>10.0</td><td>21.5</td><td>2.2</td><td>0.3</td><td>3.8</td><td>10.5</td><td>15.8</td><td>634.1</td><td>1038.5</td><td>2104.1</td><td>537.3</td><td>984.9</td><td>1574.0</td></tr><tr><td>Min</td><td>5.0</td><td>0.4</td><td>9.7</td><td>0.4</td><td>0.1</td><td>0.9</td><td>2.2</td><td>1.5</td><td>2.8</td><td>13.1</td><td>45.2</td><td>3.4</td><td>16.5</td><td>65.7</td></tr></tbody></table>

Tableau 4 : Tableau récapitulatif des valeurs moyennes, médianes, maximales, minimales et des écarts types pour les paramètres analysés sur les échantillons PaP, aux stations des Versauds et de Pizay. COP : Carbone Organique Particulaire, NTP : Azote total, PT sol : phosphore total, Na : Sodium, K : Potassium, Mg : Magnésium, Ca : Calcium. Les concentrations sont données en g/kg de matière sèche. Le rapport C/N est sans dimension. Les diamètres caractéristiques des distributions granulométriques (d10, d50 et 90) sont donnés en µm, en distinguant les résultats selon que les échantillons aient ou non été soumis à ultrason
Les résultats pour les éléments majeurs ont été analysés via une ACP afin d’en distinguer le schéma général d’organisation dans le temps. Pour enrichir l’interprétation, outre les éléments analysés, on a pris en compte pour l’ACP le rapport C/N, indicateur renseignant sur le degré d’évolution de la matière organique (d’autant plus élevé qu’elle est fraîche, pour se stabiliser à 10 pour de l’humus), ainsi que les valeurs moyennes et maximales du débit spécifique et de la turbidité pendant les périodes d’exposition des PaPs. Ces variables, ainsi que les valeurs relatives à la granulométrie (d10, d50, d90, avec et sans ultrason) ont été considérées comme variables additionnelles. Les deux dernières colonnes du Tableau 5 désignent respectivement le débit spécifique moyen sur les périodes d’exposition des PaP (en l/s/km²) et la turbidité moyenne (en NTU).

<table><caption>Tableau 5 : Tableau récapitulatif des paramètres analysés pour les PaP de taille réduite aux sites du Pont de Pizay et des Versauds, par saison. Les concentrations sont données en g/kg de matière sèche.</caption><thead><tr><th></th><th></th><th>COP</th><th>NTP</th><th>C/N</th><th>PT sol</th><th>Na</th><th>K</th><th>Mg</th><th>Ca</th><th>d50</th><th>deb_moy_s</th><th>turb_moy</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="4">Pizay</td><td>automne</td><td>109.0</td><td>12.0</td><td>9.1</td><td>3.3</td><td>0.4</td><td>4.4</td><td>6.4</td><td>8.1</td><td>22.6</td><td>2.0</td><td>16.9</td></tr><tr><td>printemps</td><td>78.8</td><td>7.8</td><td>12.2</td><td>1.7</td><td>0.2</td><td>2.9</td><td>5.4</td><td>5.5</td><td>22.8</td><td>8.9</td><td>27.6</td></tr><tr><td>été</td><td>63.5</td><td>5.5</td><td>13.0</td><td>1.5</td><td>0.2</td><td>3.0</td><td>5.6</td><td>5.7</td><td>20.7</td><td>7.5</td><td>47.9</td></tr><tr><td>hiver</td><td>73.6</td><td>4.4</td><td>15.1</td><td>1.1</td><td>0.1</td><td>2.0</td><td>4.3</td><td>4.7</td><td>31.2</td><td>33.2</td><td>26.4</td></tr><tr><td rowspan="4">Versauds</td><td>automne</td><td>83.5</td><td>5.8</td><td>14.7</td><td>1.6</td><td>0.2</td><td>3.1</td><td>6.8</td><td>6.4</td><td>28.5</td><td>13.1</td><td>89.1</td></tr><tr><td>printemps</td><td>75.5</td><td>4.2</td><td>17.7</td><td>1.1</td><td>0.1</td><td>1.9</td><td>5.0</td><td>5.9</td><td>220.9</td><td>8.0</td><td>19.9</td></tr><tr><td>été</td><td>53.1</td><td>3.3</td><td>15.4</td><td>1.2</td><td>0.2</td><td>2.5</td><td>6.3</td><td>4.9</td><td>231.2</td><td>9.2</td><td>40.0</td></tr><tr><td>hiver</td><td>28.1</td><td>1.5</td><td>17.4</td><td>0.5</td><td>0.1</td><td>1.0</td><td>2.9</td><td>2.3</td><td>606.4</td><td>22.4</td><td>40.0</td></tr></tbody></table>

Sur le site des Versauds (Figure 38), les deux premières dimensions expliquent 90 % de la variance. Le rapport C/N pilote complètement la 1ère dimension (71%) mais aussi la 3ème (4.5%), d’une façon qui parait moins directement liée aux variables « hydrologiques » et à la granulométrie que pour les deux sites considérés ensemble, et les fortes valeurs de C/N ne sont pas ici corrélées à de faibles valeurs de COP et NTP. Cela tendrait à suggérer une mobilisation des particules riches en matière organique depuis les versants ou les berges lors d’événements d’importance modérée, les événements les plus forts entrainant des particules plus grossières, plus sableuses et plus pauvres en éléments majeurs : les teneurs en COP diminuent rapidement en profondeur dans le sol, les concentrations étant plus élevées en surface (mais moindres que celle des sources aquatiques autochtones). La représentation des échantillons selon la saison de prélèvement met en évidence une tendance à un rapport C/N plus élevé au printemps (Tableau 5), et des particules mobilisées en hiver pauvres en éléments majeurs, ce qui est également cohérent avec des débits en moyenne plus élevés en hiver (le nombre d’échantillons collectés en hiver est toutefois trop faible pour conclure).
<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>Figure 38 : Résultats de l'ACP réalisée sur les échantillons collectés aux Versauds. En haut, graphe des variables, dimensions 1 et 2 à gauche, 2 et 3 à droite. En bas, graphe des individus, la couleur représentant la saison de collecte.</figcaption></figure>

A Pizay (Figure 39), les deux premières dimensions expliquent 90 % de la variance. Les teneurs en Carbone organique particulaire (COP) et en Azote total (NTP) d'une part, et les concentrations en éléments majeurs (Mg, Na et Ca) d'autre part contribuent fortement à ces deux dimensions, la teneur en phosphore total étant un peu à part. A l'inverse du site de Versauds considéré seul, les plus fortes valeurs de C/N correspondent à des concentrations en COP et NTP faibles, et à une granulométrie élevée, allant avec des conditions de débit et de turbidité maximales élevées. Une tendance semble se dégager en fonction des saisons, les échantillons prélevés en hiver et au printemps semblant s'étaler le long de l'axe dessiné par les fortes teneurs en COP et NTP d'un côté et un fort rapport C/N de l'autre (allant avec les « variables hydrologiques » élevées), alors que les échantillons prélevés en été et automne s'étalent plutôt le long de l'axe défini par les fortes teneurs en autres éléments majeurs.
<figure><img src="image_40.png" /><figcaption>Figure 39 : Résultats de l'ACP réalisée sur les échantillons collectés au Pont de Pizay par le PaP de taille réduite. En haut, graphe des variables, dimensions 1 et 2 à gauche, 2 et 3 à droite. En bas, graphe des individus, la couleur représentant la saison de collecte</figcaption></figure>

Du point de vue méthodologique, ce suivi a permis d'évaluer la pertinence des pièges à particules du modèle OSR pour des petits cours d'eau, ainsi que l'influence de la taille du modèle de PaP utilisé : comme anticipé (Berni et al, 2019), on constate un biais d'échantillonnage entre les deux modèles, le PaP modèle réduit captant moins bien les particules fines à teneurs en éléments majeurs élevés et rapports C/N plus faibles (Figure 39). Par ailleurs, comme explicité plus haut, pour cette première utilisation des PaP en cours d'eau de taille modérée à faible, le choix a été fait de laisser ouverts les trois orifices d'entrée des PaP, afin d'assurer la collecte d'échantillons assez importants pour permettre les analyses (prise d'essai suffisante pour les pesticides notamment). Le projet ayant permis de montrer que, au moins pour les cours d'eau relativement érosifs que sont la Morcille et l'Ardières, la collecte d'échantillon a toujours été suffisante, il serait intéressant à l'avenir de boucher 2 orifices amont sur 3, et d'évaluer si le biais d'échantillonnage est significativement réduit.
<figure><img src="image_41.png" /><figcaption>Figure 40 : Résultat de l'ACP sur les échantillons collectés par les PAP de tailles normale et réduite au Pont de Plzay. En haut, graphes des variables, dimensions 1 et 2 à gauche et dimensions 3 et 2 à droite. En bas, graphes des individus projetés sur les dimensions 1 et 2 et distinguant le type de PaP (gauche).</figcaption></figure>

## II.2.5. Conclusion : les dynamiques sédimentaires dans les bassins versants instrumentés

Le protocole mis en place dans le cadre de ce projet a permis de proposer de premières valeurs de référence sur l'ampleur des transferts sédimentaires dans les bassins versants du Beaujolais de cru. Bien que de nombreuses études soient disponibles sur les dynamiques des débits, aucune ne s'était attachée à suivre et quantifier les transferts sédimentaires. Notre objectif était de mesurer les volumes de sédiments exportés à différentes échelles spatiales complémentaires de la parcelle viticole au cours d'eau et ainsi documenter les modalités de transfert et la façon dont elles s'organisent dans le temps et l'espace.

La dynamique sédimentaire s'organise selon un schéma général de système saccadé caractérisé par des alternances de phases de production, de dépôt intermédiaire puis de purge des sédiments le long
du continuum du bassin versant. La production sédimentaire (ablation) est principalement concentrée sur la période estivale (printemps et automne inclus), sous l'effet des précipitations érosives liées aux épisodes orageux. Entre deux orages, le déstockage des sédiments s'opère lentement sous l'effet de petites crues qui amènent à des phénomènes de remobilisation/dépôt de sédiments stockés en bas de versant ou dans les chenaux. L'activation du système aux trois échelles ne peut être observée que durant les épisodes de précipitations intenses en période estivale, sans que la durée des épisodes de crue ne puisse efficacement évacuer l'ensemble des sédiments produits (érodés) sur les versants. Des phénomènes de purge sédimentaire sont observés en période hivernale dans des contextes de crues de forte magnitude liées aux précipitations d'intensité faible à moyenne, mais prolongées. Au-delà de l'analyse quantitative des flux, l'analyse conjointe de la granulométrie et de la composition en carbone organique particulaire, azote total et éléments majeurs des particules collectées par les pièges à particules, a permis de conforter les hypothèses émises sur le fonctionnement de la cascade sédimentaire et de son activation au cours de l'année hydrologique selon les différents types d'événements. Le rapport C/N apparaît ainsi comme un indicateur particulièrement intéressant, en complément de la granulométrie, pour comprendre l'origine des particules. L'ensemble de ces interprétations sont permises par une base de données collectées conséquente sur les volumes transférés, leur nature ainsi que sur un lot d'analyses ayant permis de dresser une typologie des crues durant la période de suivi.

## II.3. Transfert de produits phytosanitaires en phase particulaire

Les transferts de produits phytosanitaires en phase particulaire ont pu être étudiés aux trois échelles, sur plusieurs périodes contrastées du point de vue hydrologique (Marie, 2021). Les concentrations observées ont été interprétées en tenant compte des caractéristiques intrinsèques des substances actives étudiées, de leurs usages sur le bassin versant, des caractéristiques hydrologiques des périodes échantillonnées. Une évaluation des flux exportés sur les mois de mai-juin 2021 a été réalisée, à titre exploratoire, pour une première caractérisation des ordres de grandeur en jeu.

### II.3.1. Modes d'échantillonnage

Les échantillons analysés ont été collectés au cours des années 2020 et 2021. Le climat excessivement sec du printemps-été 2022 n'a en effet pas permis d'échantillonner un même événement pluvieux aux 3 échelles, comme initialement prévu. Différentes méthodes d'échantillonnage ont été mises en œuvre :

- Sur le site de Saint Joseph en sortie de parcelle, pour chaque événement ruisselant étudié, à la fois les dépôts dans le piège à sédiments et la phase particulaire des échantillons collectés par prélèvements automatiques ont été analysés. A noter que sur la période ayant conduit à des analyses de concentrations en pesticides, le préleveur automatique était déclenché par la turbidité (seuil fixé à 20 NTU, et prélèvements toutes les minutes ensuite), alors que la sonde turbidimétrique était fixée dans le compartiment de sortie du piège à sédiments où le niveau d'eau était soumis à des oscillations : cela a conduit à des chroniques de turbidité très bruitées. Celles-ci ne remettent pas en cause les concentrations analysées sur les échantillons prélevés par échantillonneur automatique, mais compliquent l'analyse de la dynamique des flux.

- Sur le site des Versauds, les échantillons ont été prélevés uniquement via un Piège à Particules (modèle de taille réduite, sauf pour le premier prélèvement en mai 2020 où le piège était de taille classique).
- Sur le site du Pont de Pizay, l'essentiel des échantillons a été prélevé par Piège à Particules (modèles taille standard et taille réduite en parallèle). Deux échantillons ont été collectés par échantillonneur automatique asservi au débit.

<figure><img src="image_42.png" /><figcaption>Figure 41 : Débits spécifiques aux sites des Versauds (Morcille) et du Pont de Pizay (Ardières) et périodes d'échantillonnage (délimitées par les barres rouges).</figcaption></figure>

<figure><img src="image_43.png" /><figcaption>Figure 42 : Turbidité aux sites des Versauds (Morcille) et du Pont de Pizay (Ardières) et périodes d'échantillonnage (délimitées par les barres rouges).</figcaption></figure>

Les Figure 41 et Figure 42 illustrent respectivement les débits et turbidités au niveau des stations des Versauds et du Pont de Pizay pour les périodes échantillonnées. On constate que les deux premières
périodes d'échantillonnage correspondent à des périodes de très faibles débits et turbidité, les deux suivantes à des périodes un peu plus dynamiques du point de vue de l'hydrologie et de la turbidité, notamment pour l'échantillon prélevé entre le 9 et le 22 juin 2021. Les caractéristiques principales des périodes ayant donné lieu à échantillonnage sont décrites en V.2.

L'ensemble des échantillons de MES analysés au cours du projet est présenté dans le Tableau 6 ci-dessous.

<table><caption>Tableau 6 : Nom des échantillons, type, lei et date d'échantillonnage. PaP : Piège à Particules.</caption><thead><tr><td>Nom de l'échantillon</td><td>Type de prélèvement</td><td>Site</td><td>Date</td></tr></thead><tbody><tr><td>MOR-PAP-200519-200528</td><td>PaP. Taille normale</td><td>Versauds</td><td>Du 19/05/2020 au 28/05/2020</td></tr><tr><td>PIZ-PAP-200519-200528</td><td>PaP. Taille normale</td><td>Pont de Pizay</td><td>Du 19/05/2020 au 28/05/2020</td></tr><tr><td>VER-PAP-201117-201209-2</td><td>PaP. Taille réduite</td><td>Versauds</td><td>Du 17/11/2020 au 09/12/2020</td></tr><tr><td>PIZ-PAP-201117-201209-1</td><td>PaP. Taille normale</td><td>Pont de Pizay</td><td>Du 17/11/2020 au 09/12/2020</td></tr><tr><td>PIZ-PAP-201117-201209-2</td><td>PaP. Taille réduite</td><td>Pont de Pizay</td><td>Du 17/11/2020 au 09/12/2020</td></tr><tr><td>VER-PAP-210503-210518-2</td><td>PaP. Taille réduite</td><td>Versauds</td><td>Du 03/05/2021 au 18/05/2021</td></tr><tr><td>PIZ-PAP-210503-210518-1</td><td>PaP. Taille normale</td><td>Pont de Pizay</td><td>Du 03/05/2021 au 18/05/2021</td></tr><tr><td>PIZ-PAP-210503-210518-2</td><td>PaP. Taille réduite</td><td>Pont de Pizay</td><td>Du 03/05/2021 au 18/05/2021</td></tr><tr><td>VER-PAP-210609-210622-2</td><td>PaP.Taille réduite</td><td>Versauds</td><td>Du 9/06/2021 au 21/06/2021</td></tr><tr><td>PIZ-PAP-210609-210622-1</td><td>PaP.Taille normale</td><td>Pont de Pizay</td><td>Du 9/06/2021 au 21/06/2021</td></tr><tr><td>PIZ-PAP-210609-210622-2</td><td>PaP.Taille réduite</td><td>Pont de Pizay</td><td>Du 9/06/2021 au 21/06/2021</td></tr><tr><td>St Joseph bac 11/05/21</td><td>Bac à sédiments.</td><td>Saint Joseph</td><td>Du 10/05/2021 au 11/05/2021</td></tr><tr><td>St Joseph préleveur 10 au 11/05/21</td><td>Préleveur automatique</td><td>Saint Joseph</td><td>Du 10/05/2021 au 11/05/2021</td></tr><tr><td>Pizay préleveur 10 au 11/05/21</td><td>Préleveur automatique</td><td>Pont de Pizay</td><td>Du 10/05/2021 au 11/05/2021</td></tr><tr><td>St Joseph bac 22/06/21</td><td>Bac à sédiments.</td><td>Saint Joseph</td><td>Du 20/06/2021 au 22/06/2021</td></tr><tr><td>St Joseph préleveur 20/06/21</td><td>Préleveur automatique</td><td>Saint Joseph</td><td>Du 20/06/2021</td></tr><tr><td>Pizay préleveur 16 au 22/06/21</td><td>Préleveur automatique</td><td>Pont de Pizay</td><td>Du 16/06/2021 au 22/06/2021</td></tr><tr><td>Pizay 1-3 - sédiments - 17/05/2021</td><td>Prélèvement manuel</td><td>Pont de Pizay</td><td>Du 17/05/2021</td></tr></tbody></table>
Les échantillons prélevés par PaP et dont les teneurs en pesticides ont été analysées ont été placés sur le graphe des individus de l'Analyse en Composantes Principales réalisée dans la partie précédente, afin de juger de leur représentativité par rapport à la diversité de l'ensemble des échantillons prélevés par PaP et pour lesquels la granulométrie et les teneurs en éléments majeurs ont été déterminés. On peut constater que les échantillons analysés sont bien répartis sur le graphe des individus, et couvrent donc en bonne partie l'hétérogénéité des échantillons collectés, mis à part les échantillons présentant les plus fortes concentrations en carbone organique particulaire et azote total (Figure 43). Il n'y a donc a priori pas de biais systématique sur le type d'échantillon analysé.

<figure><img src="image_44.png" /><figcaption>Figure 43 : Résultat de l'Analyse en Composantes Principales réalisée sur les échantillons prélevés par PaP au Pont de Pizay. Variables : teneurs en carbone organique dissous et en éléments majeurs ; variables additionnelles : granulométrie (d10, d50, d90) et débits et turbidité moyens et maximums sur la période d'échantillonnage. Les échantillons analysés pour les teneurs en pesticides sont entourés d'une ellipse rouge.</figcaption></figure>
II.3.2. Méthode analytique

Une méthode d'analyse multirésidus adaptée aux matières en suspension a été développée et validée dans le cadre du projet, et a permis de quantifier les teneurs de 34 pesticides (31 substances actives et 4 produits de transformation).

Les échantillons sont lyophilisés (après élimination du surnageant), puis une extraction QuEChERS (Quick, Easy, Cheap, Effective, Rugged and Safe) est opérée, suivie d'une purification par dPSE (dispersive Solid Phase Extraction). Les pesticides sont ensuite analysés et quantifiés par chromatographie liquide à ultra haute performance (UHPLC), couplée à un spectromètre de masse en tandem (MS-MS). Les rendements d'extraction de la méthode analytique sont évalués grâce à l'ajout de composés deutérés dans chaque échantillon de MES. L'évaluation des performances de la méthode et la détermination des incertitudes de mesure selon les référentiels normatifs en vigueur (respectivement NF T90-210, 2018 et NF ISO 11352, 2013) ont permis de valider la méthode d'analyse pour 34 pesticides sur les 45 initialement sélectionnés (Voir Marie, 2021) pour une présentation détaillée des protocoles analytiques et la détermination des incertitudes associées). Les teneurs en pesticides présentées dans ce rapport sont des concentrations dans les matières en suspension ou sédiments exprimées en ng/g sec, et systématiquement corrigées des rendements d'extraction pour tenir compte des éventuels artéfacts ou effets matrices observés lors de l'analyse

Les caractéristiques principales des molécules sont synthétisées dans le Tableau 7 : famille (herbicide, fongicide, insecticide), usages principaux, déterminant notamment les cultures et périodes principales d'application, date d'interdiction quand la molécule n'était plus autorisée au moment de l'étude en 2021, caractéristiques physico-chimiques pouvant influencer le devenir environnemental. A noter que les molécules notées en vert n'ont jamais été détectées dans les échantillons analysés, les molécules en jaune-orangé ont été parfois détectées mais jamais quantifiées, celles en rouge ont été quantifiées au moins une fois dans un échantillon de MES collecté.
<table><thead><tr><th>code</th><th>Pesticide</th><th>Famille</th><th>Usage</th><th>Autorisé (oui/année d'interdiction)</th><th>Koc (mL/g)</th><th>Kfoc</th><th>Kow (log)</th><th>DT50</th></tr></thead><tbody><tr><td>ATC</td><td>Acétochlore</td><td>Herbicide</td><td>Pré-émergence</td><td>2008</td><td>156</td><td></td><td>4.1</td><td>14</td></tr><tr><td>ACF</td><td>Aclonifen</td><td>Herbicide</td><td>Pré-émergence</td><td>oui</td><td></td><td>7 126</td><td>4.4</td><td>117</td></tr><tr><td>ATZ</td><td>Atrazine</td><td>Herbicide</td><td>Pré-émergence</td><td>2003</td><td>100</td><td>174</td><td>2.7</td><td>75</td></tr><tr><td>AZS</td><td>Azoxystrobine</td><td>Fongicide</td><td>Céréale</td><td>oui</td><td>589</td><td>423</td><td>2.5</td><td>78</td></tr><tr><td>BOS</td><td>Boscalid</td><td>Fongicide</td><td>Usage large</td><td>oui</td><td></td><td>772</td><td>3.0</td><td>484</td></tr><tr><td>CBZ</td><td>Carbendazime</td><td>Fongicide</td><td>Céréales</td><td>2009</td><td></td><td>225</td><td>1.5</td><td>40</td></tr><tr><td>CFV</td><td>Chlorfenvinphos</td><td>Insecticide</td><td>Ravageurs racine</td><td>2007</td><td>680</td><td></td><td>3.8</td><td>40</td></tr><tr><td>CTU</td><td>Chlortoluron</td><td>Herbicide</td><td>Céréales</td><td>oui</td><td></td><td>147</td><td>2.5</td><td>34</td></tr><tr><td>DCPMU</td><td></td><td></td><td>métabolite diuron</td><td></td><td></td><td>928</td><td>2.7</td><td>127</td></tr><tr><td>DCA</td><td>Dichloroalanine</td><td></td><td>métabolite diuron</td><td></td><td></td><td>485</td><td>2.7</td><td>33</td></tr><tr><td>DFZ</td><td>Difénoconazole</td><td>Fongicide</td><td>Semence ou spray</td><td>oui</td><td></td><td>3 760</td><td>4.4</td><td>130</td></tr><tr><td>DFF</td><td>Diflufénicanil</td><td>Herbicide</td><td></td><td>oui</td><td>5 504</td><td>2 215</td><td>4.2</td><td>95</td></tr><tr><td>DMM</td><td>Diméthomorphe</td><td>Fongicide</td><td>Vigne</td><td>oui</td><td></td><td>419</td><td>2.7</td><td>73</td></tr><tr><td>DIU</td><td>Diuron</td><td>Herbicide</td><td>Pré-émergence</td><td>2008</td><td>680</td><td>757</td><td>2.9</td><td>146</td></tr><tr><td>FLZ</td><td>Flazasulfuron</td><td>Herbicide</td><td>Pré et post émergence</td><td>oui</td><td>46</td><td>283</td><td>-0.1</td><td>41</td></tr><tr><td>FZN</td><td>Fluazinam</td><td>Fongicide</td><td>Pathogènes du sol</td><td>oui</td><td>16 430</td><td>1 958</td><td>4.9</td><td>124</td></tr><tr><td>FMX</td><td>Flumioxazine</td><td>Herbicide</td><td>Pré-émergence</td><td>oui</td><td>889</td><td></td><td>2.6</td><td>22</td></tr><tr><td>FTM</td><td>Flurtamone</td><td>Herbicide</td><td>Pré et post émergence</td><td>oui</td><td></td><td>257</td><td>3.2</td><td>11</td></tr><tr><td>IMD</td><td>Imidaclopride</td><td>Insecticide</td><td></td><td>2018</td><td></td><td>225</td><td>0.6</td><td>191</td></tr><tr><td>IDX</td><td>Indoxacarbe</td><td>Insecticide</td><td>Large usage</td><td>2021/2024</td><td>4 483</td><td></td><td>4.7</td><td>113</td></tr><tr><td>IPU</td><td>Isoproturon</td><td>Herbicide</td><td>Céréales</td><td>oui</td><td></td><td>122</td><td>2.5</td><td>12</td></tr><tr><td>IPUD</td><td>Isoproturon demethy</td><td>métabolite IPU</td><td></td><td></td><td></td><td>147</td><td></td><td>33</td></tr><tr><td>IXB</td><td>Isoxaben</td><td>Herbicide</td><td>Pré-émergence</td><td>oui</td><td>909</td><td>354</td><td>3.9</td><td>105</td></tr><tr><td>LINU</td><td>Linuron</td><td>Herbicide</td><td>Pré et post émergence</td><td>2017</td><td>842</td><td>559</td><td>3.0</td><td>58</td></tr><tr><td>MTM</td><td>Métamitrone</td><td>Herbicide</td><td></td><td>oui</td><td>77</td><td>86</td><td>0.9</td><td>30</td></tr><tr><td>MTMD</td><td>Métamitrone désami</td><td>métabolite MTM</td><td></td><td></td><td></td><td>103</td><td></td><td>31</td></tr><tr><td>MTZ</td><td>Métazachlor</td><td>Herbicide</td><td></td><td>oui</td><td>54</td><td>79</td><td>2.5</td><td>9</td></tr><tr><td>NPM</td><td>Napropamide</td><td>Herbicide</td><td>Pré-émergence</td><td>oui</td><td>839</td><td>885</td><td>3.3</td><td>70</td></tr><tr><td>NFZ</td><td>Norflurazon</td><td>Herbicide</td><td>Pré-émergence, industrie</td><td>2003</td><td>700</td><td>295</td><td>2.5</td><td>90</td></tr><tr><td>PPZ</td><td>Propizamide</td><td>Herbicide</td><td>Post émergence résiduel</td><td>oui</td><td>840</td><td>1 626</td><td>3.3</td><td>50</td></tr><tr><td>SMZ</td><td>Simazine</td><td>Herbicide</td><td></td><td>2001</td><td>130</td><td>750</td><td>2.3</td><td>60</td></tr><tr><td>MTC</td><td>s-metolachlore</td><td>Herbicide</td><td>Pré-émergence</td><td>oui</td><td>120</td><td>163</td><td>3.4</td><td>90</td></tr><tr><td>SPX</td><td>Spiroxamine</td><td>Fongicide</td><td>Plantes et fruits</td><td>oui</td><td></td><td>14 567</td><td>2.9</td><td>25</td></tr><tr><td>TBZ</td><td>Tebuconazole</td><td>Fongicide</td><td>Maladie feuilles</td><td>oui</td><td></td><td>769</td><td>3.7</td><td>63</td></tr></tbody></table>

Tableau 7 : Caractéristiques des molécules analysées. Les caractéristiques physico-chimiques proviennent de la base ppdb - Pesticides Properties DataBase (https://sitem.herts.ac.uk/aeru/ppdb/) consultée en novembre 2022. Le Koc est le coefficient de partage Carbone-Eau : il est d'autant plus élevé que la molécule a une forte affinité pour la matière organique. Le Kfoc est son équivalent, dans le cas d'une isotherme d'adsorption non linéaire (de Freundlich). La DT50 est la demie-vie de la molécule dans l'eau, exprimée en jours. Dans la colonne « Pesticide », les substances sont indiquées en vert si elles n'ont jamais été détectées dans les échantillons analysées, en jaune si elles ont parfois été détectées mais jamais quantifiées, en rouge si elles ont été quantifiées au moins une fois. Quand une substance active n'est plus autorisée, l'année de son interdiction est mentionnée dans la colonne « Autorisé ». DCPMU = 1-(3,4-dichlorophenyl)-3-methylurea

Pour mieux interpréter les données de concentrations observées, il est nécessaire de les croiser avec les quantités de substances appliquées. Cette donnée peut être approchée grâce à la Base Nationale de Vente des Distributeurs (BNVD) qui depuis 2016 permet pour chaque produit commercial ou
substance active d'avoir accès aux quantités vendues par code postal de l'acheteur (https://ventes-produits-phytopharmaceutiques.eaufrance.fr/). En excluant les communes ne contribuant que très peu à la surface des deux bassins versants (Figure 44), les communes concernées sont ainsi :

- Chiroubles (CP 69 115) et Villié Morgon (CP 69 910) pour le bassin de la Morcille

- Villié Morgon (CP 69 910), Belleville-en-Beaujolais, Cercié, Corcelles-en-Beaujolais, Saint-Lager et Odenas (CP 69 220), Les Ardillats, Beaujeu, Chénelette, Lantignié, Marchampt, Quincé-en-Beaujolais, Régnié-Durette, Saint Didier sur Beaujeu, Vernay (CP 69 430) pour l'Ardières.

<figure><img src="image_45.png" /><figcaption>Figure 44 : Communes contribuant à la surface des bassins de l'Ardières et de la Morcille.</figcaption></figure>

Le Tableau 8 présente la clé de répartition sur les surfaces des deux bassins versants étudiés (Ardières au Pont de Pizay et Morcille aux Versauds) des quantités achetées par code postal. Le choix a été fait de considérer que les produits phytosanitaires analysés sont potentiellement appliqués sur l'ensemble de la Surface Agricole Utile, prairies permanents mises à part. Une analyse plus poussée aurait demandé de tenir compte des usages possibles (type de culture) pour chaque substance active concernée, ainsi que des pratiques agricoles spécifiques à la zone étudiée : usage d'une substance active sur l'ensemble des cultures pour lesquelles elle est homologuée, ou sur seulement une partie de ces cultures. Nous n'avons pas accès à cette information à ce stade. De plus, on constate que mise à part la partie du bassin versant de l'Ardières intersectant la surface correspondant au code postal 69 220, les clés de répartition sont proches selon qu'on considère toute la surface agricole utile hors prairies permanentes (« Traitement toutes cultures ») ou seulement la surface en vigne (« Traitement vigne »). On peut également constater que la clé de répartition adoptée est légèrement différente de celle que l'on obtiendrait en considérant uniquement le ratio de la surface des bassins versants et de la surface couverte par les codes postaux concernés, notamment pour la part du bassin versant de la Morcille intersectée par le code postal 69 115, qui se situe à l'amont du bassin versant, dans une zone forestière.
<table><thead><tr><th></th><th>Ard-69220-%</th><th>Ard-69430-%</th><th>Ard-69910-%</th><th>Mor-69910-%</th><th>Mor-69115-%</th></tr></thead><tbody><tr><th>Surface totale</th><td>28</td><td>93</td><td>50</td><td>15</td><td>6.8</td></tr><tr><th>SAU totale</th><td>30</td><td>94</td><td>52</td><td>13</td><td>3.2</td></tr><tr><th>Traitement toutes<br>cultures</th><td>31</td><td>97</td><td>49</td><td>12</td><td>1.0</td></tr><tr><th>Traitement vigne</th><td>42</td><td>100</td><td>49</td><td>12</td><td>1.0</td></tr></tbody></table>

Tableau 8 : Contribution de la surface cultivée des deux bassins versants étudiés aux surfaces des codes postaux auxquels ils contribuent. Ard-69220-% signifie par exemple : pourcentage de la surface correspondant au code postal 69 220 appartenant au bassin versant de l'Ardières, selon que l'on considère pour chacune de ces deux entités la Surface totale, la Surface Agricole Utile Totale, la SAU amputée des prairies permanentes, ou la Surface en vigne (soit respectivement pour cet exemple 28, 39, 31 et 41 %). En gras la clé de répartition utilisée : on considère ainsi que 31% des quantités de substances actives achetées par des exploitants domiciliés sur une commune ayant le code postal 69220 sont appliqués sur le bassin de l'Ardières.

Pour chaque substance active analysée par le LAMA durant ce projet, les quantités achetées sur les codes postaux concernés de 2018 à 2021 ont été extraites de la BNVD et réparties sur les deux bassins versants étudiés, selon la clé de répartition du Tableau 8. Quatre années ont été prises en compte, pour lisser les disparités entre années, les éventuels effets de stockage, etc. Le déphasage saisonnier observé pour le transfert sédimentaire entre les 3 échelles étudiées incite également à émettre l'hypothèse que le transfert particulaire des pesticides n'a pas systématiquement lieu l'année de leur application, et donc à moyenner les quantités achetées sur plusieurs années, dans l'attente de connaissances complémentaire sur les dynamiques de transfert. Toutefois, on peut constater sur le Tableau 9 représentant les quantités appliquées chaque année sur chaque bassin, que l'année 2018 est atypique, avec des quantités achetées plus élevées qu'en moyenne, phénomène également observé à l'échelle de la France métropolitaine. Le choix a donc été fait dans la suite de considérer la moyenne des quantités achetées sur les années 2019 à 2021, en omettant les données collectées pour 2018. Dans le tableau 9, les quantités sont exprimées en quantités absolues (en kilogrammes), rapportées à la surface traitée du bassin versant (SAU sauf prairies permanentes, en g/ha) ou rapportées à la surface totale du bassin (en g/ha). La première de ces valeurs relatives donne une indication de la pression d'usage sur les zones cultivées, la deuxième donne a priori une indication plus générale de cette pression.
<table><caption>Tableau 9 : Quantités estimées de matières actives homologuées achetées respectivement sur les bassins versants de la Morcille et de l'Ardières, de 2018 à 2021, en kilogrammes. La moyenne de ces quantités pour les années 2019 à 2021 est également exprimée soit rapportée à la surface traitée du bassin (g/ha traité) soit à sa surface totale (g/ha BV total).</caption><thead><tr><th rowspan="2">Pesticide</th><th colspan="8">Quantité achetée Ardières (kg)</th><th colspan="8">Quantité achetée Morcille (kg)</th></tr><tr><th>2018</th><th>2019</th><th>2020</th><th>2021</th><th>Moyenne 2019-2021</th><th>g/ha traité</th><th>g/ha BV total</th><th>2018</th><th>2019</th><th>2020</th><th>2021</th><th>Moyenne 2019-2021</th><th>g/ha traité</th><th>g/ha BV total</th></tr></thead><tbody><tr><td>Aclonifen</td><td>14</td><td>24</td><td>46</td><td>46</td><td>39</td><td>11</td><td>3</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Azoxystrobine</td><td>3.1</td><td>5.0</td><td>5.4</td><td>5.8</td><td>5.4</td><td>1.5</td><td>0.4</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Boscalid</td><td>200</td><td>79</td><td>35</td><td>70</td><td>61</td><td>18</td><td>4.2</td><td>5.4</td><td>1.1</td><td>1.4</td><td>1.2</td><td>1.2</td><td>7.7</td><td>3.5</td></tr><tr><td>Chlortoluron</td><td></td><td>6.2</td><td></td><td></td><td>6.2</td><td>1.8</td><td>0.4</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Difénoconazole</td><td>102</td><td>71</td><td>89</td><td>160</td><td>106</td><td>31</td><td>7.3</td><td>5.1</td><td>2.5</td><td>3.7</td><td>6.4</td><td>4.2</td><td>26.3</td><td>12.1</td></tr><tr><td>Diflufénicanil</td><td>71</td><td>56</td><td>104</td><td>138</td><td>99</td><td>28</td><td>6.8</td><td>3.1</td><td>2.4</td><td>2.3</td><td>4.0</td><td>2.9</td><td>18</td><td>8.2</td></tr><tr><td>Diméthomorphe</td><td>403</td><td>242</td><td>220</td><td>497</td><td>319</td><td>92</td><td>22</td><td>16</td><td>16</td><td>14</td><td>21</td><td>17</td><td>106</td><td>49</td></tr><tr><td>Flazasulfuron</td><td>86</td><td>54</td><td>61</td><td>48</td><td>54</td><td>16</td><td>3.7</td><td>3.0</td><td>1.6</td><td>2.1</td><td>1.4</td><td>1.7</td><td>10.8</td><td>5.0</td></tr><tr><td>Fluazinam</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Flumioxazine</td><td>513</td><td>262</td><td>281</td><td>255</td><td>266</td><td>76</td><td>18</td><td>31</td><td>13</td><td>13</td><td>10</td><td>12</td><td>76</td><td>35</td></tr><tr><td>Flurtamone</td><td>22</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Indoxacarbe</td><td>81</td><td>45</td><td>49</td><td>35</td><td>43</td><td>12</td><td>2.9</td><td>3.3</td><td>2.0</td><td>2.3</td><td>1.9</td><td>2.1</td><td>12.8</td><td>5.9</td></tr><tr><td>Isoproturon</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Isoxaben</td><td>28</td><td>19</td><td>18</td><td>21</td><td>19</td><td>5.6</td><td>1.3</td><td>0.9</td><td>0.7</td><td>1.0</td><td>1.2</td><td>1.0</td><td>6.0</td><td>2.7</td></tr><tr><td>Métamitrone</td><td>7.0</td><td>5.6</td><td>7.0</td><td></td><td>6.3</td><td>1.8</td><td>0.4</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Métazachlor</td><td>63</td><td>48</td><td>52</td><td>41</td><td>47</td><td>14</td><td>3.2</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Napropamide</td><td>343</td><td>111</td><td>86</td><td>113</td><td>103</td><td>30</td><td>7.1</td><td>22</td><td>4.6</td><td>1.1</td><td>1.7</td><td>2.5</td><td>16</td><td>7.2</td></tr><tr><td>Propizamide</td><td>27</td><td>16</td><td>11</td><td>13</td><td>14</td><td>3.9</td><td>0.9</td><td>0.1</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>s-metolachlore</td><td>362</td><td>328</td><td>218</td><td>174</td><td>240</td><td>69</td><td>16</td><td>0.2</td><td>0.0</td><td>0.0</td><td>0.0</td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Spiroxamine</td><td>899</td><td>478</td><td>321</td><td>368</td><td>389</td><td>112</td><td>27</td><td>34</td><td>23</td><td>18</td><td>13</td><td>18</td><td>112</td><td>51</td></tr><tr><td>Tebuconazole</td><td>131</td><td>81</td><td>33</td><td>52</td><td>55</td><td>16</td><td>3.8</td><td>1.3</td><td>0.3</td><td>0.0</td><td>0.4</td><td>0.2</td><td>1.4</td><td>0.7</td></tr></tbody></table>

Le Tableau 22 de l'annexe V.3 récapitule les données de concentration, pour chaque échantillon et chaque substance analysée, mises en regard des doses d'application, et des caractéristiques physico-chimiques des substances susceptibles d'expliquer leur devenir environnemental (Koc et DT50). Pour plus de lisibilité, on a regroupé en rouge les substances quantifiées au moins une fois, en orange les substances détectées au moins une fois mais jamais quantifiées, et en vert les substances jamais détectées.

<figure><img src="image_46.png" /><figcaption>Figure 45 : Concentrations analysées, toutes molécules et tous échantillons confondus, en ng/g. L'échelle est logarithmique pour plus de lisibilité. Sont entourées en rouge les substances non appliquées et les produits de dégradation qui ont été quantifiés. Les limites de quantification sont indiquées en rouge quand elles sont supérieures à un ng/g (compte tenu de l'échelle logarithmique). Les couleurs de l'histogramme désignent le lieu d'échantillonnage (Bleu : Versauds, Violet : Pont de Pizay, Vert : Saint Joseph).</figcaption></figure>
La Figure 45 illustre les concentrations en pesticides déterminées dans l'ensemble des échantillons de MES analysés, avec une échelle logarithmique pour plus de lisibilité. Les molécules sont ordonnées par doses d'application décroissantes (sur le bassin de l'Ardières) pour celles qui sont appliquées, on peut faire plusieurs constats :

- Les substances appliquées sur le BV et quantifiées dans les MES sont en général utilisées en quantité importante (correspondant à plus de 15 g/ha traité) ou plus rarement modérée (entre 5 et 15 g/ha traité) et ont en général un Koc ou Kfoc élevé (Koc > 1000 mL/g ou Kfoc > 1000) ou moyen (valeur comprise entre 100 et 1000),

- Plusieurs molécules sont quantifiées de façon récurrente alors qu'interdites depuis plusieurs années (Carbendazime, Diuron, Norfurazon, Simazine) ou correspondant à des produits de transformation de substances interdites (produit de transformation du diuron). On les trouve alors quasi systématiquement également dans les échantillons issus de la parcelle de Saint Joseph, ce qui signifie que ces substances restent disponibles à l'écoulement sur le lieu d'application parfois 15 ans après l'interdiction d'application. Des analyses complémentaires au sein de la parcelle seraient nécessaires pour mieux comprendre le processus de remobilisation,

- Certaines substances appliquées en quantité importante et/ou avec un Koc élevé n'apparaissent que de façon sporadique, mais alors avec des concentrations élevées (Flumioxazine, Indoxacarbe). Notons cependant qu'elles ont une limite de quantification élevée (LQ = 50 ng/g) et une DT50 faible pour la première,

- A l'inverse, les molécules non détectées ou non quantifiées ont plutôt des capacités d'adsorption et des demies vies faibles ou moyennes, et sont appliquées en quantités faibles ou modérées,

- Enfin, les concentrations mesurées dans des échantillons de sédiments prélevé au pont de Pizay le 17 mai 2020 sont inférieures pour toutes les substances à celles du piège à particules exposé pendant la même période à cet endroit, confirmant la conclusion du projet ComuSED (Pesce et al. 2019) sur le fait que les pièges à particules paraissent plus pertinents que le prélèvement de sédiments pour évaluer la contamination aquatique en phase particulaire.

Pour aller plus loin, la Figure 46 reprend les concentrations mesurées, pour les substances actives utilisées et qui ont été quantifiées au moins une fois à une concentration supérieure à 10 ng/g. Comme pour la Figure 45, les couleurs désignent les lieux d'échantillonnage, et pour un même lieu d'échantillonnage, les échantillons sont ordonnés par date d'acquisition. Pour les échantillons prélevés en rivière, on peut constater une légère tendance à ce que les concentrations soient plus élevées pour les échantillons prélevés en période de débits plus forts (mai-juin 2021), mais cette tendance mériterait d'être confirmée. Les concentrations les plus élevées sont observées en sortie de parcelle, où elles dépassent parfois les 1 000 ng/g. A date équivalente, on ne remarque par contre pas de contraste significatif entre les concentrations des échantillons prélevés respectivement aux sites des Versauds et du Pont de Pizay. En mai et juin 2021, deux échantillons ont pu être prélevés par préleveur automatique au Pont de Pizay pour deux événements également couverts par des échantillons via les pièges à particules : les concentrations sont équivalentes pour les deux types d'échantillonnage, tout comme on ne note pas de différence marquée et systématique entre les concentrations des échantillons prélevés par piège à particule de taille classique (P) ou réduite (P2).
<figure><img src="image_47.png" /></figure>

Figure 46 : Concentrations des substances appliquées et dont une quantification au moins dépasse 10 ng/g sec. Caractéristiques des molécules (en rouge les Koc ou Kfoc > 1 000 mL/g, en orange DT50 > 100 iours) et quantités appliquées, exprimées en gramme par hectare de surface totale de bassin versant. V, P et P2 désignent respectivement des échantillons prélevés par PAP au site des Versauds et de Pizay. Les PAP sont de taille réduite pour les échantillons V et P2, de taille normale pour P. Les échantillons marqués « prel » ont été prélevés par préleveur automatique, au Point de Pizay ou au site de Saint Joseph. Les échantillons « bac Saint Jo » ont été prélevés dans le piège à sédiments à l'aval de la parcelle de Saint Joseph.

Ces résultats semblent indiquer que les pièges à particules pourraient constituer une solution d'échantillonnage intégratif adaptée pour évaluer le transfert particulaire de pesticides dans ce type de petit cours d'eau, plus simple à mettre en œuvre qu'un échantillonnage automatique, asservi à la turbidité ou au débit. Le suivi serait toutefois à poursuivre sur une plus grande durée, incluant une année entière, pour consolider cette conclusion, qui s'appuie sur un nombre trop restreint d'échantillons. De même, il n'a pas été à ce stade possible de mettre en regard les concentrations analysées et les périodes d'application des substances, et d'établir si le décalage temporel constaté pour le transfert sédimentaire entre les échelles existe également pour le transfert particulaire de pesticides.

A contrario, la faible hétérogénéité des concentrations observée au Pont de Pizay pour les échantillons prélevés en mai et juin 2021 permet d'émettre l'hypothèse que les concentrations sont relativement constantes lors de 2 évènements pluvieux à la même période, et de tenter un premier calcul des quantités de pesticides exportées sur cette période, rapportées aux quantités appliquées sur le bassin de l'Ardières en moyenne sur une année (moyenne 2019-2021). Les concentrations sur cette période sont plus contrastées aux Versauds, les quantités exportées sont toutefois évaluées de façon équivalente. Un tel calcul est forcément entaché de fortes incertitudes, et n'a pour ambition que de donner de premiers ordres de grandeur.

Le Tableau 23 en Annexe V.4 présente le calcul des quantités exportées des substances actives appliquées sur les bassins de la Morcille et de l'Ardières, exprimées d'une part en valeur absolue et d'autre part rapportées aux quantités appliquées sur les bassins, en moyenne, sur les années 2019 à
2021. La figure 47 présente les mêmes résultats sous forme graphique : on constate que pour quelques substances, comme la spiroxamine, le difénoconazole, le diflufénicanil, le boscalid ou la tébuconazole, la quantité exportée sous forme particulaire n'est pas négligeable, et même très significative pour l'herbicide diflufénicanil (respectivement 0.1 et 0.5 % des doses appliquées sur le bassin de la Morcille et de l'Ardières) et dans une moindre mesure pour le fongicide difénéconazole (0.02 et 0.09 % des doses appliquées respectivement sur les 2 bassins). Sans surprise, ces molécules sont celles qui ont un Koc ou Kfoc supérieur à 1000, mis à part l'indoxacarbe, insecticide qui a essentiellement été quantifié dans les échantillons collectés en sortie de parcelle. De façon générale, les pourcentages d'exportation ainsi estimés sur la Morcille sont inférieurs à ceux estimés sur l'Ardières. Ce résultat serait à confirmer en s'appuyant sur plus d'analyses, et parait paradoxal au premier abord, les taux d'exportation en fonction des quantités appliquées ayant en général tendance à décroitre avec l'échelle considérée.

<figure><img src="image_48.png" /><figcaption>Figure 47 : Quantité de substances actives exportées pendant les mois de mai et juin 2021, rapportées aux quantités exportées</figcaption></figure>

### II.3.3. Conclusion – apport des mesures pour la compréhension de la dynamique des pesticides

Cette étape a permis la finalisation d'une méthode d'analyse des pesticides en phase particulaire pour 34 molécules pesticides (31 substances actives et 4 produits de transformation). Pour chacune des trois échelles de suivi, quelques échantillons ont pu être analysés et les résultats d'analyse ont été mis en regard des propriétés des molécules ainsi que de leurs usages sur les bassins étudiés entre 2019 et 2021. De façon générale, les substances appliquées sur les bassins versants et quantifiées dans les MES sont utilisées en quantité importante (supérieure à 15 g/ha traité) et ont une capacité d'adsorption forte ou moyenne (Koc > 1000 mL/g ou Kfoc > 1000, plus rarement compris entre 100 et 1000). Toutefois, plusieurs molécules sont quantifiées de façon récurrente bien qu'interdites depuis plusieurs années, y compris en sortie de parcelle, ce qui interroge sur leur rémanence dans l'environnement, a priori dans les couches superficielles du sol. La comparaison des échantillons collectés en parallèle par un préleveur automatique en crue et par un Piège à Particules montre l'intérêt de ces dispositifs rustiques pour évaluer la contamination de la fraction particulaire par les pesticides. Une première estimation des flux exportés sous forme particulaire, rapportés aux quantités sur les bassins étudiés a mis en évidence que pour certaines substances ces exportations pouvaient être significatives. Ainsi on estime que sur la période de mai-juin 2021, respectivement 0.5% et 0.09% des quantités appliquées de Diflufénicanil et de Difénéconazole appliquées sur le bassin de l'Ardières ont été exportées sous forme particulaire. Les taux de transferts apparaissent plus élevés à l'échelle du bassin versant de
l'Ardières que sur celui de la Morcille. Ces premiers résultats restent à confirmer en se basant sur un plus grand nombre d'échantillons, prélevés pour les mêmes épisodes aux 3 échelles emboitées, ce que le climat très sec de l'année 2022 n'a pas permis, une fois la méthode analytique finalisée.

## II.4. Conclusion de la partie II

Le réseau métrologique déployé, à trois échelles spatiales emboitées, depuis la parcelle expérimentale jusqu'au bassin versant a permis en premier lieu de proposer des bilans des transferts sédimentaires. Ainsi, les volumes transférés apparaissent conséquents : de l'ordre de 0,46 t.ha⁻¹.an⁻¹ à l'échelle du bassin versant de l'Ardières (142km²), 0,33 t.ha⁻¹.an⁻¹ à l'échelle du bassin versant de la Morcille (3.9 km²) et 2,93 t.ha⁻¹.an⁻¹ à l'échelle de la parcelle (0,28 ha). Une typologie a permis de mettre en évidence quatre types de crues, classées selon leur magnitude et la dynamique des précipitations en étant à l'origine. La rythmicité des transferts suit un schéma général largement observé dans la littérature en contexte agricole, distinguant les périodes de production sédimentaire sur les versants à la suite de précipitations intenses durant des épisodes orageux estivaux (précipitations érosives) qui ne permettent pas l'évacuation complète des sédiments produits, impliquant un stockage intermédiaire sur les versants et dans les infrastructures linéaires. En période hivernale, des phénomènes de purge sédimentaire peuvent être observés lors des crues de longue durée et de forte magnitude. La granulométrie des sédiments transportés en suspension est variable selon la capacité de transport, mais reste généralement à tendance sableuse, en lien avec le contexte géomorphologique cristallin et les sols associés. Le projet a permis de finaliser une méthode d'analyse des teneurs en pesticides sur des particules de sol pour une trentaine de molécules pesticides, substances actives ou produits de transformation. Globalement, les taux de transferts apparaissent conséquents, notamment pour les molécules caractérisées par des Koc ou Kfoc élevés. L'analyse d'échantillons collectés à l'échelle de la parcelle a mis en évidence la remobilisation de substances actives retirées du marché depuis plusieurs années, résultat qui questionne la disparition de ces substances de l'environnement à moyen terme. Le Diflufénicanil et le Difénéconazole sont les molécules qui ont été mesurées avec les plus fortes concentrations et les plus forts taux de transferts par rapport aux quantités appliquées. Les taux de transferts apparaissent plus élevés à l'échelle du bassin versant de l'Ardières que sur celui de la Morcille.
### III. Modélisation spatiale des transferts sédimentaires à différentes échelles

Cette partie décrit les méthodes et résultats issus des modèles développés dans le cadre de ce projet. Ils ont pour objectif de compléter les interprétations issues des suivis in-situ par une vision spatialisée des phénomènes d'érosion et des transferts sédimentaires. Ils permettent ainsi de mieux caractériser la localisation des zones sources de sédiments et le rôle des infrastructures linéaires dans les dynamiques amont/aval de la cascade sédimentaire. In fine, ils éclairent les interprétations des mesures situationnelles par une vision plus globale. Trois modèles ont été développés, répondant chacun à des questionnements propres et organisés selon une échelle de travail descendante. Le modèle INVEST-SDR documente la localisation des zones sources de sédiments à l'échelle du bassin versant de l'Ardières et leur degré de connectivité avec le cours d'eau. Le modèle GRAPHE, déployé à l'échelle de la Morcille, vise à mieux comprendre les relations de connectivité structurelle entre les parcelles viticoles, les infrastructures linéaires et les cours d'eau. Enfin, un nouveau module a été développé dans GeoMelba pour prendre en compte les transferts sédimentaires. Il s'agit ici d'un premier développement pour compléter ce modèle afin de lui permettre, à terme, de représenter le transfert de pesticides en phase particulaire (le modèle est à l'heure actuelle uniquement focalisé sur la phase dissoute). Les développements ont été appliqués à un bassin versant fictif, archétypal du beaujolais de coteaux.

#### III.1. Modélisation spatiale des transferts sédimentaires à l'échelle du bassin versant

Cette section a pour objectif de proposer une modélisation spatiale des transferts sédimentaires entre les zones sources (versants) et le cours d'eau. Elle est basée sur une approche à échelle large (bassin versant de l'Ardières) qui vise à reproduire les ordres de grandeur des transferts de flux mesurés en stations et ainsi identifier les principales zones contributrices au transport solide.

Les vignobles sont souvent considérés comme le type de culture permanente le plus sensible à l'érosion hydrique des sols (e.g. Garcia-Ruiz et al., 2015). Ici, dans le contexte du beaujolais viticole, une attention particulière a été apportée à la représentation des parcelles de vigne dans le modèle (sols viticoles et modes de conduite de la vigne) afin de maximiser la qualité de nos prédictions et hiérarchiser précisément les potentiels érosifs entre les différents secteurs du bassin versant. In fine, ces résultats serviront de support de base à la l'application des scénarios d'évolution de l'occupation du sol (notamment évolution de l'emprise de la vigne et de ses modes de conduite) dans le dernière partie de ce rapport.

##### III.1.1. Principes généraux du modèle INVEST-SDR

L'approche INVEST-SDR (Hamel et al., 2015) a pour objectif de modéliser les transferts de sédiments entre les versants et le cours d'eau. Elle se base sur l'emploi de 2 modèles emboités (Figure 48) renseignant respectivement sur : (1) les processus d'érosion (vus ici au sens de l'ablation de particules de sol sur les versants) – RUSLE (Wischmeier and Smith, 1978 ; Renard et al., 1997) et (2) d'une composante connectivité (vue ici comme la probabilité qu'une particule de sol érodée soit prise en charge effectivement jusqu'au réseau hydrographique) – « Index of connectivity » IC (Borselli et al., 2008 ; Vigiak et al., 2012 ; Cavalli et al., 2013). Les dynamiques fluviales ne sont pas prises en compte. Une particule de sol atteignant le cours d'eau sera ainsi considérée comme effectivement transportée jusqu'à l'exutoire du bassin versant. Le modèle renseigne sur les transferts sédimentaires selon une
moyenne interannuelle à une échelle de temps considérée comme la durée de la chronique de précipitations utilisée pour calibrer le modèle. Il est ainsi généralement conseillé de disposer d'une chronique d'au minimum 10 ans (Alewell et al., 2019).

Le modèle Invest-SDR est disponible sous forme d'une application « standalone » téléchargeable sur le site du « *Natural Capital Project – Standford University*<fnref n="4" /> ». Le déploiement du modèle se fait sur la base de couches SIG en format raster (grille) représentant les différents facteurs en entrée qui seront détaillés dans la section suivante. Le modèle peut être également utilisé via l'interface python, permettant le traitement par lots (itérations multiples) pour faciliter les procédures de calage/validation en faisant varier les paramètres de calibration du modèle.

<figure><img src="image_49.png" /><figcaption>Figure 48 : Principe général de la méthode INVEST-SDR appliquée au bassin versant de l'Ardières</figcaption></figure>

Depuis 2015, de nombreuses études ont utilisé ce modèle pour estimer les transferts sédimentaires dans des bassins versants à des échelles très diverses de quelques dizaines de km² à plusieurs centaines de milliers (e.g. Hamel et al., 2017; Zhou et al., 2019; Hooftman et al., 2023; Kantharajan et al., 2023). Ce modèle est ainsi largement accepté par la communauté scientifique et offre l'avantage (1) d'être largement documenté, (2) de permettre des estimations assez rapides des transferts de sédiments dans un bassin versant (temps de calcul réduits) et (3) d'être très explicite dans son fonctionnement, notamment du fait de l'utilisation d'équations empiriques basées sur des paramètres simples, organisés thématiquement selon les principaux facteurs de contrôle de l'érosion : précipitations, sols, pente et occupation du sol.

### III.1.2. Cartographie des facteurs employés dans la modélisation : fondements et acquisition des données de base

Cette section a pour objectif de présenter des facteurs élémentaires dérivés pour l'application du modèle sur le bassin versant de l'Ardières. Nous insisterons globalement peu sur les principes généraux

<footnote n="4">⁴ https://naturalcapitalproject.stanford.edu/invest/sediment-retention</footnote>
du modèle (le lecteur sera envoyé vers des ouvrages et articles scientifiques de référence) pour nous focaliser plus spécifiquement sur les choix méthodologiques réalisés pour les déterminer spatialement.

### III.1.2.1. Modélisation de l'érosion des sols : RUSLE

L'équation RUSLE constitue la première étape de modélisation dans le cadre de l'approche INVEST-SDR. Elle permet de proposer une spatialisation de la moyenne interannuelle des pertes en sols attribuée à l'érosion en nappe (érosion diffuse) et en rigoles (érosion concentrée). Cette approche ne prend pas en compte les dynamiques de transport et de sédimentation, il s'agit donc ici de la composante ablation du système érosif. Cette équation empirique s'organise autour de 5 paramètres fondamentaux représentant les facteurs de contrôle naturels et anthropiques de l'érosion des sols. Elle correspond au produit de l'érosivité des précipitations (facteur R) et de la résistance du milieu (facteurs K, LS, C et P), où :

$$A = R \times K \times LS \times C \times P$$

Avec, A : Pertes en sol annuelles potentielles (t.ha⁻¹.an⁻¹), R : Facteur d'érosivité des précipitations (MJ.mm.ha⁻¹.h⁻¹.an⁻¹), K : Facteur d'érodibilité du sol (t.h.MJ⁻¹.mm⁻¹), LS : Facteur de la longueur et de l'inclinaison de la pente (adimensionnel), C : Facteur du couvert végétal (adimensionnel), P : Facteur des mesures de conservation du sol (adimensionnel)

Le modèle, dans sa version spatialisée, est implémenté selon une succession d'images raster représentant chacun des facteurs évoqués ci-dessous. Le calcul des différents facteurs est réalisé sous SIG suivant une grande diversité de méthodes développées au cours des 40 précédentes années.

Le RUSLE est de loin le modèle le plus utilisé au monde pour la spatialisation des vitesses d'érosion. Plus de détails sur les principes et fonctionnement du modèle pourront être trouvés (en langue anglaise) dans les deux ouvrages fondateurs de la méthode : Renard et al., 1997; Wischmeier and Smith, 1978 ; ainsi que dans trois synthèses et méta analyses, plus récentes, sur l'utilisation du modèle à l'échelle mondiale (Alewell et al., 2019 ; Phinzi and Ngetar, 2019 ; Kumar et al., 2022). Enfin, Chaize (2022) propose une synthèse des principes et fonctionnement du modèle en français ainsi que son application en domaine viticole (Mercurey, Bourgogne).

#### III.1.2.1.1. Facteur R

Le facteur R mesure l'énergie cinétique de l'impact des gouttes de pluie sur le sol et le niveau de ruissellement associé (Wischmeier & Smith, 1978). L'érosivité des précipitations est un facteur de premier ordre dans RUSLE. Elle constitue le facteur d'initiation du processus d'érosion en agissant sur le détachement des particules de sol, la décomposition des agrégats sédimentaires et le transport des particules de sol érodées par ruissellement (Fournier, 1969; Panagos et al., 2015a). Le facteur R se définit comme le produit de l'énergie cinétique d'un épisode pluvieux (E) et de son intensité maximale sur 30 minutes (I30).

$$R = \frac{1}{n} \sum_{j=1}^{n} \sum_{k=1}^{mj} (EI30)_{k}$$

Avec, **R** : Érosivité moyenne annuelle des précipitations (MJ.mm.ha⁻¹.h⁻¹.an⁻¹), **n** : Nombre d'années de la chronique de précipitations, **mj** : Nombre d'épisodes pluvieux érosifs d'une
année « j », EI30 : Indice d'érosivité des précipitations d'un épisode pluvieux érosif « k »
(MJ.mm.ha⁻¹.h⁻¹)

L'indice d'érosivité des précipitations d'un épisode pluvieux érosif donné (EI30) est déterminé comme
suit :

$$
EI30 = \left( \sum_{r=1}^{0} e_r v_r \right) I_{30}
$$

Avec, *e*<sub>r</sub> : Énergie cinétique des précipitations (MJ.ha<sup>-1</sup>.mm<sup>-1</sup>), *v*<sub>r</sub> : Volume précipité au cours d'une période « *r* » (mm), *I*<sub>30</sub> : Intensité maximale des précipitations pendant une période de 30 minutes au cours de l'épisode pluvieux (mm.h<sup>-1</sup>)

L'énergie cinétique des précipitations (*e*<sub>r</sub>) est calculée pour chaque intervalle de temps mesuré selon
la formule suivante (McGregor *et al.*, 1995) :

$$
e_r = 0,29 [1 - 0,72 \exp (-0,08i_r)]
$$

Avec, *i*<sub>r</sub> : Intensité des précipitations pour chaque intervalle de temps mesuré (mm.h<sup>-1</sup>)

Les épisodes pluvieux érosifs sont déterminés en utilisant trois critères formulés par Renard et al. (1997) : (i) une période de 6 heures avec moins de 1,27 mm de précipitations dissocie deux épisodes pluvieux, et (ii) la lame d'eau précipitée est supérieure à 12,7 mm et/ou (iii) à 6,35 mm en 15 minutes pour considérer un épisode pluvieux comme érosif. Le facteur R doit être calculé à partir de données de précipitations au pas de temps fin (i.e. au maximum 30 minutes, mais de préférence à partir des hyétogrammes bruts de précipitations). Plus de détails dans les formules de calcul du facteur R et leur implémentation pourront être trouvés dans Brown and Foster (1987) ainsi que dans Panagos et al. (2015).

Au-delà du calcul de l'érosivité des pluies à partir des mesures de précipitations à l'échelle d'une
station, sa spatialisation à l'échelle du bassin versant constitue un enjeu important, pour lequel il existe
encore de nombreux développements méthodologiques en cours (Panagos et al., 2015; Ballabio et al.,
2017; Nearing et al., 2017; Yin et al., 2017; Beguería et al., 2018). Pour cette étude, nous nous sommes
basés sur la méthode proposée par Beguería et al. (2018) qui constitue un des exemples les plus
aboutis. L'emploi de cette approche est permis, dans cette étude de cas, par la disponibilité de données
haute résolution spatiale et temporelle. L'objectif de cette approche est d'identifier des relations
statistiques entre l'érosivité calculée des pluies et les précipitations journalières. Une fois cette relation
identifiée, il est possible de la projeter sur les données de précipitations journalières spatialisées par
le modèle SAFRAN (disponibles à l'échelle du territoire national selon une grille de 8x8 km) et ainsi
prédire pour chaque point de grille l'érosivité moyenne interannuelle. La relation érosivité / pluie
journalière est estimée à partir d'une régression gamma calculée pour chaque mois de l'année via une
modèle multi-niveaux (Bolker, 2015). Le postulat sous-jacent est que la relation fondamentale érosivité
sur volume précipité reste constante (pente de la courbe), mais que l'intensité de cette relation évolue
au cours de l'année avec une intensification en période estivale sous l'effet de la plus haute fréquence
des orages (ordonnées à l'origine). A la suite des calculs, les valeurs d'érosivité sont interpolées par
Krigeage ordinaire afin de disposer d'une grille raster alignée sur le format des autres facteurs
nécessaires pour la modélisation RUSLE.
### III.1.2.1.2. Facteur K

Le facteur K mesure la sensibilité des particules de sol au détachement et au transport par ruissellement ainsi que l'incidence du sol sur le volume ruisselé des précipitations. Il est déterminé en fonction de la texture des sols, de leur teneur en matière organique, de leur perméabilité et de la structure. Le facteur K est calculé via la formule suivante :

$$K = \frac{(2,1 \cdot 10^{-4} M^{1,14} (10 - MO) + 3,25 (s - 2) + 2,5 (p - 3))}{100}$$

Où, K : Facteur d'érodibilité du sol à l'érosion hydrique (t.h.MJ-1.mm-1), M : Facteur textural du sol où $M = (m_{lim} + m_{stf}) \times (100 - m_{arg})$ avec $m_{lim}$ : fraction limoneuse (0,002 - 0,05 mm) (%); $m_{stf}$ : fraction de sable très fin (0,05 - 0,1 mm) (%); $m_{arg}$ : fraction argileuse (< 0,002 mm) (%), MO : Teneur en matière organique du sol (%), s : Indice de structure du sol, p : Indice de perméabilité du sol.

Plus de détail sur la méthode pourront être trouvés dans Wischmeier & Smith (1978) et Bagarello et al. (2012).

La cartographie du facteur K a été réalisée en couplant 2 bases de données pédologiques disponibles sur la zone (Figure 49). La base de données SIGALES5 a été privilégiée pour les sols viticoles. Cette carte à échelle détaillée (1/7 500ème) constitue la donnée la plus précise disponible pour les sols viticoles du Beaujolais. La base permet de disposer de l'ensemble des paramètres nécessaires au calcul via des analyses en laboratoire détaillées sur 183 fosses pédologiques. Les données issues du Référentiel Régional Pédologique (RRP) du département du Rhône (1/250 000ème) ont permis de compléter les zones non couvertes par la carte des sols viticoles (Messant et al., 2021). Ces bases de données permettent de disposer, au-delà de la typologie des sols, d'une large gamme de paramètres mesurés en laboratoire nécessaires au calcul du facteur K.

<figure><img src="image_50.png" /><figcaption>Figure 49 : Sources de données pour la cartographie du facteur K (érodibilité des sols)</figcaption></figure>

<footnote n="5">⁵ http://www.sigales.fr</footnote>
Cinq variables communes aux deux bases de données ont été sélectionnées pour le calcul du facteur K : teneur en argiles, limons, sables, matière organique et éléments grossiers. Les variables complémentaires nécessaires ont été dérivées par des fonctions de pédotransfert issues de la littérature scientifique.

- La teneur en sables fins a été estimée par l'approche proposée par Corral-Pazos-de-Provens et al. (2018). Cette approche permet d'appliquer trois formules de d'estimation complémentaires de la fraction de sable fin d'un échantillon, en fonction de la classe texturale du sol et de sa teneur en sables (formules de Shirazi et al., 2001 ; Ismail and Ravichandran, 2008 ; Panagos et al., 2015b).

- L'indice de structure du sol a été dérivé à partir de la classe texturale par la formule proposée par Giordano et al. (2004).

- L'indice de perméabilité des sols a été calculé à partir des teneurs en argile et limon des sols suivant la formule d'estimation de la conductivité hydraulique de Campbell (1985). La conductivité calculée a été corrigée afin de prendre en compte la teneur en éléments grossiers des sols à partir de la formule de Brakensiek et al. (1986).

Les calculs ont été réalisés sur l'ensemble des échantillons de sols disponibles sur la zone d'étude dans ces deux bases de données. Les résultats ont ensuite été agrégés par type de sol. La moyenne du facteur K par type de sol est ensuite utilisée pour la cartographie du facteur sur le bassin versant.

### III.1.2.1.3. Facteur LS

Le facteur LS représente la combinaison des effets de la longueur (L) et le gradient (S) de la pente sur les pertes en sol par érosion hydrique. Ces deux paramètres topographiques agissent sur la vitesse et l'énergie cinétique du ruissellement, déterminant ainsi sa capacité à arracher les particules de sol.

Desmet and Govers (1996) ont développé une équation qui est considérée aujourd'hui comme la plus appropriée, notamment en contexte agricole pour l'estimation du facteur LS (Panagos et al., 2015). Elle se fonde sur un MNT et sur l'équation de (Foster and Wischmeier, 1974), dans laquelle la mesure de la surface d'accumulation du ruissellement est considérée comme une estimation de la longueur de la pente. L'équation de Desmet and Govers (1996) est donnée par :

$$L_{i,j} = \frac{(A_{i,j - in} + D^2)^{m+1} - A_{i,j - in}^{m+1}}{D^{m+2} \times x_{i,j}^m \times 22,13^m}$$

Avec : $L_{i,j}$ : Longueur de la pente (m) pour un pixel de coordonnées (i,j), $A_{i,j - in}$ : Surface d'accumulation du ruissellement (m²) en amont du pixel de coordonnées (i,j), D : Résolution du MNT utilisé (m), $X_{i,j}$ : Résultat de $\sin a_{i,j} + \cos a_{i,j}$ où $a_{i,j}$ est la direction du ruissellement du pixel de coordonnées (i,j), m : Valeur entre 0 et 1 calculée de la manière suivante :

$$m = \frac{\beta}{\beta + 1}$$

Avec, $\beta$ : Rapport entre l'érosion concentrée (érosion en rigole) et l'érosion diffuse (érosion en nappe) (adimensionnel), résumé par :
$$ \beta = \frac{\frac{\sin \theta}{0,0896}}{0,56 + 3 \times (\sin \theta)^{0,8}} $$

Avec, θ : Gradient de la pente (°)

Pour le calcul du facteur LS, la sélection du modèle numérique de terrain (MNT) est d'une grande importance puisqu'elle détermine la résolution spatiale de l'ensemble de l'analyse. Nous nous sommes basés sur le MNT issu du RGE-Alti (IGN) à une résolution de 5m de pixel. Cette donnée directement disponible offre l'avantage d'une résolution cartographique adaptée à l'échelle de travail et à l'étendue du secteur d'étude. Les données de résolution supérieure (i.e. RGE alti 1m) n'ont pas été utilisées du fait de la grande diversité des sources d'information de ce MNT qui lui confèrent de nombreux artéfacts difficiles à corriger.

### III.1.2.1.4. Facteur C

Le facteur C s'attache à déterminer la densité du couvert végétal. En plus d'absorber l'énergie cinétique des gouttes de pluie avant qu'elles n'atteignent le sol, la végétation constitue un obstacle au ruissellement érosif et favorise l'infiltration des eaux de pluie en améliorant la porosité de la surface du sol grâce à son système racinaire (Benchetrit, 1954 ; Gyssels et al., 2005 ; Ranzi et al., 2012). Il s'agit d'un facteur central de l'équation RUSLE, notamment car il formalise le lien entre les modes d'occupation du sol et la susceptibilité à l'érosion. Le facteur C varie entre 0 et 1, les valeurs les plus élevées étant attribuées aux modes d'occupation du sol ne disposant pas de couvert végétal. Son estimation reste complexe et débattue.

Trois principales méthodes peuvent être employées pour l'estimation ou la mesure du facteur C :

- La méthode la plus précise consiste en des mesures directes du facteur au sein de parcelles expérimentales exposées à des pluies naturelles ou simulées (Almagro et al., 2019). Ces données sont souvent rares, voire inexistantes, compte tenu du caractère onéreux et chronophage de telles études (Nearing et al., 2000 ; Morgan, 2009).

- L'approche la plus courante se fonde sur l'utilisation de cartes d'occupation du sol, puis l'attribution à chaque type de couverture biophysique la valeur de facteur C correspondante directement à partir de la littérature (Oliveira et al., 2011 ; Almagro et al., 2019 ; Cossart et al., 2020). Cette approche est critiquée en raison de sa dimension statique, tant du point de vue spatial que temporel (à l'échelle saisonnière notamment), ce qui affecte la représentativité de la réalité du couvert végétal sur le terrain et donc la qualité des prédictions d'érosion des sols de l'équation RUSLE (Oliveira et al., 2015).

- Pour les zones agricoles, des approches alternatives basées sur la télédétection sont couramment utilisées et montrent de bons résultats. Ces approches sont basées sur l'utilisation de l'indice de végétation par différence normalisée (NDVI) pour estimer la vigueur du couvert végétal. Cet indice repose sur le contraste des caractéristiques de deux canaux spécifiques d'une image satellite : l'absorption du pigment chlorophyllien dans le canal rouge et la forte réflectance des matières végétales dans le canal proche infrarouge. Cette approche offre également l'avantage de permettre un suivi dans le temps (échelle saisonnière ou interannuelle) suivant les images satellites disponibles sur la zone. A partir du NDVI, le facteur C peut être calculé par la formule suivante :
$$C_{VK} = \exp\left(-\alpha \frac{NDVI}{(\beta - NDVI)}\right)$$

Avec, CVK : Facteur C estimé, α et β : Paramètres liés à la forme de la courbe associant le NDVI et le facteur C (en conditions climatiques européennes, les valeurs 2 et 1 sont respectivement les mieux adaptées aux paramètres α et β de l'équation, (Van der Knijff et al., 1999).

Dans le cas des terres non arables (forêts notamment), les estimations utilisant cette méthode sont souvent éloignées des ordres de grandeur attendus. En effet, les valeurs du NDVI sont seulement corrélées à la végétation saine. Or, pendant une partie de l'année, les sols sous couvert arboré sont généralement protégés de l'érosion hydrique par une couche d'humus épaissie produit par la défoliation des arbres caducifoliés à l'automne. Cette couche, inactive sur le plan photosynthétique, n'est donc pas intégrée dans le NDVI, ce qui a pour conséquence une surestimation des résultats du facteur C moyen annuel calculé (Van der Knijff et al., 1999).

Au regard des données disponibles, nous avons fait le choix de développer une approche hybride de cartographie du facteur C combinant approche par télédétection pour les secteurs viticoles et des tables de facteur C issues de la littérature pour les autres modes d'occupation des sols. L'approche développée est organisée en trois étapes successives : (1) cartographie de l'occupation du sol à l'échelle de la parcelle agricole ; (2) typologie et classification des principaux types de vigne sur le bassin versant et (3) calcul et attribution des facteurs C (Figure 50).

<figure><img src="image_51.png" /><figcaption>Figure 50 : Schéma de la démarche employée pour la cartographie du facteur C sur le bassin versant de l'Ardières</figcaption></figure>
La cartographie de l'occupation du sol a été établie à partir des données Théia-Land<fnref n="6" />, qui propose une cartographie annuelle de l'occupation des sols sur l'ensemble du territoire français à une résolution de 10m. Cette cartographie est réalisée à partir d'une classification multispectrale orientée objet des images Sentinel 2, acquises à échelle mondiale avec une période de retour de 5 jours. Cette base de données disponible en format vecteur ou raster propose une cartographie de l'occupation des sols selon 23 classes (Baghdadi et al., 2021).

Cette donnée à échelle régionale a été fusionnée avec les limites des parcelles cadastrales (BD-IGN-PCI). L'assignation d'une classe d'occupation du sol à chacune des parcelles cadastrales a été réalisée suivant le principe de l'attribution majoritaire. Chaque parcelle étant assignée avec moins de 90% d'une même classe d'occupation du sol a été manuellement inspectée et, le cas échéant, corrigée afin de limiter les erreurs cartographiques. Une inspection générale de la bonne cohérence de la carte a été réalisée en complément sur la base de la photo-interprétation de l'orthoimage IGN de 2020 (Figure 51).

<figure><img src="image_52.png" /><figcaption>Figure 51 : Schéma général de la méthode employée pour la cartographie de l'occupation du sol à l'échelle de la parcelle cadastrale. (A) carte d'occupation du sol OSO (théia-Land) ; (B) jointure</figcaption></figure>

<footnote n="6">⁶ https://www.theia-land.fr/product/carte-doccupation-des-sols-de-la-france-metropolitaine</footnote>
spatiale avec les parcelles cadastrales (IGN) et (C) extrait de la carte finale après correction manuelle
des artéfacts

Le mode de conduite de la vigne, en particulier l'enherbement ou non du cavaillon et de l'inter-rang ont une incidence importante sur la susceptibilité des parcelles viticoles à l'érosion. Le choix a donc été fait de proposer une cartographie plus fine des différentes modalités d'enherbement de la vigne sur la base de l'analyse multispectrale supervisée des parcelles. Pour cette étape, trois classes de vignes ont été déterminées sur la base des observations de terrain. Elle correspondent à une simplification des multiples configurations observables (Figure 52) :

- **Vigne enherbée**: vignes dont l'inter-rang et le cavaillon disposent d'un couvert végétal permanent.

- **Désherbé**: vignes dont l'inter-rang et le cavaillon sont systématiquement désherbées (principalement désherbage chimique) durant la période végétative de la vigne.

- **Partiellement enherbé**: Correspond à une catégorie hybride régulièrement observée dans le Beaujolais. Il s'agit généralement de vignes dont la densité de plantation a été réduite suite à la crise de production des années 2000. A l'échelle du bassin versant de l'Ardières, il reste difficile de déterminer avec précision les taux d'enherbement de cette catégorie qui se situent globalement ente 20 et 50%, avec un enherbement principalement sur l'inter-rang et un désherbage chimique ou mécanique du cavaillon.

Un lot de 100 parcelles de chaque type de vigne a été manuellement échantillonné par photo-
interprétation des ortho-images aériennes de l'IGN de 2020 afin de constituer un set de données
d'entrainement pour la classification supervisée. En parallèle, les valeurs spectrales des canaux rouges,
vert, bleu, proche infrarouge et du NDVI ont été extraits (moyenne par parcelle). Sur cette base, une
classification par la méthode des « random forests » a été réalisée afin de déterminer la classe de vigne
pour chaque parcelle viticole. Plus de détails sur cette méthode de classification peuvent être trouvés
dans Belgiu and Drăguț (2016).

Un facteur C mensuel a été dérivé pour chaque parcelle de vigne à partir des valeurs NDVI issues des images Sentinel. Une analyse de l'évolution des valeurs mensuelles de NDVI est ensuite proposée pour chaque type de vigne. Pour faciliter la cartographie, la modélisation et la scénarisation de l'évolution de l'occupation du sol, nous retiendrons la valeur C moyenne par type de vigne pour la cartographie finale. Parallèlement, pour les classes d'occupation des sols hors contexte viticole, les valeurs de facteur C sont attribuées à partir des tables issues de la littérature scientifique (Renard et al., 1997 ; Cossart et al., 2020). Enfin, les deux cartes sont assemblées sous SIG afin de disposer d'une carte du facteur C à l'échelle du bassin versant.
<figure><img src="image_53.png" /><figcaption>Figure 52 : Vue aérienne (orthoimage IGN - 2020) et au sol des trois types de vigne cartographiés</figcaption></figure>

### III.1.2.2. Taux de transfert sédimentaire (SDR)

La cartographie du taux de transfert sédimentaire (i.e. probabilité de transport d'une particule érodée sur le versant vers le cours d'eau à échelle annuelle) à l'échelle du pixel est réalisée en deux étapes successives décrites ci-dessous (Figure 53).

**Étape 1 :** Sur la base des travaux de (Borselli et al., 2008), le modèle calcule d'abord l'indice de connectivité (IC) pour chaque pixel. L'indice de connectivité (IC) décrit le lien hydrologique entre les sources de sédiments (parcelles ou versants) et les puits ou cibles de destination (i.e. les cours d'eau). Des valeurs élevées de l'indice indiquent qu'une plus grande fraction des sédiments érodés d'un pixel en amont est acheminée vers un puits ou cible en aval (il est bien connecté). Une connectivité élevée se produit généralement lorsque la voie d'écoulement entre les sources sédimentaires et les puits est abrupte, directe, courte ou peu végétalisée. Des valeurs plus faibles d'indice de connectivité (connectivité plus faible) sont associées à des zones plus végétalisées et à des pentes plus faibles.

L'IC est fonction à la fois (1) de la composante amont de chaque pixel et (2) de la trajectoire de l'écoulement entre le pixel et le cours d'eau le plus proche (composante aval). Si la zone en amont est
vaste, que la pente est faible et que la couverture végétale est importante, l'indice sera faible, ce qui indique que les sédiments ont moins de chances d'arriver jusqu'au cours d'eau. De même, si le chemin de diffusion aval entre le pixel et le cours d'eau est long, que la pente est faible et que la couverture végétale est bonne l'IC sera faible.

<figure><img src="image_54.png" /><figcaption>Figure 53 : Principe général du calcul de « l'index of connectivity » -IC et SDR (modifié de Hamel et al., 2015</figcaption></figure>

$$IC = \log_{10} \left( \frac{D_{up}}{D_{dn}} \right)$$

Avec, $D_{up}$ : Composante amont de la connectivité (m), $D_{dn}$ : Composante aval de la connectivité (m)

La composante amont est définie comme le potentiel de transfert vers l'aval de sédiments produits en amont. Sachant qu'elle est fonction de l'aire contributive, de la pente et d'un facteur de pondération lié à l'occupation du sol permettant d'intégrer la rugosité du paysage, nous avons :

$$D_{up} = \overline{C_{th}S_{th}}\sqrt{A}$$

Avec, $\overline{C_{th}}$ : Facteur de pondération moyen de la zone de contribution amont (adimensionnel), $\overline{S_{th}}$ : Pente moyenne de la zone de contribution amont (m.m⁻¹), $A$ : Surface de la zone de contribution amont (m²)

La composante aval représente la distance entre un pixel et la zone cible la plus proche (cours d'eau) pondérée par la pente et l'occupation du sol. Il est alors possible de la résumer sous la forme :

$$D_{dn} = \sum_{i} \frac{d_{i}}{C_{th,i}S_{th,i}}$$
Avec, $d_i$: Longueur du chemin d'écoulement du pixel « i » selon la direction présentant la plus forte pente (m), $C_{th,i}$: Facteur de pondération du pixel « i » (adimensionnel), $S_{th,i}$: Pente moyenne du pixel « i » (m.m⁻¹)

Les rasters de pente et le facteur C (RUSLE - facteur végétation) constituent les données de base pour le calcul de l'IC. Différents seuils sont utilisés pour éviter des valeurs infinies en cas de pente nulle ou pour limiter les biais dus à des valeurs de pente très élevées (Cavalli et al., 2013).

Étape 2 : Le taux de transfert sédimentaire peut ensuite être calculé sur la base de l'IC à partir de la formule proposée par Vigiak et al. (2012).

$$ SDR = \frac{SDR_{max}}{1 + \exp\left(\frac{IC_0 - IC_i}{k_b}\right)} $$

Avec, $SDR_{max}$: Taux d'exportation sédimentaire maximal fonction de la texture du sol (%), $IC_0$ et $k_b$: Paramètres de calibration définissant la forme de la relation entre l'IC et le SDR (adimensionnel)

Le produit des résultats RUSLE et SDR permet de dériver la contribution de chaque pixel au transport sédimentaire depuis les versants vers le cours d'eau. Le cours d'eau a été tracé à partir de la reclassification du raster de direction de flux calculé à partir du MNT. Cette extraction a été préférée à l'utilisation des bases de données existantes sur l'hydrographie (i.e. BDTopo IGN ou BD TOPAGE), car elle permet un parfait correspondance avec le MNT, essentiel pour les calculs du SDR. Le seuil d'accumulation de flux pour déterminer la présence d'un cours d'eau a été défini manuellement pour correspondre au mieux avec le tracé du réseau hydrographique sur la carte topographique de l'IGN.

### III.1.3. Apports du modèle spatial pour l'interprétation des signaux sédimentaires du bassin versant

Cette section décrit et discute les résultats de la modélisation spatiale INVEST-SDR sur le bassin versant de l'Ardières. Seront successivement évoqués : (1) les résultats des facteurs de base de la modélisation ; (2) le processus de calage / validation à partir des bilans sédimentaires issus des bilans de la métrologie de terrain et (3) les sorties du modèle qui permettent d'estimer le transport solide du bassin versant et de spatialiser les zones sources de sédiments.

#### III.1.3.1. Cartographie des facteurs de base

##### III.1.3.1.1. Érosivité des pluies (R)

La présentation des résultats du calcul de l'érosivité des pluies à l'échelle interannuelle et sur la période de mesure est disponible dans la section II.2.2 de ce rapport. La Figure 54 montre la distribution spatiale du facteur R dans le bassin versant de l'Ardières sur la base des projections réalisées entre la mesure à la station de Calvaire et les précipitations journalières SAFRAN. On observe un gradient décroissant des valeurs d'Ouest en est, correspondant globalement à une décroissance des valeurs d'altitude selon ce même axe. L'érosivité des pluies se situe entre 1400 et 1600 à l'amont du bassin versant, contre 1300 à 1100 à l'aval. Ces résultats sont cohérents avec l'interprétation climatique qui peut être faite : les hauteurs plus arrosées et caractérisées par une plus grande fréquence des épisodes orageux intenses ont un facteur R élevé. Inversement, la plaine de la Saône, montrant en moyenne des cumuls pluviométriques plus faibles est affectée par un facteur R plus faible.
<figure><img src="image_55.png" /><figcaption>Figure 54 : carte finale de l'érosivité des pluies sur le bassin versant de l'Ardières</figcaption></figure>

### III.1.3.1.2. Érodibilité des sols (K)

Une large gamme de sols peuvent être observés sur le bassin versant. Des sols acides et peu développés (Brunisols, saprosols, arenosols, ranksols) couvrent les versants viticoles en zone de roche dure cristalline (diorite, granite, tuf rhyodactique, arène granitique). Les dépôts de pente, alluviaux et colluviaux sont généralement recouverts par des sols plus développés (i.e. brunisols, livusols, néoluvisols) et les fluvisols (hydromorphes) se développent dans les fonds de vallée alluviale. Enfin, les versants forestiers de l'amont du bassin versant sont couverts par des alocrisols.

<figure><img src="image_56.png" /><figcaption>Figure 55 : Distribution des valeurs K calculées par type de sol viticole</figcaption></figure>
Les sols de la zone d'étude sont globalement caractérisés par une faible sensibilité intrinsèque à l'érosion si on se réfère à la classification effectuée par Panagos et al. (2014) à l'échelle Européenne (Figure 55). Les sols se développant ici principalement sur des roches cristallines présentent des textures à dominante sableuse, et sont donc drainants, limitant leur sensibilité à l'érosion (Figure 56). De plus, les sols viticoles, historiquement exposés au phénomène de ruissellement érosif sont souvent caractérisés par une pierrosité de surface importante (pavage) liée au déblaiement des matériaux les plus fins. Cette couche superficielle grossière tend également à limiter la sensibilité des sols à l'érosion.

<figure><img src="image_57.png" /><figcaption>Figure 56 : Triangle des textures pour les sols viticoles du bassin versant de l'Ardières</figcaption></figure>

Les sols les plus sensibles sont localisés à l'aval du bassin versant, dans la plaine alluviale, près de la confluence avec la Saône (Figure 57). Il s'agit de néoluvisols, dont la fraction limoneuse (liée à aux apports fluviatiles de la Saône), est plus importante. A l'inverse, les Alocrisols des versants forestiers apparaissent très peu sensibles à l'érosion. Les sols des versants viticoles apparaissent ici dans une gamme intermédiaire.
<figure><img src="image_58.png" /><figcaption>Figure 57 : Carte du facteur K érodibilité des sols</figcaption></figure>

### III.1.3.1.3. Relief (LS)

La Figure 58 montre des valeurs LS (adimensionnel) qui vont de 0.04 à 100. La valeur moyenne à l'échelle du bassin versant est de 6,5 pour un écart type de 9,3. Les valeurs les plus élevées peuvent être trouvées sur les parties sommitales des reliefs et apparaissent directement liées au gradient de pente très important sur ces secteurs. On notera également des facteurs LS élevés dans les zones de concentration amont, thalwegs des multiples affluents de l'Ardières. La plaine de la Saône (aval du bassin) ainsi que le fond de vallée de l'Ardières montrent des facteurs LS faibles.
<figure><img src="image_59.png" /><figcaption>Figure 58 : Carte du facteur LS longueur et déclivité de la pente</figcaption></figure>

### III.1.3.1.4. Végétation et pratiques culturales (C)

La carte d'occupation des sols finale est présentée sur la Figure 59. Elle montre la distribution des différents modes d'occupation des sols sur le bassin versant. La vigne représente 23% de la superficie totale du bassin (3951 hectares). Les vignes sont majoritairement localisées sur les glacis topographiques qui raccordent les lignes de crêtes et hauts de versants en forte pente avec les fonds de vallée. Elles sont concentrées sur les versants de la moitié Est du bassin versant correspondant globalement à des zones d'exposition solaire favorables (versants exposés à l'Est et au Sud). Ponctuellement, on observe des vignes sur les hauts de versants pentus ou dans des zones généralement considérées comme moins favorables à la viticulture : le long des thalwegs exposés au nord ou à l'amont du bassin versant. Les zones de culture (hiver et été) ont été regroupées en une seule classe du fait de leur caractère relativement marginal dans le bassin versant (i.e. 3% de la superficie totale). Elles sont principalement localisées à l'aval du bassin versant dans la plaine de la Saône ainsi que plus ponctuellement à l'amont du bassin versant, lorsque les conditions topographiques le permettent. Les surfaces toujours en herbe (représentées à 99% par de la prairie permanente et 1% de pelouses) occupent une surface totale de 4112 hectares (soit 24% du bassin versant). Elles sont principalement situées dans les zones humides de fond de vallée le long de l'Ardières et de ses principaux affluents. Ce type d'occupation du sol est également présent selon une vase zone sur les parties médianes de versants de l'amont du secteur d'étude. Les zones forestières représentent la plus grande partie du bassin versant (41%) avec respectivement 25% de feuillus et 16% de conifères. Ces massifs couvrent systématiquement les lignes de crêtes et hauts de versants en très forte pente. Les espaces urbanisés sont principalement concentrés sur deux pôles : Belleville et Beaujeu. Les routes représentent 3% de la superficie du secteur d'étude.
<figure><img src="image_60.png" /><figcaption>Figure 59 : Carte d'occupation du sol du bassin versant de l'Ardières</figcaption></figure>

La télédétection à l'échelle de la parcelle viticole a permis d'affiner la représentation des vignobles en se focalisant sur le taux d'enherbement, caractéristique fondamentale dans leur sensibilité à l'érosion. Les résultats de ce travail permettent de proposer la carte ci-dessous (Figure 60). La classification par la méthode des « random forests » est affectée par une erreur relative estimée (« OOB error ») à 16,7%, soit 19% pour la classe vigne enherbée, 17% pour la classe partiellement enherbée et 14% pour la classe désherbée. Cette marge d'erreur non négligeable, mais inévitable avec ce type d'approche doit être considérée. Ainsi, de nombreuses imprécisions locales peuvent subsister, cette carte ne montrant qu'une tendance globale à l'échelle du bassin versant.
<figure><img src="image_61.png" /><figcaption>Figure 60 : Carte des types de vignes sur le bassin versant de l'Ardières</figcaption></figure>

La Figure 61 représente la distribution des facteurs C mensuels calculés à partir du NDVI pour chacun des trois types de vigne considérés entre avril 2019 et mars 2020. On note une importante variation du facteur au cours de l'année en fonction des stades phénologiques de la vigne. Le facteur C diminue progressivement à partir du mois d'avril jusqu'au mois d'aout, stade de développement maximal de la vigne. Globalement, les trois types de vigne suivent cette même trajectoire au cours du temps. Comme attendu, les vignes enherbées ont tendance à afficher des facteurs C faibles sur l'ensemble de la période (0.118). Elles sont peu affectées par une hausse du facteur en période hivernale : le facteur est plus stable dans le temps. A l'inverse, les vignes désherbées sont caractérisées par des forts écarts entre la période estivale et hivernale et on en moyenne un facteur C plus élevé (0.332). La vigne partiellement enherbée est caractérisée par une trajectoire intermédiaire avec des valeurs C proches des vignes désherbées en période hivernale. A l'inverse, en période estivale elles tendent à montrer des valeurs C plus proches des vignes enherbées, probablement en lien avec une fréquence de désherbage chimique plus faible ou le recours au désherbage mécanique, moins impactant sur les volumes de végétation.
<figure><img src="image_62.png" /><figcaption>Figure 61 : Évolution du facteur C calculé à partir du NDVI pour chacun des types de vignes entre avril 2019 et mars 2020</figcaption></figure>

<figure><img src="image_63.png" /><figcaption>Figure 62 : Carte du facteur C végétation et pratiques culturales</figcaption></figure>
Les secteurs viticoles ainsi que les zones de culture céréalières montrent clairement des valeurs C plus élevées. Les hauts de versants occupés par la forêt ont les valeurs nettement plus faibles (Figure 62). Le fond de vallée et la partie amont du bassin ont une structure paysagère complexe de type polyculture élevage alternat entre des zones de prairie permanente (facteur C bas) avec quelques zones de cultures aux facteurs C plus élevés ou des vignes. Ce bassin apparaît ainsi comme fortement contrasté.

### III.1.3.2. Calage du modèle

Trente itérations du modèle ont été réalisées en faisant varier les deux principaux paramètres de calage : « Borselli K » et « IC 0 ». Ces deux paramètres influent principalement sur la forme de la relation entre l'index de connectivité et le taux de transfert sédimentaire. Ainsi, le calage influe uniquement sur la composante connectivité du modèle. La fourniture (production) sédimentaire, calculée à partir des formules empiriques du RUSLE est considéré comme statique dans la procédure. Les résultats de ces différentes itérations sont comparées aux moyennes des transferts sédimentaires mesurés aux stations de Versauds et de Pizay. Le choix des paramètres finaux à retenir est défini à dire d'expert selon le modèle qui minimise les écarts aux données mesurées.

Le calage entre le modèle et les deux stations de mesure est difficile, et aucun paramétrage ne permet un alignement exact du modèle avec les valeurs mesurées. Le meilleur compromis a été trouvé avec paramètre K de 2.9 et une IC 0 de 1. Ces valeurs sont en bonne adéquation avec les recommandations faites dans la littérature (voir par ex. Hamel et al., 2015), ce qui semble confirmer la vraisemblance des sorties de modèle dans cette étude de cas.

<figure><img src="image_64.png" /><figcaption>Figure 63 : Écart à la mesure en station pour les trente itérations du modèle INVEST-SDR</figcaption></figure>

Avec ces valeurs, le modèle sous-estime les transferts sédimentaires mesurés à Pizay de 19% par rapport à la valeur moyenne mesurée. Inversement, le modèle surestime les transferts sédimentaires aux Versauds de 19%. Cette difficulté de calage peut être discutée d'une part au prisme des processus physiques pris en compte dans le modèle et, d'autre part, au prisme des biais de mesures effectuées en station.
Pour les Versauds, la majorité des itérations tend à surestimer les transferts sédimentaires. Une interprétation probable résiderait dans la difficulté des turbidimètres à mesurer la charge sableuse, identifiée localement comme conséquente par les observations de terrain et les mesures granulométriques (PAP). Certains auteurs ont en effet mis en évidence que les tailles de particules, notamment supérieures à 0.125 mm ne peuvent être mesurées par des méthodes classiques de suivi de la turbidité (Wilcock and Crowe, 2003; Camenen et al., 2021).

La tendance inverse peut être observée à Pizay, où la majeure partie des itérations du modèle tendent à sous estimer le transport solide observé. Le modèle INVEST-SDR décrit uniquement les processus de transferts depuis les versants vers les cours d'eau. Les dynamiques fluviales ne sont pas représentées. Ainsi, la présence de phénomènes d'érosion de berge, d'incision du lit du cours d'eau ou de remobilisation de stocks sédimentaires dans le chenal principal de l'Ardières ou de ses affluents est probable, mais n'a pas été investiguée dans cette étude.

Enfin, il faut noter que le suivi sédimentaire réalisé dans le cadre de cette étude ne s'étend que sur deux années hydrologiques. A l'inverse, le modèle et les facteurs de base représentent une dynamique moyenne à long terme. Les comparaisons doivent ainsi être réalisées avec précaution car n'étant pas représentatives des mêmes échelles de temps. Ainsi, il semble plus pertinent de se focaliser sur la cohérence globale des ordres de grandeur mesurés plutôt que sur la reproduction exacte des valeurs mesurées. Au bilan, la prédiction des volumes exportés à +/- 20% apparaît comme globalement acceptable pour une modélisation de ce type.

### III.1.3.3. Transfert sédimentaire à l'échelle du bassin

#### III.1.3.3.1. RUSLE : production sédimentaire des versants

La Figure 64 représente la production sédimentaire brute des versants, sans considérer le transport des particules vers le cours d'eau. La valeur moyenne du bassin versant est de 3.1 t.ha⁻¹.an⁻¹ (écart type 6 t.ha⁻¹.an⁻¹). On note une large dichotomie entre la partie Alpine et le reste du bassin versant.

(largement viticole) et Ouest (polyculture élevage) du bassin versant. Les zones viticoles et de culture céréalière situées sur les versants montrent des vitesses d'érosion très élevées, globalement supérieures à 10 t.ha⁻¹.an⁻¹. A l'inverse, les secteurs forestiers situés sur les versants ainsi que le fond de vallée de l'Ardières apparaissent très peu affectés par l'érosion des sols (valeurs inférieures à 1 t.ha⁻¹.an⁻¹).
<figure><img src="image_65.png" /><figcaption>Figure 64 : Carte de la production sédimentaire des versants (RUSLE)</figcaption></figure>

### III.1.3.3.2. Taux de transfert sédimentaire

La Figure 65 représente les SDR, soit la probabilité de transport d'une particule érodée localement jusqu'au cours d'eau. Elle montre un schéma d'organisation classique avec des milieux et bas de versants bien connectés aux chenaux. Les glacis topographiques et plaines montrent des degrés de connectivité plus faibles. Les secteurs viticoles, souvent localisés dans des vallées encaissées ou sur les versants en pente significative sont globalement bien connectés au cours d'eau.
<figure><img src="image_66.png" /><figcaption>Figure 65 : Carte du taux de transfert sédimentaire (SDR)</figcaption></figure>

### III.1.3.3.3. Transport sédimentaire

La carte présentée sur la Figure 66 montre la répartition spatiale des zones sources de sédiments pour le bassin versant de l'Ardières. Nous proposons sur cette carte différents zooms sur des secteurs représentatifs de la diversité des contextes pour illustrer la précision cartographique du rendu sur fond de parcellaire cadastrale (10.000ème). La carte met en évidence la très forte contribution des secteurs viticoles au transfert total de sédiments sur le bassin versant. En effet, les facteurs C élevés, combinés à une position topographique généralement en pente ainsi qu'une localisation préférentielle sur des versants bien connectés au cours d'eau entraine une sensibilité accrue de ces secteurs. Les versants viticoles des secteurs de Quincié-en-Beaujolais (figure 20.A), Marchampt et Beaujeu (figure 20.C) apparaissent comme les zones sources de sédiments les plus productives. Le bassin versant de la Morcille apparaît globalement comme moins contributif (figure 20.B). Par ailleurs, on note ponctuellement une contribution forte des secteurs de culture céréalière sur la partie amont du bassin versant (secteur des Ardillats, figure 20.D).
<figure><img src="image_67.png" /><figcaption>Figure 66 : Carte des exports sédimentaires au cours d'eau calculé à partir un modèle INVEST-SDR</figcaption></figure>
L'agrégation des résultats à l'échelle de petites unités hydrologiques (Figure 67) permet de confirmer ces résultats. Le secteur de Quincié-en-Beaujolais et Marchampt (unité n°7) constitue le principal contributeur au transfert total (943 t.an⁻¹). L'unité n°6 (secteur de Beaujeu et des petits affluents de l'Ardière en aval) constitue le second secteur le plus contributif (757 t.an⁻¹). Le bassin versant de la Morcille (ici subdivisé en deux parties au droit de la station de mesure des Versauds, unités n°3 et 4) montre des transferts sédimentaires potentiels plus faibles, respectivement 175 t.an⁻¹ pour la partie aval et 169 t.an⁻¹ pour la partie amont (soit un total de 344 t.an⁻¹). Les autres secteurs à dominante viticole (n° 2, 5, 11 et 13) contribuent selon un ordre de grandeur intermédiaire entre ces valeurs. Les deux unités à l'amont du bassin (paysage mixte de polyculture prairie/céréales, n° 17 et 18), contribuent de manière significative avec 319 et 342 t.an⁻¹.

<figure><img src="image_68.png" /><figcaption>Figure 67 : Export sédimentaire brut pour 18 unités hydrologiques élémentaires du bassin versant de l'Ardières</figcaption></figure>

Le constat définissant la Morcille comme un cours d'eau de faible contribution reste à nuancer par l'observation de la cartographie du transfert sédimentaire spécifique (rapporté à la surface). En effet, le bassin versant étant, en comparaison de taille plus réduite que les autres bassin versants viticoles, sa production brute est nécessaire plus faible. Ainsi, la Figure 68 montre que la Morcille se situe plutôt dans la moyenne haute en termes de transferts spécifiques avec 0,43 t.ha⁻¹.an⁻¹. Seules les bassins n°7 (0,78 t.ha⁻¹.an⁻¹), n°6 (0,63 t.ha⁻¹.an⁻¹) et n°11 (0,58 t.ha⁻¹.an⁻¹) montrent des vitesses d'érosion spécifiques plus élevées. Plus largement, même si la vigne montre de manière systématique des transferts spécifiques plus élevés (i.e. de 0,3 à 0,78 t.ha⁻¹.an⁻¹), les secteurs non viticoles situés à