LIFE07 ENV/FR/ LIFE SEMEAU - action 2.2 : Expertise et synthèse bibliographique - Effets des pratiques forestières sur la qualité des eaux
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- Jean Laframboise
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1 LIFE07 ENV/FR/ LIFE SEMEAU - action 2.2 : Expertise et synthèse bibliographique - Effets des pratiques forestières sur la qualité des eaux Julien Fiquepron François Charnet Septembre 2013
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3 LIFE SEMEAU - action 2.2 Expertise et synthèse bibliographique - Effets des pratiques forestières sur la qualité des eaux 2013 Auteurs : Centre National de la Propriété Forestière Institut pour le Développement Forestier Julien Fiquepron François Charnet
4 Sommaire PREAMBULE INTRODUCTION AUX RELATIONS FORET ET EAU CYCLE DE L EAU ET CYCLES BIOGEOCHIMIQUES EN FORET Rappel des liens entre forêt et quantité d eau Le cycle biogéochimique des éléments sous forêt LES EFFETS PHYSIQUES : TURBIDITE ET TASSEMENT Turbidité Tassement LES EFFETS CHIMIQUES Marqueurs des eaux forestières Influence de la sylviculture sur la chimie des eaux Les risques liés à la fertilité des sols Les risques liés à la santé des forêts Les risques liés aux produits phytosanitaires et au stockage des bois Les risques liés aux hydrocarbures Des formations boisées au rôle épuratoire plus marqué RECOMMANDATIONS REFERENCES INFLUENCE DE LA FORET SUR LA QUALITE DE L EAU - EN RESUME e de couverture
5 Préambule Le projet LIFE+ SEMEAU Le projet LIFE+ SEMEAU vise à «élaborer, tester et diffuser une méthodologie de «modélisation totale d une masse d eau» (eaux de surface et eaux souterraines), utilisable pour la mise en œuvre de la Directive Cadre sur l Eau, dans le contexte de type collinéen ou de moyenne montagne et qui est notamment caractérisé par un couvert forestier important. Ce travail, destiné à mieux comprendre le fonctionnement des masses d eau étudiées, est accompagné d actions démonstratives mises en œuvre sur les bassins versant des eaux de Volvic (63), de la ville de Saint-Etienne (42) et des eaux minérales de Vals-les-Bains (07). Ces actions sont aussi l objet d une étude complémentaire dans le cadre du projet SEMEAU, portant sur l identification de bonnes pratiques de gestion des impluviums dans un but de protection et de préservation de la qualité des ressources en eau souterraine. Contenu de la commande L objectif est de réaliser une synthèse bibliographique de l état des connaissances concernant l effet des pratiques forestières sur la qualité des eaux. Cette synthèse s articule avec les autres travaux du projet SEMEAU, notamment le volet forestier, lequel comprend un guide de bonnes pratiques sylvicoles. Cette synthèse doit intégrer des références portant sur : - «les transferts de nitrates et phosphates en lien avec la couverture forestière (y compris en contexte agricole d implantation de haies arborées) ; - les risques de pollution diffuse ou accidentelle avec des phytosanitaires (traitements sur bois ou sur végétation) ou des hydrocarbures (engins d exploitation forestière) ; - les risques de pollution par turbidité et les risques de dégradation physique de milieux aquatiques sensibles (débardage et desserte forestière) ; - les risques à long terme de modification des conditions de minéralisation (acidification liée aux essences forestière en place ; impact des dépôts atmosphériques ) ; - les risques qualitatifs liés aux modifications du bilan de l eau induites par la forêt (les impacts quantitatifs du couvert forestiers étant traités par ailleurs, en lien avec le volet modélisation du projet. Le résultat attendu est une synthèse évaluant les aléas pesant sur les eaux liées à l exploitation forestière et proposant des recommandations pour optimiser le potentiel protecteur du couvert forestier. 3
6 Méthode La principale difficulté méthodologique pour cette synthèse bibliographique réside dans l hétérogénéité des connaissances à mobiliser (résultats scientifiques, dires d experts, retours d expériences). La solidité ou la fragilité des arguments et résultats devront être intégrés dans la synthèse en termes de recommandations efficaces à accessoires. Précisions sur l orientation de la synthèse L objectif de cette synthèse est de présenter l effet des pratiques forestières sur la qualité des eaux, à partir de la bibliographie et des expertises existantes. Cette synthèse ne se veut pas exhaustive, elle cible en particulier les enjeux prioritaires sur l impluvium de Volvic. La commande initiale ciblait les effets des travaux d exploitation forestière, ce terme faisant surtout référence aux travaux de récolte de bois, nous proposons de nous appuyer sur la notion plus large de gestion forestière. La coordination de la gestion forestière sera également prise en compte : le manque de communication apparaissant comme un facteur clé dans les cas de problèmes de qualité d eau en forêt. Cette synthèse cible en particulier les points sensibles de la gestion forestière par rapport à la qualité de l eau. Ce focus sur les éléments à risque, peut donner une vision négative de l effet de la forêt. Ainsi, il est important de rappeler ici le rôle de protection de la forêt. Par exemple, ce rôle est explicitement reconnu dans un rapport du commissariat général au plan (Villey Desmeserets et al., 2001) : «Il ne fait pas de doute que l occupation par la forêt de tout le bassin d alimentation d un captage ou d une grande partie de celui-ci constitue une des meilleures protections que l on puisse imaginer.» La synthèse débute par une introduction aux relations entre forêt et eau. Le second chapitre présente deux notions de base pour étudier la qualité de l eau en forêt, (le rôle de la forêt dans le cycle de l eau d un point de vue quantitatif, et le cycle biogéochimique des éléments sous forêt). Le troisième chapitre est consacré aux effets physiques de la gestion forestière sur la qualité des eaux. Les effets chimiques font l objet du quatrième chapitre. Le dernier chapitre expose les principales recommandations pour protéger la qualité de l eau en forêt. 4
7 1 Introduction aux relations forêt et qualité d eau Avant de détailler les relations entre forêt et eau, il est à signaler que la qualité des eaux dépend de multiples critères, maîtrisables ou non. «En dehors des différences induites par le mode d occupation de l espace, les caractéristiques chimiques des eaux de sources dépendent essentiellement de la composition et du volume des précipitations, et des propriétés des sols et des roches à travers lesquelles elles s infiltrent.» (Lavabre et Andréassian, 2000). Relativement à d autres modes d occupation de l espace, le couvert forestier se distingue par un fort développement aérien, un réseau racinaire important et une capacité à générer des sols poreux et filtrants. Ces caractéristiques aériennes se traduisent par une influence importante des forêts sur la ressource en eau. Le développement foliaire important des arbres (entre 3 et 10 m² de surface foliaire par m² au sol) change fortement le signal pluie avant son arrivée au sol, en quantité (interception nette) et en composition (pluviolessivats 1 ). Ce fort développement foliaire implique une capacité accrue d interception des dépôts atmosphériques. Concernant le sol, la forêt est a priori le couvert végétal qui modifie le plus intensément ses caractéristiques hydrauliques, par sa forte production organique, une activité biologique intense au niveau du sol et une prospection racinaire importante (Lavabre et Andréassian, 2000). Cette influence de la forêt est d autant plus importante qu elle constitue l un des principaux modes d occupation du territoire, du moins dans les zones tempérées, comme en France, où le taux de boisement métropolitain est d environ 30 % (IGN, 2012). Les relations entre forêt et eau sont complexes, les éléments suivants indiquent des tendances générales qu il faut manier avec précaution. En effet, la transférabilité des résultats est limitée à la fois par des aspects locaux et les échelles d observation. (Ranger, 2007 ; Gove, 2001 ; Kiersch & Tognetti, 2002). Cette synthèse cible les relations entre forêt et qualité d eau, il serait néanmoins réducteur de déconnecter quantité et qualité d eau. Les critères de qualité étant établis sur des concentrations, la quantité d eau est déterminante pour la qualité. Ainsi, dans les notions de base pour analyser la qualité de l eau en forêt, sera abordé le rôle de la forêt dans le cycle de l eau d un point de vue quantitatif (cf. 2.1). 1 Ensemble des eaux et des éléments minéraux qu elles entrainent arrivant au sol sous le couvert d un peuplement. 5
8 2. Cycle de l eau et cycles biogéochimiques en forêt 2.1 Rappel des liens entre forêt et quantité d eau - Influence de la forêt sur les quantités d eau La forêt consomme en général plus d'eau que les autres types de couverts végétaux. En effet, ses forts développements racinaires et aériens engendrent une forte capacité d interception des pluies et de mobilisation des réserves hydriques du sol et du sous-sol. Les valeurs proposées pour cet effet limitant la disponibilité de la ressource varient dans une fourchette très large. Le rapport ETR/ETP 1 constitue un bon indicateur global de cette efficacité de l évapotranspiration sous forêt. Toutefois, l alimentation en eau de la forêt dépend uniquement de la disponibilité de la ressource dans le milieu naturel, sans avoir recours à des apports spécifiques (sans irrigation), ce qui peut expliquer des rapports ETR/ETP inférieurs à ceux de grandes cultures. D autre part, en lien avec leur localisation géographique, les zones forestières fournissent plus d eau (elles sont plus abondantes en montagne, région à plus forte pluviométrie), et donc potentiellement moins concentrées, dans des conditions géologiques identiques (Lavabre et Andréassian, 2000). Ainsi, les forêts qui couvrent 28% du territoire (données Corine Land Cover, Météo-France-AURELHY (précipitations normales pour la période ) reçoivent 31% des précipitations annuelles (Fiquepron et al., 2011). Quand à l influence directe du couvert forestier sur les précipitations, ce point, longuement soutenu par les hydrologues russes (voir colloques FAO, Molchanov, 1963, Sopper et Lull, 1967) contre l avis de leurs collègues occidentaux, fait toujours débat, notamment selon l échelle d étude considérée. Il est néanmoins couramment admis qu à l échelle de bassins versants de taille usuelle (de l hectare jusqu à au moins plusieurs milliers de kilomètres carrés), l influence de la forêt sur les précipitations soit négligeable (Cosandey, 2006 in Lachassagne et al., à paraître). Il est plus communément admis que cet effet soit significatif à l échelle de très vastes massifs forestiers comme l Amazonie. Les espaces boisés favorisent les transferts souterrains progressifs, en lien notamment avec la plus grande porosité des sols forestiers relativement à celles des cultures et des prairies, en raison de leurs fortes activité biologique et teneur en matière organique (Blanchart et al., 2000). La couverture des humus contribue également à favoriser l infiltration dans les sols forestiers, grâce à une plus forte rugosité et macroporosité en surface. Ces caractéristiques sont favorables à la recharge des nappes, mais il est difficile d en estimer l importance. 1 ETR : évapotranspiration réelle ; ETP : évapotranspiration potentielle. 6
9 Ces spécificités confèrent par ailleurs à la forêt un rôle réducteur des débits de crues. Néanmoins ce rôle devient marginal en cas de très fortes pluies (Lavabre et Andréassian, 2000). Enfin, favoriser l infiltration relativement au ruissellement, joue également sur la qualité de l eau sous forêt : cela limite les pertes sous forme solide (matières en suspension) et renforce ainsi le rôle épurateur du sol, propriétés qui seront détaillées en partie Influence de la gestion forestière sur les quantités d eau Certaines pratiques permettent de limiter la consommation d eau d un peuplement et en conséquence d augmenter l alimentation des eaux souterraines. Il s agit essentiellement de mesures consistant à limiter la densité du peuplement : éclaircies fortes et fréquentes ; plantations à large écartement. Après éclaircie et avant que la canopée ne se referme, les quantités d eau arrivant jusqu au sol se trouvent accrues. Les réserves d eau disponibles pour les arbres restants sont augmentées. Toutefois, ce surplus d eau disponible n implique pas systématiquement une augmentation des écoulements. De plus, l amélioration potentielle des transferts d eau souterrains reste temporaire (jusqu à ce que la canopée se referme). Les résineux à feuillage persistant interceptent plus les précipitations que les feuillus, notamment en période hivernale et présentent la capacité de transpirer toute l année en conditions climatiques favorables. En ordre de grandeur, l interception représente 15 à 30 % des précipitations pour une forêt de feuillus et 25 à 45 % pour une forêt de résineux (Fort, 1999). Dans un objectif d augmentation de la recharge des eaux souterraines, il peut être envisagé de privilégier les feuillus aux résineux ou tout du moins de favoriser une certaine proportion de feuillus en mélange dans les peuplements résineux. 2.2 Le cycle biogéochimique des éléments sous forêt Par cycle biogéochimique, on entend l ensemble des transferts saisonniers qui font circuler les éléments minéraux (cations nutritifs : Ca 2+, Mg 2+, K + ) ou organiques (C, N, P) entre les composantes du complexe roche-sol-végétation-atmosphère (voir Figure 1). 7
10 Figure 1 : Cycle biogéochimique simplifié des éléments minéraux en forêt Apports atmosphériques Immobilisation et redistributions internes Récolte, exportations Altération des minéraux du sol Prélèvement Restitution par les litières et les racines Décomposition, minéralisation Drainage Source : CNPF-IDF d après INRA Dans ce cycle, le cycle de l eau joue un rôle moteur pour les flux d éléments minéraux, qui se font pour l essentiel en phase liquide. Dans les approches quantitatives du bilan, on est amené à considérer les flux ou transferts, ainsi que les stocks ou réserves. Les problèmes de qualité de l eau concernent la composition chimique des masses d eau (souterraines ou superficielles) exploitables pour l alimentation en eau potable, et en amont celle des eaux de drainage qui les alimentent (fuites à la parcelle par infiltration profonde). Pour définir les normes de potabilité, les concentrations de quelques éléments ont été encadrées par des valeurs seuils. On s intéressera surtout à ceux-là. Au final, l estimation du risque de pollution passe par une estimation des pertes en éléments par drainage profond, mises en relation avec le cycle biogéochimique (Ranger et al., 1995) et les pratiques sylvicoles ou les perturbations des peuplements en général. En revanche, compte tenu de la complexité des relations entre la qualité des eaux de drainage et celle des nappes sous-jacentes (selon l hydrogéologie locale), le lien ne peut être fait que dans les bassins versants de recherche expérimentaux (BVRE). Ce lien est mieux documenté pour les rivières - en tant qu exutoire local du bassin - que pour les nappes. Toutefois, dans ces bassins de petite surface (bassins d ordre 1 ou 2 dans la classification de Strahler) ces 8
11 nappes sont une faible inertie et de fait, à certaines périodes de l année (notamment en période d étiage), leur composition chimique connue par prélèvement dans des piézomètres est bien reflétée par celle des rivières. 3 Les effets physiques : turbidité et tassement Parmi les points sensibles de l occupation forestière figurent traditionnellement les conséquences des travaux et de l exploitation sur les composantes physiques (et par voie de conséquence biologiques) des eaux, au premier chef la turbidité. Cet aspect concerne surtout les massifs ayant des secteurs de forte pente, et peut être géré par des mesures préventives efficaces et maintenant bien connues, incluant la répartition des pistes et l organisation des chantiers. Des guides d origine américaine de type «Best management practices (Corbett et al., 1978, Lynch et al., 1990) ou plus récemment française (Marty, Bertrand, 2011, Bligny et al., 2012, ) sont maintenant disponibles pour le gestionnaire. Dans le cadre du projet LIFE SEMEAU, paraîtra sur le sujet «Le guide de bonnes pratiques sylvicoles sur le territoire de l impluvium des eaux de Volvic». 3.1 Turbidité Comparée à d autres usages du sol, comme l urbanisation ou les terres arables, la forêt génère des coefficients de ruissellement moindres (Adhikari et al., 2002 ; Sikka et Selvi, 2005). Les résultats d une synthèse effectuée aux Etats-Unis indiquent que les terrains cultivés libèrent plus de cinq fois plus de sédiments dans les cours d eau que les terrains boisés, alors que ces derniers ont tendance à occuper les zones les plus accidentées (Brown et Binkley, 1994). Ainsi, la forêt contribue à la protection du sol, elle tend à favoriser l infiltration et à réduire les écoulements rapides de surface. La forêt permet généralement de limiter le flux de sédiments et la turbidité. Ces effets positifs peuvent toutefois être remis en cause par la mise à nu des sols, liée à certaines pratiques de gestion (Calder, 2002). Le trainage des bois lors des chantiers de débardage et les travaux de création/réfection des infrastructures de desserte 1 peuvent aggraver les problèmes de ruissellement et d érosion (Dissmeyer, 2000). En contrepartie, un réseau de desserte adapté constitue un atout pour la protection de la ressource en eau : sécurisation de la circulation des engins, lutte contre les incendies, mobilisation des bois en cas de chablis 2. Le travail du sol avant plantation et l andainage des rémanents de coupes engendrent également des risques de turbidité. 1 La desserte forestière constitue l ensemble des voies d accès et de vidange des bois (routes et pistes). 2 Arbre ou ensemble d arbres renversés, déracinés ou cassés, le plus souvent suite à un accident climatique (vent, neige, givre, etc.). 9
12 Le franchissement des cours d eau par des engins constitue un risque aigu de pollution. Toute intervention en lit mineur d un cours d eau nécessite pourtant en France une demande d autorisation auprès de la DDT, mais cette réglementation n est pas toujours systématiquement observée en forêt. Les eaux superficielles sont les plus vulnérables aux accidents de turbidité, à ce sujet, le projet LIFE, ruisseaux de tête de bassin versant (Durlet P., 2009) a produit un guide complet et pratique. Les eaux souterraines peuvent aussi être affectées. Les principaux critères de vulnérabilité sont : une forte pente, des sols peu épais, une nappe proche de la surface et une infiltration rapide. La forte vulnérabilité des aquifères 1 karstiques est liée à ce dernier critère. Plusieurs solutions sont identifiées pour gérer les risques de turbidité des eaux brutes : schéma de desserte forestière avec avis d un hydrogéologue, gestion des eaux pluviales des dessertes, modes de débardage alternatifs (câbles aériens, cheval ), repérage préalable des ouvrages (drains, conduites d adduction), surveillance accrue des travaux et communication entre forestiers et gestionnaires d eau potable. Une protection efficace des drains repose avant tout sur une connaissance et un repérage précis sur le terrain des ouvrages comme en témoigne la politique mise en œuvre par la ville de Saint-Étienne (Sabot et al., 2012). Les recommandations pour la protection des eaux brutes sont détaillées dans deux guides récents : le guide Gestofor décline très précisément ces recommandations pour différents contextes en Midi-Pyrénées (Marty et Bertrand, 2011), le guide Alpeau présente les principales consignes pour les Alpes et le Jura (Bligny et al., 2012). Les problèmes de turbidité affectent la qualité de l eau potable en lien avec les pollutions bactériologiques associées (ou par certains parasites, tels que le cryptosporidium). Compte tenu du contexte de Volvic, les risques de turbidité liés aux activités forestières ne constituent pas localement un enjeu fort. Les secteurs volcaniques de Volvic étant très filtrants, ils ne comprennent pas de cours d eau. Il existe néanmoins des ripisylves et des accrus, en zone humide, sur les secteurs de socle. 3.2 Tassement Le tassement des sols perturbe directement la circulation des eaux, il peut impacter le fonctionnement biologique des sols et l efficacité de leur effet filtre. Les sols ont une sensibilité variable aux tassements. La texture et l humidité des sols constituent les principaux critères de vulnérabilité. Par exemple, les sols à texture limoneuse sont 1 Aquifère : formation géologique perméable, suffisamment conductrice d eau souterraine pour permettre l écoulement significatif d une nappe souterraine et le captage de quantités d eau appréciables. 10
13 particulièrement sensibles. Selon cette sensibilité, il convient de prendre des précautions dans l exploitation des coupes et la circulation des engins. Elles sont détaillées dans le guide Prosol (Pischeda et al., 2009). Le tassement des sols forestiers fait l objet de sites expérimentaux suivis par l unité INRA Biogéochimie des Ecosystèmes Forestiers. Outre les effets sur la qualité de l eau, le tassement peut jouer sur la quantité d eau en privilégiant le ruissellement au détriment de l infiltration. Les recommandations visant à protéger contre la turbidité sont souvent liées à celles contre le tassement : il s agit dans les deux cas de protéger les sols. 4 Les effets chimiques 4.1 Marqueurs des eaux forestières Les eaux formées par infiltration sous les couvertures forestières se signalent par un certain nombre d indicateurs Chlorures Les apports atmosphériques en chlore varient régionalement, ils diminuent avec l éloignement de la façade maritime. La teneur en chlore, quand on la relie aux facteurs pétrographiques, est habituellement faible. Ceci explique que les teneurs des eaux sousracinaires soient habituellement basses, très inférieures aux valeurs seuils de qualité. Par ailleurs, le chlore est peu absorbé par la végétation. Cette propriété est exploitée dans certains bassins versants expérimentaux où la composition de tous les intrants est connue, pour en faire «un invariant». Le chlore sert alors de référent pour différencier les diminutions de teneurs en certains ions, d un simple phénomène de dilution par une augmentation des pluies (Schoëller,1961). Le chlore peut localement se concentrer près des zones boisées, du fait de sa non absorption par les racines, et de sa concentration corrélative en lien avec la plus forte ETR des forêts. La forêt n a pas d influence directe sur les flux de chlore. Dans les nappes des écosystèmes sans intrants agricoles ou domestiques, et à condition d être en retrait des côtes, la concentration en Cl n excède guère mg/l, dont l origine est essentiellement météorique. Sa dilution progressive, de même que l étude du rapport isotopique Cl36/Cl35, sont des indices bien connus des hydrogéologues pour l étude du renouvellement de l eau des nappes libres. 11
14 En l état des connaissances, le chlore peut servir de marqueur des eaux forestières, pour des sites à éloignement équivalent des côtes, et des prélèvements à faible profondeur. Cela tient au fait qu en forêt la concentration en chlore dans les eaux sous racinaires sera couramment plus élevée qu en zone agricole. Le cas des cultures irriguées peut perturber la relation Acidité L acidité (Ritter, 2003) et la richesse en matière organique constituent deux caractéristiques chimiques des sols forestiers (Badeau et al., 1999), avec des conséquences antagonistes sur la qualité de l eau. La matière organique augmente la capacité de rétention d eau et d éléments potentiellement polluants : soit un effet protecteur. L acidité quant à elle peut se transmettre à l eau, et augmenter la mobilité de polluants comme l aluminium ou le plomb : soit un effet potentiellement néfaste. L acidification peut être critique dans des zones de socle cristallin (où les roches ont un faible pouvoir tampon) soumises à des précipitations acides importantes (notamment d acides nitrique et sulfurique). Les problèmes d acidification sont susceptibles de favoriser l augmentation des teneurs en nitrates dans les eaux et ils peuvent justifier des mesures de gestion sylvicole spécifiques (cf. 4.3). Toutefois, le fonctionnement efficace du cycle biologique dans les peuplements forestiers optimise l utilisation des éléments nutritifs du sol (Ranger et al., 1995) et tend ainsi à limiter les fuites de nitrates (cf ). Le ph des sols forestiers varie entre 3,5 et 8. Un sol forestier est dit acide lorsque son ph est inférieur à 5,5, et très acide si son ph est inférieur à 4,2. Le ph des eaux sous racinaires est fortement dépendant de celui du sol. Ainsi, le ph des eaux sous racinaires forestières est fréquemment inférieur à 5,5, ce qui est rare en sols agricoles De faibles teneurs en nitrates sous forêt Le recyclage, en particulier de l azote est très important en forêt, probablement en relation avec l abondance de la flore mycorhizienne. On sait que la nitrification est en moyenne plus forte en milieu agricole (Dambrine, 2001). Ainsi, les teneurs en nitrates sont faibles sous forêt (Gundersen, 2007). Par exemple, sous forêt de plaine à Vittel (Vosges), sauf dépôt atmosphérique azoté, les eaux d'infiltration ne dépassent pas 2 mg/l de nitrates (Benoît et Papy, 1997), les valeurs sous terrains agricoles sont significativement plus élevées (Tableau 1). Cette tendance est vérifiée à l échelle de bassins versants. Ainsi, selon une enquête historique réalisée à partir de données lorraines, la teneur moyenne en nitrates de bassins versants forestiers est de 4,2 mg/l (Benoît, 2002). D après cette étude, un taux de boisement de 30 % dans les zones cultivées permet d élaborer une teneur nitrique inférieure à la norme de potabilité européenne (50 mg/l). 12
15 La nitrification est en moyenne plus forte en milieu agricole, notons que cette propriété persiste dans les boisements de terres agricoles (Jussy et al., 2002 ; Compton et Boone, 2000 ; Falkengren-Grerup et al. 2006). Ainsi, une étude qui ne tiendrait pas compte de l évolution de l occupation des sols peut engendrer des biais d interprétation, sachant par exemple qu en France environ la moitié des forêts actuelles étaient d anciens terrains agricoles en 1850 (Jussy et al. 2002). Tableau 1 : Teneurs en nitrates des eaux recueillies par bougies poreuses à 1,10 m de profondeur sous différents types d occupation du sol en Lorraine (extrait de Benoît et al. 1997) Occupation du sol [NO 3 - ] des eaux à 1,10 m de profondeur en mg/l Forêts 2 Prés de fauche 19 Pâtures 31 Prairies temporaires 28 Blé d hiver 46 Colza 62 Céréales de printemps 120 Maïs fourrager 126 Pour donner un ordre de grandeur, les eaux d infiltration sous forêt restent généralement inférieures à 10 mg/l de nitrates et son même très fréquemment inférieures à 5 mg/l. Cet effet «faibles teneurs en nitrates sous forêt» a motivé de nombreux boisements de protections de captages : dans le Grand Ouest ha ont été recensés sur 80 sites (Boudry, 2008). L exemple de Plabennec (Finistère), montre une baisse de 40 mg/l de la teneur en nitrates (de 96 à 57 mg/l), 15 ans après le boisement de 5,3 ha dans un bassin versant agricole de 30 ha. Remarque : au sujet du potassium, cet élément ne constitue pas un marqueur fréquemment utilisé pour les eaux forestières. 13
16 4.2 Influence de la sylviculture sur la chimie des eaux La gestion des sols en forêt est moins intensive qu en agriculture et les interventions y sont moins fréquentes. Elles peuvent toutefois avoir des conséquences dommageables sur la qualité de l eau. La mise à nu du sol suite à une coupe rase constitue une des opérations sylvicoles les plus «brutales», laquelle peut engendrer des drainages d éléments (notamment d azote suite à une minéralisation excessive et un arrêt des prélèvements par le couvert). Le retour à la normale s opère en moins d une dizaine d années. Le recours à cette pratique reste très variable selon les massifs forestiers. La mise à nu du sol et la perturbation du couvert forestier ne résultent pas uniquement d opérations de gestion et peuvent également se produire suite à des aléas naturels comme les tempêtes et les incendies, avec des conséquences comparables sur la ressource en eau Effets des perturbations du couvert forestier - L effet sur les nitrates est le plus documenté Au préalable, il faut noter que les résultats des études sur ce sujet peuvent diverger selon qu ils soient basés sur le signal sol, ou sur le signal bassin versant. Les perturbations du couvert forestier, notamment les coupes rases, peuvent engendrer des augmentations de concentration en nitrates des eaux drainées, toutefois, malgré de nombreuses recherches, les pertes en nitrates restent difficiles à prévoir. Une synthèse sur 30 études aux Etats-Unis et au Canada montre que dans 70 % des cas la teneur moyenne annuelle en nitrates reste inférieure 2,2 mg/l après une coupe et que la norme de potabilité de 50 mg/l n a jamais été dépassée en moyenne annuelle (Brown et Binkley, 1994). Néanmoins les pics de nitrates peuvent être non négligeables, comme au Mont Lozère, où dans des conditions extrêmes 1 suite à une coupe rase, la concentration en nitrates des eaux du ruisseau à l exutoire du bassin a augmenté de 24 mg/l (Didon-Lescot et al., 1998). Concernant l influence du type de peuplement forestier sur les pertes en nitrates, les résultats peuvent être contradictoires. D après une enquête historique réalisée à partir de données lorraines (Benoît et al., 2002), alors qu aucune différence notable n a été mise en évidence entre les traitements futaie et taillis sous futaie, l influence entre peuplements feuillus ou résineux variait selon le stade du peuplement. Au stade jeune peuplement, les pertes des résineux étaient équivalentes à très supérieures à celles des feuillus. Inversement, pour les peuplements adultes ou vieux, les feuillus avaient une contribution plus élevée aux pertes en nitrates. Signalons toutefois que d autres études montrent des 1 coupe rase avec andainage des rémanents d un peuplement d épicéa représentant 80 % des 19 ha du bassin versant, avec une pluviosité moyenne de 1900 mm/an 14
17 résultats sensiblement différents. Ainsi, les résineux (la majorité des études portant sur une comparaison entre épicéa et hêtre) sont généralement considérés comme plus sujets aux pertes nitriques, en lien avec leur propension à augmenter la déposition d azote atmosphérique (Rothe and Mellert, 2004). De même, les pertes en nitrates tendent à augmenter avec l âge pour les peuplements résineux (Rothe and Mellert, 2004 ; Steven et al. 1994) alors qu elles semblent plus constantes sous feuillus. Si les sols sous peuplements feuillus retiennent globalement mieux les nitrates (Langusch et Matzner, 2002), l effet positif de ce stockage d azote augmente toutefois les risques de fortes pertes suite à une perturbation du couvert forestier (Hegg et al., 2006). Les résultats de l étude lorraine (Benoît et al., 2002) confirment en revanche que la disparition brutale du couvert forestier (coupe à blanc ou tempête) risque de détériorer la qualité nitrique des eaux. L augmentation peut atteindre 6 à 10 mg/l de nitrates dans l eau de captages et le retour à l équilibre se produit en trois à dix ans. Un moyen de limiter les exportations de nitrates est de favoriser la présence d un recru après la coupe (Rothe and Mellert, 2004 ; Weis et al., 2001). Les forêts dépérissantes peuvent également générer des pics de nitrates (Gundersen, 1992). Une étude sur des chablis en Bavière (Attenberger et al., 2001) a permis de mesurer des teneurs maximales en nitrates entre 150 et 200 mg/l dans l eau d infiltration d un bassin versant de 100 ha avec 80 % de mortalité suite à une attaque de bostryches (type de scolytes). L eau souterraine, l eau d une source et l eau à l exutoire du petit bassin versant ont toutefois montré une augmentation beaucoup moins forte (augmentation maximale de l ordre de 15 mg/l pour l eau de source et le cours d eau et de 8 mg/l pour l eau souterraine). Suite à ces mesures, certains services d eau potable recommandent l enlèvement des rémanents (i.e. résidus de coupes) suite à des coupes ou chablis importants. L application de cette recommandation doit être restreinte aux accumulations exceptionnelles de rémanents. Il faut veiller à ne pas appauvrir les sols avec un enlèvement systématique : les rémanents constituent un élément essentiel du maintien de la fertilité des sols. Afin d éviter les erreurs d interprétation, il faut mentionner la fragilité des conclusions d une étude du BRGM Alsace (Urban et Genevier, 2010). Celle-ci préconisait des restrictions, notamment sur les coupes à blanc, au motif de leur effet sur les teneurs en nitrates, alors que la concentration maximale mentionnée dans l étude est de 7 mg/l de nitrates. Ainsi, le risque de dégradation de la qualité des eaux lié aux coupes rases s avère globalement un faux problème sur le critère nitrates. Dans quelques cas très spécifiques, il convient néanmoins de prendre des précautions, soit si l on souhaite éviter des variations, mêmes faibles, des teneurs, soit dans des contextes très spécifiques. Dans cette dernière optique, les points de vigilance concernent les aquifères faiblement inertiels (systèmes karstiques, aquifères très superficiels tels que les captages en arènes granitiques par exemple), les bassins versants de petite taille où les coupes représentent une part importante du bassin versant, les sols très acides où les 15
18 éléments minéraux sont plus facilement mobilisables ou certaines essences. Ainsi, les travaux de l INRA sur le site expérimental de Breuil (Nièvre), soulèvent des interrogations sur les teneurs en nitrates sous douglas. Pour une placette de douglas sur un sol pauvre, les analyses de solutions de sol à 60 cm de profondeur indiquent des teneurs en nitrates (~25 mg/l) plus élevées en comparaison avec d autres essences (notamment hêtre, chêne et épicéa). L'amendement (Ca, P) pratiqué permet de réduire significativement les teneurs en nitrates (< 5 mg/l à 60 cm de profondeur). Des études sont en cours sur d'autres sites pour mieux comprendre l'effet du douglas sur la qualité des eaux (Legout, 2012). - Effet sur le potassium Les teneurs en potassium des eaux de drainage peuvent fortement augmenter suite à une coupe rase (Henriksen, 2000). Cette augmentation peut être conjointe avec l augmentation des teneurs en nitrates, et peut être d une durée plus longue. Néanmoins, contrairement aux nitrates, ces fuites de potassium n engendrent pas directement de problème de qualité d eau, ni de fertilité des sols. - Effets sur les phosphates L accumulation de phosphates dans les eaux souterraines est le plus souvent négligeable, à cause des teneurs modestes de cet élément dans les sols forestiers (quelques dizaines de ppm), de sa très faible solubilité et de son affinité pour la matière organique. C est pourquoi, sauf cas d érosion hydraulique par ruissellement, pouvant exister seulement dans certaines coupes rases sur sol à forte pente, le risque phosphore peut être négligé. Le seuil de risque d eutrophisation a été placé à 0,1 µg/l. Le seuil de risque d eutrophisation a été placé à 0,2 mg/l de phosphate PO 4 (soit 0,06 mg/l de P) dans les eaux en fin d hiver, dans le SDAGE du bassin Rhône Méditerranée Corse (AERMC, 1996). Le phosphate étant la forme assimilable de phosphore pour les végétaux Effet de la composition des peuplements forestiers - Effet sur l aluminium Les espaces forestiers présentent plusieurs facteurs de risque liés à l augmentation des teneurs en aluminium : Les facteurs de risque stationnels sont liés à l acidité des sols, notamment dans le cas de sols acides sur roches siliceuses. 16
19 Les facteurs de risque sylvicoles sont liés au choix des essences, avec deux effets : - un renforcement des apports exogènes acidifiants via l interception de polluants atmosphériques (dont les composés souffrés et azotés) favorisé par les futaies denses de résineux à feuillage persistant ; - un effet litière acidifiante pour certaines espèces (surtout résineuses : épicéa, pin sylvestre notamment) dont les litières se dégradent plus lentement, en raison de faibles teneurs en azote et de certains de leurs composants (lignine, cutine, lipides, composés phénoliques antimicrobiens). La combinaison de ces facteurs peut induire des niveaux toxiques en aluminium dans certaines rivières de montagne. Certaines pratiques permettent en revanche de limiter l acidification et le drainage d aluminium : installation ou maintien d une ripisylve feuillue ou mélangée, le recours à un amendement calco-magnésiens. Des contremesures de ce type ont été promues et mises en œuvre par exemple par la DDAF (ex-ddt) des Vosges. Le problème est aussi à suivre pour les terrains volcaniques, compte tenu de la richesse en aluminum libre des sols (composés mal cristallisés du genre allophanes), provenant de l altération des minéraux de la roche-mère. Des analyses en Al 3+ échangeable dans les sols et en Al dans quelques bougies poreuses situées sous la limite des racines fines des arbres (vers 80 cm), devraient permettre d évaluer le risque, sachant que l aluminum toxique i.e. monomère n existe que lorsque le ph est inférieur à 5. Cette valeur peut exister dans le lit des ruisseaux oligotrophes de montagne, mais elle est rarement atteinte dans les eaux souterraines. 4.3 Les risques liés à la fertilité des sols La gestion forestière peut aggraver les problèmes d acidification des eaux (Gundersen, 2007). Si l origine principale de cette acidification reste la pollution atmosphérique (SO 2, NO x ), les couverts forestiers, avec leur grand développement aérien, favorisent la captation de ces polluants atmosphériques (voir tableau 2). De ce point de vue, les résineux à feuillage persistant sont les plus défavorables (Kristensen et al., 2004), d autant qu ils génèrent souvent une litière acidifiante. Notons que l acidification risque de s aggraver avec une sylviculture intensive qui appauvrit les sols, dans la mesure où pour respecter la balance ionique toute absorption d un cation par les racines (mycorhizées le plus souvent) s accompagne de l excrétion d un proton dans la solution du sol. Ainsi, dans des secteurs sensibles à l acidification, il est recommandé de limiter les exportations massives de biomasse de type récolte des rémanents de coupe (Adams et al. 2000). Le recours à un amendement calco-magnésien peut être conseillé afin de rétablir un équilibre de fertilité pour des sols épuisés (Huettl et Zoettl, 1993, Dambrine et al., 2009). 17
20 Tableau 2 : facteurs d acidification des eaux (Fiquepron et al., 2012) Facteurs non forestiers Dépôts atmosphériques acides Sols et roches acides Fortes précipitations (favorisent le drainage des éléments acidifiants) Facteurs forestiers Certains résineux et des peuplements trop denses peuvent entraîner des risques d'acidification Exportations de minéraux liées à l exploitation forestière d arbres trop jeunes. Les jeunes tiges étant les plus riches en minéraux Coupes rases et mise à nu des sols Les amendements visent à rétablir un équilibre de fertilité du sol (propriété chimiques de base), ils sont à distinguer des fertilisants dont l objectif est de répondre directement aux besoins nutritifs des végétaux. Voir tableau 3 sur l usage des intrants. Les problèmes liés plus généralement à l intensification de la sylviculture (diminution de la rotation des coupes, extension des produits récoltés, dont les rémanents, suite à une tension du marché de la biomasse, conséquence de l essor des chaufferies collectives au bois), relèvent in fine des débats autour de la gestion durable des ressources. Le maintien de la fertilité des sols, aussi bien que la préservation de la qualité des eaux, a conduit à l élaboration de guides sur la gestion des rémanents comme celui diffusé par l ADEME, (Cacot et al., 2006), actuellement en cours de révision. 18
21 Tableau 3 : comparaison de l usage d intrants, entre les itinéraires forestiers réputés les plus intensifs, et un itinéraire classique de grandes cultures. Pin maritime landais Peuplier Grandes cultures, type blé tendre Surface en France ha 2010) (IFN, ha 2012) (IGN, 4,9 millions d ha (Agreste, 2010) Cycle de production 45 ans 18 ans 1 an Travail du sol 95 % Labour avant plantation, en plein ou à moitié. 15 % - Entretiens mécaniques (covercrop) entre les lignes, hors stations* bien alimentées en eau, soit sur moins de 15 % des peupleraies. Opération annuelle les 4 premières années après plantation, et plus si risque fort de stress hydrique. 100 % Plusieurs passages par ans, modalités variables. Fertilisation minérale azotée 0 % 5 % Fertilisation «starter» : apport localisé à la plantation sur 2 % de la surface parcellaire. Soit l équivalent d 1 kg/ha/an. 98,5 % Apport moyen de 175 kg/ha/an. Phytosanitaires moins de 5% Sur stations* particulières à molinie. 1 désherbage avant labour. 15% désherbage localisé sur 2 % de la surface parcellaire (1 m² x 180 tiges/ha) en année 1, voire 2. 98,5 % En moyenne, plus de 6 traitements/an (3 fongicides, 2 herbicides, 1 raccourcisseur de pailles). Fréquence de la pratique en %. Exemple : pratique employée dans 5 % des cas 19
22 4.4 Les risques liés à la santé des forêts La priorité est d avoir un peuplement «en station 1» car la bonne santé du couvert forestier est un gage de protection de la qualité de l eau. Ainsi, la non gestion ne constitue pas forcément un élément protecteur pour la qualité de l eau. En effet, des peuplements vieillissants, sujets à des dépérissements massifs, présentent des risques pour la ressource en eau. Ensuite, le forestier peut chercher à favoriser la résilience, c'est-à-dire la capacité de cicatrisation des peuplements forestiers. Celle-ci permet d optimiser la protection de la ressource en eau. Ainsi, des peuplements mélangés 2 et irréguliers 3 apportent des garanties supplémentaires pour la qualité de l eau. Ils présentent une sensibilité différente aux aléas (attaques sanitaires, tempêtes ), et la couverture du sol y est plus continue dans le temps. Par extension, la gestion des populations de gibier peut affecter la santé des forêts. Une trop forte densité de gibier peut impacter le renouvellement des peuplements forestiers (destructions des plants et semis). En outre, une surdensité de gibier peut aggraver : - les risques de pollution bactérienne (formation de souilles à proximité de captages) ; - les risques de turbidité (perturbation du sol par les sangliers). Remplacer des peuplements résineux à feuillage persistant par des peuplements feuillus, ou favoriser les feuillus en mélange avec les résineux, et la gestion de peuplements irréguliers 4 peut limiter les effets de la pollution atmosphérique sur la qualité de l eau en forêt (Gundersen, 2007). Le mélange d essences, notamment entre feuillus et résineux peut atténuer les inconvénients de certains peuplements monospécifiques comme la futaie pure d épicéa (Knoke, 2008). Dans ce cas le mélange peut générer une litière moins acidifiante, et limiter l interception des précipitations par le couvert. 1 Etendue de terrain homogène dans ses conditions physiques et biologiques (mésoclimat, topographie, composition floristique et structure de la végétation spontanée, sol). 2 Peuplement forestier composé au minimum de deux essences 3 Peuplement forestier constitué de tiges de plusieurs catégories de grosseur réparties pied à pied ou par bouquets. 4 Les peuplements irréguliers, n ont pas d effet significatif sur l interception de polluants atmosphériques, mais limitent les risques de lessivage massif grâce à une couverture continue des sols. Les arbres n arrivant pas tous à maturité en même temps, cela permet de renouvellement progressif des peuplements. 20
23 4.5 Les risques liés aux produits phytosanitaires et au stockage des bois Produits phytosanitaires sous forêt Le recours aux intrants reste très limité en forêt (voir tableau 3). Les produits agropharmaceutiques y sont rarement employés. De plus, leur utilisation n est jamais systématique, elle ne concerne qu une faible proportion de peuplements, sur une période restreinte à l échelle de la durée de vie des peuplements (plusieurs dizaines d années 1 ). Ainsi, le pourcentage de surface de forêt publique française recevant annuellement des fertilisants ou des produits phytocides était compris au début des années 2000 entre 0,3 et 1% (Breda et Roman-Amat, 2001). Ces chiffres sont cohérents avec l estimation du Cemagref de 0,5% de surface cadastrale forestière traitée avec des herbicides 2 (MAP, 2001). Les ordres de grandeur sont comparables aux Etats-Unis où les forêts (32 % du territoire) sont les terrains où l usage de pesticides est le moins intensif. Pimentel et Levitan (1986) relèvent que les forêts reçoivent seulement 1 % des pesticides utilisés aux Etats-Unis, avec une proportion de terrains forestiers traités annuellement inférieure à 1 %. En ordre de grandeur, les traitements herbicides sont 450 fois moins fréquents en forêt qu en grandes cultures (Fiquepron et Picard, 2011). Cet effet est renforcé à la marge par le rôle des forêts et des haies dans la réduction de la dérive des produits phytosanitaires, par leur efficacité à limiter les ruissellements, et par la capacité des sols forestiers à capter des éléments potentiellement polluants : ces trois facteurs réduisant les transferts de substances à risque vers la ressource en eau. En outre, le débroussaillage manuel de jeunes peuplements ou de parcelles en situation de blocage de régénération constitue une alternative toujours possible au traitement chimique de la végétation concurrente, mais il génère un surcoût de mise en œuvre pour le propriétaire ou le gestionnaire. Le risque de trouver des produits dans les eaux brutes dépend à la fois de leur rémanence (demi-vie) et de leur affinité pour les matières organiques (coefficient de partage Koc). Sachant que les sols forestiers sont riches en carbone en surface, ils ont de ce fait un bon pouvoir fixateur favorisant la dégradation de la molécule avant son transfert aux nappes. De fait, les fuites de molécules phytosanitaires ont surtout lieu par voie de ruissellement liées aux MES - et par voie aérienne, et affectent assez peu sous forêt les eaux profondes, toutes proportions gardées. 1 Pour l exemple des phytocides en forêt, ils sont utilisés uniquement dans les phases de renouvellement des peuplements (régénération ou plantation) afin de maîtriser la concurrence notamment avec la strate herbacée. 2 Calculé d'après la quantité de produits commercialisés en 1998 rapportée à la surface forestière française. 21
24 Le traitement chimique des bois stockés en forêt induit un risque de pollution. Relativement au contexte français, les forestiers suisses stockent plus longtemps les bois en forêt, et ont ainsi plus souvent besoin de traiter les piles de bois en forêt. Dans le cadre du projet ALPEAU, une étude suisse a cherché à évaluer le risque de pollution lié aux traitements insecticides contre les scolytes (matière active : cyperméthrine). Les fortes capacités de rétention des sols forestiers, mises en regard avec les modestes quantités utilisées, n'ont pas permis de caractériser ce risque par des détections de cette molécule dans la ressource en eau. De plus, la tendance est à la diminution de ces pratiques, comme en témoigne la politique de la ville de Lausanne (Balestra, 2012). L'alternative consiste à évacuer les bois rapidement et le cas échéant à les stocker sous arrosage sur des sites hors d atteinte d une ressource en eau exploitée. En France, le recours au traitement des bois en forêt est peu fréquent. Ces traitements ont surtout lieu dans des circonstances exceptionnelles, comme lors de vastes dégâts de chablis, et devraient donner lieu à un avis hydrogéologique préalable (Lachassagne et al., à paraître). Les risques de pollution de la ressource en eau par des produits agropharmaceutiques ou pesticides sont limités en forêt. La principale raison tient à leur faible fréquence d usage par les forestiers. La richesse en matière organique et la forte activité biologique des sols forestiers assurent une protection complémentaire : la forêt joue ainsi, un rôle de zone tampon face aux pollutions phytosanitaires Plateformes de stockage du bois par voie humide Les Plateformes de stockage du bois par voie humide mobilisent de grands volumes d eau, susceptibles de se charger en éléments organiques. Elles pourraient en cela impacter la qualité de l eau. D après une étude du FCBA (Latour et al., 2009), les seuils à respecter selon la réglementation en vigueur n ont jamais été dépassés (le suivi était basé sur des mesures de MES, DBO5, DCO, ph, conductivité). Le stockage des bois par immersion engendre une charge organique plus importante que par aspersion (de l ordre de 3 fois plus). Un exemple de plateforme par aspersion dans les Landes indique que 96 % des volumes d eau sont recyclés. Cette plateforme utilisait de l eau non potable de la nappe des sables des landes. Ces installations n ont pas généré de cas de pollution reconnus. Néanmoins, dans un principe de précaution, il serait recommandé d installer ce type de plateformes en dehors des zones de protection de captages d eau destinés à l alimentation humaine. 22
25 4.6 Les risques liés aux hydrocarbures La mécanisation forestière implique également des risques de pollutions accidentelles liées aux carburants et aux lubrifiants. Les risques de pollution aux hydrocarbures sont variables selon les types de produits. Les carburants et les huiles moteur sont contenus dans des réservoirs et des carters : les risques d accidents sont peu élevés. Les huiles hydrauliques passent par des flexibles qui peuvent être exposées à des ruptures en forêt. Il est à noter que les matériels récents sont dotés de valves permettant de limiter les volumes perdus. Enfin les huiles de chaîne sont directement répandues dans le milieu. Il existe des huiles biodégradables, dont le surcoût est variable selon les circuits de commercialisation. La prévention de ces risques implique un entretien suivi des engins (étanchéité des réservoirs et des cuves de stockage, remplacement préventif des flexibles hydrauliques), l usage d huiles rapidement biodégradables, la disponibilité d un kit absorbant pour hydrocarbures et également la formation des intervenants pour éviter les accidents lors de la manutention. 4.7 Des formations boisées au rôle épuratoire plus marqué Certaines formations boisées ont un rôle d épuration plus marqué, citons le cas des ripisylves, des forêts alluviales et du bocage. Le système racinaire des ripisylves et forêts alluviales joue un rôle de filtre et piège les éléments nutritifs (azote, potassium, phosphore) et certains éléments toxiques (Broadmeadow, Nisbet, 2004). En période de végétation, l absorption racinaire y est très active. Ces formations boisées offrent des conditions propices à la dénitrification (Gundersen, 2007 ; Ashby et al. 1998), opérée par des bactéries en conditions anaérobies. La dénitrification microbienne est souvent plus efficace pour l abattement des concentrations en nitrates que l absorption par les végétaux (qui plafonne à kg/ha/an de NO - 3 ), soit dans un rapport de 1 à 5, voire de 1 à 10. Remarquons que ces conditions propres à la dénitrification ne sont pas spécifiques à la forêt, des prairies peuvent également offrir des conditions favorables. Les haies et autres boisements linéaires constituent aussi des filtres efficaces. Selon leur localisation ils peuvent contribuer à limiter le ruissellement, abaisser les teneurs en éléments polluants, notamment en nitrates et restreindre la dérive de phytosanitaires (Viaud et al., 2004). Ils sont particulièrement efficaces à l égard des polluants diffus adsorbés sur la phase solide (MES) et mobilisés superficiellement, par ruissellement, tels les produits phytosanitaires et le phosphore, grâce à un effet «barrière» (interception des écoulements par le talus). En situation tabulaire, haies et bois sont moins efficaces à l égard des fuites en nitrates, car les prélèvements nets annuels plafonnent à 80 kg/ha/an (immobilisation 23
26 moyenne des essences courantes) : il s agit plus alors d un effet de rétention provisoire (incorporation dans le cycle biologique de l azote) assimilable à un effet CIPAN 1 (études IDF en Bretagne, en collaboration avec le BRGM et le CEMAGREF : Charnet (coord.), 2007). 5 Recommandations Les propositions de recommandations se basent sur celles de Lavabre et Andréassian (2000), ils soulignent que gérer la forêt pour mieux gérer l eau n implique pas forcément une grande remise en cause des pratiques forestières actuelles. Il est ainsi proposé de concentrer les efforts sur les points suivants : - installer et maintenir un peuplement en station est un atout pour la qualité de l eau il faut préserver un sol forestier et une forêt en bonne santé. Il convient de prendre cette recommandation au sens large, en intégrant les contraintes liées au changement climatique ; - améliorer la conduite des travaux d exploitation forestière, afin de réduire au minimum leurs impacts négatifs sur le cycle de l'eau. A l examen des rares cas de pollution de captages en forêt, ceux-ci résultent souvent d un manque d information et de communication. Développer les échanges entres acteurs de l eau et forestiers constitue de ce fait une action primordiale ; - restaurer, voire étendre des zones tampon forestières entre les captages et les milieux perturbés générateurs de pollutions diverses. Les zones humides et les espaces forestiers alluviaux sont essentiels à ce titre, en raison de leur forte capacité épuratoire ; - préserver et restaurer les haies, les alignements pour leur rôle régulateur du cycle de l eau en milieu anthropisé ; - en forêt de versant, mettre en œuvre une sylviculture intégrant les objectifs de préservation de la qualité de la ressource en eau (avec en particulier des consignes contre les accidents de turbidité et les fuites d hydrocarbures), et d économie par limitation de l évapotranspiration réelle ; - viser une répartition géographique équilibrée des espaces forestiers en veillant à préserver les hydrosystèmes de tête de bassins versants, avec l objectif de disposer sur tout le territoire d une eau de qualité boisson produite à des distances raisonnables des forts points de consommation (au sens des réseaux d acheminement et de distribution). 1 Culture intermédiaire piège à nitrates. 24
27 Références Parmi les références citées, nous nous permettons de mettre en exergue huit d entre elles, afin de guider le lecteur dans la recherche d informations complémentaires : Bréda et Roman Amat, 2001 : cet article paru dans la Houille Blanche offre une brève synthèse des enjeux quantité et qualité d eau en forêt, il est rédigé par des forestiers en croisant les aspects recherche et professionnel. Dambrine 2001, SHF : une brève synthèse sur les enjeux forêt qualité d eau. Cacot et al., 2006 : cette brochure ADEME permet de raisonner la récolte des rémanents de coupes selon les types de sols, afin d en maintenir la fertilité. Une version réactualisée est en cours de rédaction. Hegg et al., 2006 : une très riche synthèse bibliographique de l institut suisse WSL. Durlet, 2009 : ce guide issu du projet LIFE ruisseaux de tête de bassin versants, offre des retours d expérience sur les recommandations de gestion aux abords des cours d eau et étangs de tête de bassins. Le chiffrage économique détaillé des différentes actions s avère très utile. Lavabre et Andréassian 2001 : rédigé par des hydrologues entourés d un groupe de travail pluridiscplinaire, cet ouvrage de synthèse complet sur la forêt et l eau reste très accessible. Il comprend des fiches thématiques détaillées sur les principaux enjeux. Marty et Bertrand, 2011 : ce guide constitue un outil pratique pour estimer la vulnérabilité des terrains forestiers par rapport aux captages, et pour adapter les consignes de gestion forestière en conséquence. Validé au niveau de la région Midi-Pyrénée, il sera complété en 2014 par un guide national publié par la Forêt Privée Française. Pischedda, 2009 : ce guide «Prosol» est une référence pratique pour mener des exploitations forestières respectueuses des sols. Il est centré sur les enjeux liés aux propriétés mécaniques des sols. - - Adams M.B., Burger, J.A., Jenkins, A.B. and Zelazny, L., Impact of harvesting and atmospheric pollution on nutrient depletion of eastern US hardwood forests. For. Ecol. Manage. 138 : pp Adhikari R.N. et al., Studies on runoff coefficient of rational formula.: Indian Journal of Soil Conservation, vol 30, issue 1, pp Agence de l Eau Rhône Méditerranée Corse, Eutrophisation des milieux aquatiques : bilan des connaissances et stratégies de lutte note technique SDAGE n 2, 29 p. Ashby, J.A., Bowden, W.B., and Murdoch, P.S., Controls on denitrification in riparian soils in headwater catchments of a hardwood forest in the Catskill Mountains, U.S.A. Soil Biol. Biochem., 30: pp Attenberger E., Bittersohl J., Moritz K., Weber H., La ressource en eau et sa qualité dans les forêts : observations et démarches en Bavière. 168ème session du comité scientifique et technique de la Société Hydrotechnique de France, Nancy, septembre 2001, 8 p. 25
28 Badeau V, Dambrine E., Walter C., Propriétés des sols forestiers français : Résultats du premier inventaire systématique, Etude et Gestion des Sols, vol. 6(3), pp Balestra E., in guide alpeau Benoît M., Papy F., Pratiques agricoles sur le territoire et qualité de l eau alimentant un captage, in L eau dans l espace rural, INRA pp Benoît M., Fizaine G., Bernard P.Y., Qualité nitrique des eaux en bassins forestiers d alimentation: fonctionnement stable et effets post-tempête 26/12/1999. Dans: Combe J. et Rosselli W. : L eau qui sort des bois quand forêt durable rime avec eau potable. Actes de la Journée thématique de l Antenne romande du WSL. Lausanne, Institut fédéral de recherches WSL, Antenne romande, pp Blanchart E., Achouak W., Albrecht A., Barakat M., Bellier G., Cabidoche Y.-M., Hartmann C., Heulin T., Larré-Larrouy C., Laurent J.-Y., Mahieu M., Thomas F., Villemin G., Watteau F., Déterminants biologiques de l agrégation dans les vertisols des Petites Antilles. Conséquences sur l érodibilité, Étude et Gestion des Sols, 7, pp Bligny C., Cholin E., Ferry O., Godi F., Jenni R., Mabboux J.L., Moser U., Protection des eaux souterraines en forêt Guide Alpeau dans les arcs alpin et jurassien, Interreg, 70 p. Boudry J., Boisements de protection de captages dans le Grand Ouest : synthèse technico-économique, rapport de stage M2, INRA-LEF IDF, 85 p. Bréda N., Roman-Amat B., Impact de la conduite des peuplements forestiers sur les ressources en eau. 168 e session du comité scientifique et technique de la Société Hydrotechnique de France, Nancy, septembre 2001, 22p. Broadmeadow, S. and Nisbet, T.R., The effects of riparian forest management on the freshwater environment : a literature review of best management practice. Hydrology and Earth System Sciences, 8(3), pp Brown T. C., Binkley D., Effect of management on water quality in north american forests, USDA Forest Service, 26 p. Cacot E., Eisner N., Charnet F., Léon P., Rantien C., Ranger J., La récolte raisonnée de rémanents en forêt. Guide, Connaître et agir, ADEME, 36 p pdf. Calder, I. R., The Blue revolution: land use and integrated water resources management, London, Earthscan, 192 p. Charnet F. (coord.), Boisements et pollutions diffuses. Rôle protecteur ou épurateur des boisements linéaires ou en plein à l égard des pollutions diffuses (Action ACTA 04-08). Rapport final, 2 tomes. Institut pour le Développement Forestier, Orléans. Compton J. E. et. Boone R. D, Long-Term Impacts of Agriculture on Soil Carbon and Nitrogen in New England. Forests Ecology, Vol. 81, No. 8, pp Corbett, Edward S.; Lynch, James A.; Sopper, William E., Timber Harvesting Practices and Water Quality in the Eastern United States. Journal of Forestry, Volume 76, Number 8, 1 August 1978, pp
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32 Influence de la forêt sur la qualité de l eau - en résumé Cette revue de la littérature montre que la forêt a globalement un rôle protecteur de la qualité de l eau. Ce rôle est interprétable à deux niveaux : - le fonctionnement spécifique des écosystèmes forestiers : la forte activité biologique des sols forestiers constitue un élément protecteur efficace ; - la gestion forestière pratiquée protège mieux la ressource que les autres activités humaines, qui présentent davantage de risques (traitements phytosanitaires, fertilisation, mise à nu ou imperméabilisation des sols ). Notons que l effet le plus significatif de la forêt sur la qualité de l eau est constaté relativement aux autres usages du sol, lesquels sont potentiellement plus défavorables. Les effets des types de forêt ou de gestion forestière sont moins prononcés. Ainsi, au niveau de la qualité de l eau, la localisation et la proportion de forêt dans le territoire semblent plus déterminantes que les types de forêts. Toutefois, signalons que la bonne qualité moyenne des eaux forestières ne garantit pas une qualité constante dans l espace et le temps. Ainsi, la forêt joue un rôle protecteur de la ressource en eau, nécessitant certaines attentions pour le rendre le plus efficace et durable possible (Ferry, 2004). Les recommandations de gestion forestière doivent être ciblées sur les captages les plus vulnérables (dont les eaux brutes proviennent de systèmes karstiques, d aquifères peu profonds et d eaux superficielles). Les principales consignes concernent les travaux d exploitation forestière, et de desserte, en lien avec les risques de turbidité et de fuites d hydrocarbures. A l examen des rares cas de pollution de captages en forêt, ceux-ci résultent souvent d un manque d information et de communication, d où l intérêt de développer les échanges entres acteurs de l eau et forestiers. Au niveau sylvicole, la priorité pour protéger la qualité de l eau est de veiller à ce que les peuplements soient en station. L extrapolation des informations de l arbre, à la parcelle et surtout au bassin versant soulève encore de nombreuses incertitudes. Notons également qu il semble difficile de déconnecter quantité et qualité d eau. Les critères de qualité étant basés sur des concentrations, la quantité d eau reste un paramètre déterminant pour la qualité.
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