Étude de la sélectivité de l’érosion hydrique en prévision de l’amélioration de sa modélisation à des fins d’évaluation agroenvironnementale

Full text

Juin 2002, vol. 13, no 1
4
Résumé, L. Mabit 1, M.C. Bélanger 1, M. R. Laverdière 1,
C. Bernard 2 et M. Duchemin 2.Étude de la sélectivité de
l’érosion hydrique en prévision de l’amélioration de sa
modélisation à des fins d’évaluation agroenvi-
ronnementale.
Agrosol
. 13 (1) : 4-13. Le 137Cs est un radio-
isotope d’origine anthropique utilisé pour estimer les pertes de
sol liées à l’érosion hydrique. Plusieurs relations établies entre
les mouvements de sol et les variations spatiales de ce radio-
isotope ont été validées et utilisées mondialement. La
transformation de la teneur en 137Cs des sols en masse de sol
déplacée peut surestimer les pertes de sol et sous-estimer les
dépôts en raison de la sélectivité des processus d’érosion. Afin
d’étudier cette sélectivité, un protocole expérimental combinant
différentes pluies simulées et différents enrichissements
superficiels en 134Cs a été élaboré. Ainsi, 20 placettes inclinées à
5 % et couvrant 0,35 m2d’un sol loameux ont été enrichies
préalablement en 134Cs (10 placettes à 7 100 Bq et 10 placettes
à 14 200 Bq). Ces placettes ont été soumises à trois pluies
successives d’intensité identique (espacées de 24 h) mais de
durées différentes. Les placettes étaient équipées d’une rampe
métallique permettant de récupérer les fractions de sol
provenant des différentes phases des processus érosifs
(arrachement/transport/sédimentation). Les pluies ont
provoqué, en moyenne, des pertes de sol variant de 0,94 à 1,24
Mg ha-1 avec des coefficients de ruissellement compris entre
74,5 et 82,5 %. Les analyses physico-chimiques des eaux de
ruissellement et des sédiments ont montré que la phase de
sédimentation, telle que reproduite artificiellement sur la
rampe métallique, a entraîné une diminution moyenne de 45
% des concentrations en MES, de 50 % des concentrations en
phosphore total et de 55 % des concentrations en phosphore
bio-disponible par rapport à la phase d’arrachement. Les
résultats préliminaires présentés dans cet article démontrent
que les quantités de 134Cs perdues lors de chaque simulation de
pluie représentent seulement 1 % des quantités initialement
introduites sur les placettes. De plus, pour une même perte de
sol, les pertes de 134Cs sont directement proportionnelles à
l’activité initiale du sol.
Mots clés : érosion hydrique, sélectivité, ruissellement, simulation de
pluie, césium-134, phosphore.
Étude de la sélectivité de l’érosion hydrique
en prévision de l’amélioration de sa modélisation
à des fins d’évaluation agroenvironnementale.
*L. Mabit 1, M.C. Bélanger 1, M. R. Laverdière 1, C. Bernard 2 et M. Duchemin 2
Abstract, L. Mabit 1, M.C. Bélanger 1, M. R. Laverdière 1,
C. Bernard 2 and M. Duchemin 2.Selectivity study of water
erosion processes to improve its modelling for an agro-
environmental evaluation.
Agrosol
. 13 (1): 4-13. Soil losses
may be assessed from 137Cs spatial redistribution data.
Relationship between losses of radioisotope and soil has been
validated and used in many locations around the world. But
estimations of soil movement from residual 137Cs activities may
overestimate net losses and underestimate net deposition due
to the selectivity of the erosive process. In order to take into
account water erosion selectivity, an experimental study was
undertaken on an agricultural soil using simulated rainfall and
134Cs enrichment. Twenty soil boxes of 0,35 m2, filled with a
loamy soil and placed on a 5 % slope after enrichment of soil
surface with 134Cs (10 experimental plots with 7 100 Bq and 10
others with 14 200 Bq) received three successive rainfalls at 24
hours intervals, with identical intensity but different durations.
These experimental plots were equipped with a metal slope in
order to collect material originating from various stages of the
erosion process (erosion/sedimentation). The rainfalls
generated losses varying from 0.94 to 1.24 Mg ha-1 of soil, with
runoff coefficients ranging between 74.5 and 82.5 %. After
analyzing the runoff, the suspended matter and the sediments,
it was found that the simulated sedimentation phase involved a
45 % average reduction of the concentration of suspended
sediments in runoff, a 50 % reduction of the total phosphorus
and a 55 % reduction of the bio-available phosphorus. These
preliminary results also showed that the quantities of caesium
lost for every rainfall represent only 1 % of the initially
introduced quantities. Moreover, for the same soil loss, the loss
of 134Cs was directly proportional to the initial soil activity.
Keywords: water erosion, runoff, selectivity, simulated rainfall,
caesium-134, phosphorus.
1. Université Laval, Département des Sols et de Génie Agroalimentaire, Québec (Québec), G1K 7P4, CANADA
* Auteur pour la correspondance : téléphone : (418) 656-7941, télécopieur : (418) 656-3723, courriel : lionel.mabit@sga.ulaval.ca
2. Institut de recherche et de développement en agroenvironnement (IRDA), 2700, rue Einstein, Sainte-Foy (Québec), G1P 3W8, CANADA
RESSOURCES

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d’améliorer la relation érosion/césium
en tenant compte de la sélectivité
naturelle des processus érosifs et d’en
augmenter l’applicabilité sous diverses
conditions agroenvironnementales. Cette
démarche devrait permettre d’utiliser le
137Cs comme indicateur agroenvironne-
mental au même titre, par exemple, que
la matière organique.
Matériel et
méthodes
Protocole expérimental
Des essais d’érosion ont été menés en
milieu confiné à l’aide d’un simulateur
de pluie sur un sol préalablement
marqué au 134Cs et disposé dans des
mini parcelles de 0,35 m2équipées de
rampes métalliques inclinées. Le 134Cs a
été utilisé pour le marquage des sols car
il possède les mêmes caractéristiques et
comportement que le 137Cs et n’est
mobilisable que par les processus
physiques donc l’érosion des sols. De
plus, les éventuels risques environ-
nementaux, (même si les doses initiales
pour l’enrichissement des sols sont très
faibles, au total 210 KBq soit 5 µCi), sont
considérablement réduits en raison de la
courte demi-vie de l’isotope 134 du
césium (2 ans) comparativement à plus
de 30 ans pour le 137Cs. Un autre
avantage lié à l’utilisation du 134Cs pour
l’expérimentation est qu’il ne se retrouve
plus dans les sols en raison de sa
demi-vie de 2 ans, contrairement au
137Cs dont la plus forte proportion des
retombées est survenue au début des
années 60.
Une revue de littérature effectuée par
Ritchie (2000) pour l’IAEA (International
Atomic Energy Agency) portant sur plus
de 2000 recherches existantes sur
l’utilisation du césium au sens large, a
montré que l’isotope 134 du césium était
peu utilisé pour l’étude de l’érosion
hydrique. On retrouve par contre de
nombreuses études postérieures à 1986
qui mesurent l’impact de Tchernobyl à
travers le ratio 134Cs/137Cs (Mabit et
al. 1999 (b)). Au Québec, l’utilisation
Québec et de Chaudière-Appalaches
(Bernard et Laverdière 1992; Cao et al.
1993; Mabit et al. 1999 (a); Bernard et
Laverdière 2000). Plusieurs modèles ont
été proposés afin de convertir l’activité
résiduelle des sols en 137Cs en terme de
déplacement de sol (Walling and He
1999). Certains modèles nécessitent
l’utilisation d’un facteur d’enrichisse-
ment et/ou d’appauvrissement afin de
refléter et d’intégrer la sélectivité des
processus érosifs. Quelques rares
données existent sur l’enrichissement du
sol érodé, mais rien n’est connu sur les
corrections à apporter en cas de
redéposition (Bernard et al. 1998). En
règle générale, les secteurs érodés sont
appauvris en éléments nutritifs (ce qui
implique une baisse des rendements) et
en matière organique (Mabit et Bernard
1998), l’inverse se vérifiant pour les
secteurs de dépôt. En effet, l’érosion
hydrique constitue un important vecteur
de transfert des sédiments et de
répartition spatiale des polluants dans
l’environnement. L’enrichissement des
eaux courantes et stagnantes en
nutriments, accéléré entre autres par les
mutations agraires, crée de grands
conflits d’utilisation des ressources
hydriques et/ou une limitation coûteuse
de leurs usages originels.
Il apparaît donc nécessaire de poursuivre
des recherches dans la compréhension
de la migration du 137Cs en relation avec
la migration des particules de sol,
véritables vecteurs de transport des
polluants des cours d’eau. Les travaux de
Pennock (2000) démontrent d’ailleurs
que la redistribution spatiale du césium,
par son association étroite avec les
sédiments érodés, peut être utilisée
comme un indicateur potentiel de la
qualité des sols.
Le protocole expérimental présenté vise à
mieux comprendre les mécanismes
impliqués dans l’arrachement, le
transport et la sédimentation des
particules érodées afin de quantifier de
façon plus précise les paramètres
d’enrichissement en radio-isotopes
(césium) des matériaux transportés et de
vérifier les éléments qui pourraient y être
associés. L’objectif principal est
Introduction
L’intensification de l’agriculture et la
spécialisation des productions agricoles
ont provoqué une pression accrue sur les
sols. Cette pression s’est généralement
traduite par une détérioration accélérée
de cette ressource naturelle par le biais
de l’érosion hydrique. Les conséquences
de ce phénomène décomposable en trois
phases arrachement/transport/sédimen-
tation, sont nombreuses : pertes de terre
arable, d’éléments nutritifs (N, P, K) et
de matière organique, champs ravinés,
rendements moindres. Outre la
dégradation agronomique, les impacts
environnementaux de l’érosion hydrique
peuvent être importants : eutrophisation,
problèmes de turbidité, de sédimentation
dans les hydrosystèmes ainsi que coulées
de boue, inondations, voies de
communication endommagées, etc.
En raison de la rareté des terres arables
au Québec, la lutte contre l’érosion (qui
affecte plus de 10 % des sols) et la
conservation des ressources pédo-
logiques et hydriques sont des priorités
environnementales majeures pour la
pérennisation et le développement d’une
agriculture durable. Dans une synthèse
traitant de l’importance de l’érosion
hydrique au Québec, Mabit et al. (2000)
démontrent clairement l’absence de
méthodologie pour quantifier l’érosion
hydrique et son diagnostic agroenviron-
nemental. Les travaux de McRae et al.
(2000) portant sur les indicateurs agro-
environnementaux portent à croire que
cette remarque s’appliquerait à
l’ensemble du Canada.
La méthode du césium-137 (137Cs)
permet de repérer, à différentes échelles
scalaires (de la parcelle au bassin versant
agricole), les secteurs érodés et à risque
qui sont potentiellement producteurs de
pollution diffuse et d’en estimer les
pertes en sol. Le 137Cs est un outil
reconnu pour établir un diagnostic de la
dégradation des sols découlant de
l’érosion hydrique (Ritchie and McHenry
1990; Bernard et al. 1998; Mabit et
Laverdière 2001). Au Québec, la
technique du 137Cs a été utilisée avec
succès dans les régions de l’Estrie, de

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Vingt placettes expérimentales contenant
un sol loameux et inclinées selon une
pente de 5 %, ont été équipées d’une
rampe métallique (rugosité minimum)
afin de collecter le ruissellement et les
sédiments à différentes étapes des
processus érosifs (figure 1). Une
caractérisation complète du sol initial est
présentée au tableau 1.
Une partie du ruissellement a été
récoltée en amont grâce à une ouverture
au sommet de la rampe alors que la
partie restante du ruissellement est
captée en aval de la rampe après que les
sédiments se soient déposés sur le replat
(figure 1 et photo 1). L’utilisation du
même sol dans les 20 boîtes facilitera le
traitement statistique final des données.
Les 20 placettes, organisées par bloc de
4, ont été soumises à des pluies
simulées : une première pluie de 80
mm/h pendant 30 min suivie d’une
deuxième pluie le lendemain de 80 mm/
h pendant 20 min et 24 heures plus tard,
une troisième pluie de 80 mm/h
pendant 20 min. Cette intensité des
pluies a été retenue sur la base des
travaux antérieurs menés par Koro et al
(1995) en vue de récolter suffisamment
de matériel arraché par le ruissellement,
en prévision d’analyses subséquentes.
Les placettes ont été regroupées par bloc
de quatre ce qui permettait d’obtenir un
coefficient d’uniformité de la pluie du
simulateur de 93%. Enfin, la durée des
pluies a été fixée afin que les 20 placettes
puissent être traitées dans une même
journée.
retombées radioactives dans le sol et sur
l’enrichissement des sédiments érodés
en 134Cs par rapport au sol en place.
Depuis cette expérimentation peu de
travaux similaires ont été réalisés.
L’approche proposée en conditions
contrôlées présente des avantages non
négligeables en plus d’être plus
sécuritaire.
conjointe du 134Cs et des pluies simulées
a été initiée à Lennoxville en 1992 sur
des parcelles agricoles présentant une
pente de 9 % (Bernard et al. 1992). Cette
expérimentation avait permis d’établir
une relation non linéaire entre les pertes
de sol et de radioélément. Ces
recherches démontraient aussi l’effet des
pratiques culturales sur la dilution des
Sol Loameux
(0,35 m²)
Pente de 5 %
1
2
3
Eau + sédiments Eau + sédiments
Sédiments
Pluies sim ulées
50cm
30cm
116cm
50cm
30cm
135 cm
12 cm
15 cm
Ouverture
1 m
00,5 m
Figure 1. Exemple schématique d’une placette expérimentale et les différentes étapes d’analyses
Tableau 1. Caractérisation du sol initial (20 placettes regroupées, n = 20)
Photo 1. Dispositif expérimental pour un
groupe de 4 placettes
Sédiments
Eau + sédiments Eau + sédiments
Ouverture
Pluies simulées
Sol loameux
(0,35 m2)
STATISTIQUES
Paramètres Moyenne Ecart-Type
Coefficient de
variati on en %
Intervalle de
confiance à 95%
% Sable 28,90 3,06 10,59 1,34
% Limon 49,00 3,37 6,88 1,48
% Limon Grossier 18,40 2,66 14,48 1,17
% Limon Moyen 18,50 2,19 11,83 0,96
% Limon Fin 12,10 1,45 11,96 0,63
% Argile 22,10 2,29 10,37 1,00
N tot en % 0,14 0,03 22 0,01
M.O en % 3,18 1,01 32 0,44
CEC (cmoles+ kg-1)16,0 2,0 13 0,9
N-NH4 (mg kg-1) 2,64 0,54 21 0,24
N-NO3 (mg kg-1)23,5 7,3 31 3,2
pH 5,03 0,08 2 0,03
Éléments Mehlich-3
P (mg kg-1)15,1 7,0 46 3,1
K (mg kg-1) 97,6 14,9 15 6,5
Ca (mg kg-1)497 61 12 27
Mg (mg kg-1) 95,2 47,8 50 21,0
Al (mg kg-1)1368 153 11 67
Écart-type

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La comparaison entre la teneur en 134Cs
des sédiments récoltés et celle du sol en
place permet d’établir des coefficients
d’enrichissement ou d’appauvrissement,
selon que les sédiments proviennent de
la phase d’arrachement (en amont de la
rampe) ou de la phase de déposition
(sur la partie concave et en aval de la
rampe). Cette approche permet
d’estimer l’importance des poids de
sédiments déplacés ou déposés en
fonction de la topographie (secteur
d’arrachement et de sédimentation) et
d’évaluer la redistribution du césium en
fonction des caractéristiques physiques
des matériaux transportés. De cette
façon, il devrait être possible de mettre
en évidence l’impact initial de la teneur
des sols en césium sur l’enrichissement
des sédiments en radio-isotope
(2 marquages différents des boîtes de
sol). Les trois pluies simulées devant
permettre de comparer, pour un sol sec,
humide et très humide, les relations
entre les pertes de sol, la qualité de sol
perdu et les pertes en radioélément. Une
faut rappeler que le P bio-disponible
correspond à la fois au P ortho ainsi qu’à
une fraction du P particulaire bio-
disponible. Les sédiments recueillis aux
étapes 1, 2 et 3 (figure 1) ont été
analysés au niveau physico-chimique
(granulométrie par gravimétrie, % MO)
et radioactif (activité en 134Cs). Les
mesures de 134Cs ont été réalisées à
604,66 Kev, car la probabilité d’émission
d’énergie des photons émis par cet
isotope est maximale pour ce canal, soit
97,6 %. Les temps de comptage variaient
de 7000 à 50000 secondes selon le poids
de sédiment disponible. Pour les
échantillons de 1g environ, les temps de
comptage variaient de 20000 à 50000
secondes alors que pour ceux de 5 g, les
temps de comptage fluctuaient entre
7000 et 12000 secondes. Les
échantillons présentant un poids de 10 g
environ étaient soumis à un temps de
comptage de 7000 secondes. Ces temps
de comptage ont été fixés afin d’obtenir
une erreur de mesure d’activité
inférieure à 10 %.
Avant de procéder aux pluies simulées,
les boîtes de sol ont été enrichies
superficiellement par un arrosage
uniforme à l’aide d’une solution aqueuse
contenant du 134Cs en quantité suffisante
pour humecter les premiers centimètres
de sol (photo 2). Les rampes métalliques
ont été protégées des pluies par un film
transparent afin d’éviter de perturber les
dépôts de sédiments qui s’effectuent le
long de la rampe après ruissellement
(Photo 3). La moitié des placettes (10) a
reçu une dose de 134Cs correspondant à
7100 Bq alors que l’autre en recevait le
double, soit 14200 Bq. Des prises
d’échantillons ont été effectuées à la fin
de chaque pluie simulée, à trois niveaux
différents de la rampe (figure 1). Le
ruissellement est mesuré en amont et
aval de la rampe et un sous-échantillon
de ruissellement de 1 litre est conservé
pour analyses physico-chimiques (photo
4). Les sédiments déposés sur la rampe
et à sa sortie ont été recueillis à la fin de
chacune des pluies simulées.
Les analyses physico-chimiques du sol
initial ont été réalisées pour chaque
placette (Carter, 1993) : granulométrie,
% MO, éléments Mehlich-3 (P, K, Ca, Mg,
Al), N total, N-NH4 et N-NO3, Capacité
d’échange cationique (CEC), pH. Pour
les eaux de ruissellement les matières en
suspension (MES), N-TOT, N-NH4, N-NO3,
P-ortho, P-persulfate et P-biodisponible
ont été mesurés. Il apparaît important
d’apporter quelques précisions sur les
différentes formes du phosphore liées au
ruissellement : le P persulfate
correspond au P total (P particulaire
total + P dissous total), le P persulfate
soustrait du P ortho (appelé aussi P
dissous) donne le P particulaire total. Il
Photo 2. Introduction superficielle de
radio-isotopes (134Cs) par arrosage du sol
Photo 3. Protection des rampes contre les gouttes de pluie afin de préserver les dépôts sur le replat
Photo 4. État du dispositif expérimental après les pluies simulées et avant la prise d’échantillons

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Ruissellements et pertes
de sol pour les trois pluies
simulées
La première pluie simulée (t = 0) d’une
intensité de 80 mm/h pendant 30 min
correspond à un apport d’eau de 14
litres par placette. Les deuxième (t +
24h) et troisième pluies (t + 48h)
simulées de 80 mm/h pendant 20 min
correspondent chacune à un apport de
9,31 litres d’eau par placette. Ces valeurs
ont servi à établir les coefficients de
ruissellement. Ces derniers augmentent
avec le temps et les pluies, car la couche
superficielle du sol devient de plus en
plus saturée en eau. Il se forme aussi,
sous l’impact des goûtes de pluies, une
déstructuration de la couche de surface
qui ralentit la pénétration de l’eau. En
effet, on observe, au fur et à mesure des
pluies, une baisse de la charge en MES
du ruissellement (parallèlement à
l’augmentation du coefficient de
ruissellement) s’expliquant par la
création progressive d’une croûte de
battance (tableau 2). Les pertes de sol
ont été calculées sur la base des volumes
d’eau ruisselés et des MES (Matières En
Suspension) prélevées en amont et en
aval des rampes métalliques. A cette
quantité de sol érodé, ont été ajoutés les
sédiments déposés sur la rampe. Par la
suite, le matériel perdu par placette a été
ramené en Mg ha
-1, la surface des
placettes étant de 0,35 m2(tableau 2).
Huynh-Feldt) pour un plan en tiroirs. Le
tableur EXCEL a été utilisé pour
déterminer les statistiques descriptives et
les courbes de régression.
Résultats
préliminaires
Les mesures de
radioactivité des différents
échantillons
Les comptages ont été réalisés sur les
180 échantillons de sédiments récoltés
provenant de 20 placettes, réparties en 2
groupes de 10, chacune recevant une
dose spécifique de 134Cs avant d’être
soumises à 3 pluies avec récolte de
sédiments à 3 niveaux. En moyenne,
l’activité mesurée était de 2,98 Bq g-1
avec un intervalle de confiance à 95 % de
sûreté de 0,31 Bq g-1, l’écart type étant de
± 2,11 Bq g-1. L’activité minimale
mesurée était de 0,37 Bq g-1 et l’activité
maximale de 11,4 Bq g-1. Pour
l’ensemble des comptages, l’erreur de
mesure était de 4,4 % ± 1,6 % avec une
erreur comprise entre 1,5 % et 9,9 %, ce
qui est nettement en dessous du seuil de
précision des 10 % d’erreur visé.
relation entre la perte de sol et la perte
de radioélément sera établie à partir des
mesures obtenues pour les trois états
d’humidité de sol (sol sec, humide, très
humide). Les relations obtenues
pourront être transposées à un sol
possédant les mêmes caractéristiques
physico-chimiques et le même état de
surface, mais ayant des niveaux
différents de radioactivité. Enfin, la
sélectivité de l’érosion sera démontrée
par la comparaison entre les analyses
physico-chimiques du ruissellement et
des sédiments récoltés aux différentes
étapes d’arrachement et de déposition et
celles du sol initial.
Traitement statistique des
données
Le dispositif expérimental utilisé lors de
ces essais est « en tiroirs », avec les
parcelles comme unités principales et les
pluies comme unités secondaires.
Compte tenu des caractéristiques des
pluies, l’analyse utilisée les considère
comme des mesures répétées dans le
temps. L’analyse de la variance (ANOVA)
a donc été utilisée pour détecter des
différences entre les traitements. Il se
peut, à cause de la distribution non-
aléatoire des traitements pluie, que la
matrice des covariances des erreurs ne
soit pas conforme et qu’elle ne nous
permette pas de réaliser une analyse de
variance conventionnelle puisque la
condition de Huynh-Feldt doit être
satisfaite (Mead 1988). Dans le cas
contraire, il est possible de réaliser une
analyse de variance (ANOVA) pour
chacun des niveaux du facteur pluie. Il
est aussi possible de réaliser une ANOVA
pour des combinaisons linéaires des
niveaux du facteur (moyenne, somme,
etc.), ou une analyse de variance
multivariée (MANOVA), test qui n’est
cependant pas très puissant (Mead 1988;
Milliken and Johnson 1984).
Le logiciel de statistique SAS (SAS
Institute 2001) a été utilisé pour réaliser
l’ensemble de ces tests ainsi que
l’analyse de variance corrigée (par les
méthodes de Greenhouse-Geiser et
y = 1,1563x
R2 = 0,9983
0
20
40
60
80
100
120
0 102030405060708090100110
Hauteur de pluie cumulée en mm
Perte de sol cumulé en g
Figure 2. Relation entre le cumul des pertes moyennes de sol et le cumul des hau-
teurs des pluies simulées

Juin 2002, vol. 13, no 1 9
Tableau 2. Ruissellement total et perte de sol totale pour les trois pluies cumulées (20 placettes regroupées, n = 20)
Pluies Ruissellement Coeffic ient de Perte de sol Perte de sol
(mm) (l) ruissellement (g) (Mg ha-1)
1Moyenne 10,42 74,43% Moyenne 43,41 1,24
(t = 0) Écart -type 1,71 Écart-type 10,88
(mm) CV en % 16,45 CV en % 25,06
Intervalle de
confiance de 95% 0,75 Intervalle de
confiance de 95% 4,77
2 Moyenne 7,26 77,98% Moyenne 32,98 0,94
(t + 24h) Écart-type 1,45 Écart-type 9,72
(mm) CV en % 20,02 CV en % 29,46
Intervalle de
confiance de 95% 0,64 Intervalle de
confiance de 95% 4,26
3Moyenne 7,68 82,49% Moyenne 33,23 0,95
(t + 48h) Écart-type 1,24 Écart-type 7,91
(mm) CV en % 16,12 CV en % 23,79
Intervalle de
confiance de 95% 0,54 Intervalle de
confiance de 95% 3,46
Tableau 3. Mobilité du 134Cs lors des différentes pluies simulées par rapport à la teneur résiduelle en radio-isotopes introduits
* Simple : Enrichissement du sol par 7100 Bq de 134Cs, Double : Enrichissement du sol par 14200 Bq de 134Cs
Pluie 1 Pluie 1 Pluie 1 Pluie 2 Pluie 2 Pluie 2 Pluie 3 Pluie 3 Pluie 3
Teneur Perte en Perte en Teneur Perte en Perte en Teneur Perte en Perte en
134Cs % du
134Cs % du
134Cs 134Cs % du
134Cs % du
134Cs 134Cs % du
134Cs % du
134Cs
(Bq) Initial Initial (Bq) Initial Initial (Bq) Initial Initial
Introduit Introduit Pluie 1 Pluie 1 Pluie 2 Pluie 2
Placette Double * Simple * Double Simple Double Simple
1177,28 1,25 223,09 1,59 203,66 1,48
2147,99 1,04 134,64 0,96 106,50 0,77
3172,35 1,21 277,47 1,98 179,84 1,31
4175,80 1,24 36,57 0,26 98,73 0,71
5186,42 1,31 119,07 0,85 71,65 0,52
6126,45 0,89 208,26 1,48 176,42 1,27
7166,21 1,17 217,38 1,55 171,85 1,24
8184,65 1,30 58,12 0,41 42,12 0,30
9124,21 0,87 200,53 1,42 143,77 1,04
10 119,60 0,84 119,84 0,85 124,45 0,89
11 45,46 0,64 44,48 0,63 52,78 0,75
12 62,32 0,88 26,86 0,38 31,78 0,45
13 71,61 1,01 118,64 1,69 65,84 0,95
14 62,45 0,88 57,20 0,81 15,70 0,22
15 69,43 0,98 77,54 1,10 66,27 0,95
16 65,90 0,93 38,90 0,55 34,32 0,49
17 125,17 1,76 55,32 0,79 40,02 0,58
18 68,26 0,96 76,94 1,09 59,42 0,85
19 101,13 1,42 64,17 0,92 45,43 0,66
20 66,44 0,94 88,03 1,25 64,83 0,93
n 10 10 n10 10 n10 10
Moyenne 1,11 1,04 Moyenne 1,14 0,92 Moyenne 0,95 0,68
Ecart-type 0,18 0,32 Ecart-type 0,55 0,38 Ecart-type 0,38 0,25
CV en % 16,59 30,69 CV en % 48,84 41,19 CV en % 40,07 36,23
Int conf (95%) 0,11 0,20 Int conf (95%) 0,34 0,24 Int conf (95%) 0,24 0,15

Juin 2002, vol. 13, no 1
10
P MES P
particulaire total particulaire total
(µg l-1) (g l-1) (µg g-1 de MES)
Moyenne 2840 3,542 802
Haut de rampe Écart-type 603 1,285
PLUIE Int-Conf 95% 264 0,563
1 Moyenne 1256 1,892 664
Bas de rampe Écart-type 518 0,841
Int-Conf 95% 227 0,369
Moyenne 3075 4,202 732
Haut de rampe Écart-type 1839 1,700
PLUIE Int-Conf 95% 806 0,745
2 Moyenne 1593 2,378 670
Bas de rampe Écart-type 324 0,532
Int-Conf 95% 142 0,233
Moyenne 2670 3,866 691
Haut de rampe Écart-type 852 0,799
PLUIE Int-Conf 95% 374 0,350
3 Moyenne 1601 2,301 696
Bas de rampe Écart-type 432 0,514
Int-Conf 95% 194 0,225
Enfin, une forte relation linéaire (R2 =
0,99) entre les pertes moyennes de sol et
la hauteur des précipitations totales
reçues a été mise en évidence (Figure 2).
En moyenne pour chaque mm de pluie
additionnelle, on obtient une perte de
1,15g de sol supplémentaire.
Bilan et perte globale de
césium-134
Pour les sédiments récupérés en amont
et en aval de la rampe métallique ainsi
que pour les dépôts sur les rampes
métalliques, les mesures d’activité
radioactive ont été cumulées pour
chaque placette afin d’obtenir les
quantités totales de 134Cs qui ont
effectivement quitté les 20 placettes.
Pour chacune des placettes, les quantités
de 134Cs exportées ont été comparées aux
quantités de 134Cs initialement
introduites. Pour la deuxième et la
troisième pluie, la quantité relative de
134Cs a été calculée par rapport à la
quantité de radioéléments restante après
la pluie précédente. Le tableau 3
présente les résultats pour les 3 pluies et
pour chaque placette. Ces résultats
démontrent clairement que le 134Cs a été
faiblement mobilisé, que ce soit pour les
placettes ayant reçues 7100 ou 14200
Bq. Les exportations de 13 4Cs
représentent environ 1 % du radio-
élément introduit initialement et cela
pour chaque pluie simulée (tableau 3).
Ruissellement moyen en
amont et en aval de la
rampe métallique
Pour chacune des 3 pluies simulées,
nous avons comparé la concentration en
nutriments du ruissellement provenant
de la sortie des placettes (haut de
rampe) à celle provenant du replat de la
rampe métallique (bas de rampe)
(tableau 4a). Les éléments suivants ont
été mesurés : N-TOT, N-NH4 et N-NO3 , P
ortho, P total et P bio-disponible. On
remarque peu de variation pour l’azote
par rapport au phosphore. Entre 68 et
83% du N total dissous se retrouve sous
forme de N-NO3, donc peu fixé par les
sols.
Tableau 4a. Comparaison du ruissellement moyen en amont et en aval des rampes métalliques (n=20) lors
des trois pluies simulées
N N N N P P * P P ** P particulaire
total
dissous NH4 NO3 org total ortho
particulaire
total bio bio-disponible
en % du P
(mg l-1) (mg l-1) (mg l-1) (µg l-1)(µg l
-1) (µg l-1) (µg l-1)particulaire total
Moyenne 0,735 0,075 0,607 0,058 2847 6,75 2840 556 19
Haut de Écart-type 0,106 0,035 0,081 0,034 603 1,29 603 181 4
PLUIE
rampe Int-Conf
95%
0,047 0,015 0,035 0,015 264 0,57 264 80 2
1Moyenne 0,730 0,071 0,569 0,090 1264 8,70 1256 231 18
Bas de Écart-type 0,085 0,025 0,060 0,035 516 4,52 518 73 3
rampe Int-Conf
95%
0,037 0,011 0,026 0,015 226 1,98 227 32 1
Moyenne 0,786 0,049 0,637 0,100 3083 8,00 3075 670 22
Haut de Écart-type 0,125 0,006 0,104 0,026 1838 2,87 1839 508 4
PLUIE
rampe Int-Conf
95%
0,055 0,003 0,046 0,011 806 1,26 806 223 2
2Moyenne 0,951 0,056 0,644 0,251 1608 15,20 1593 305 18
Bas de Écart-type 0,080 0,014 0,063 0,059 324 5,38 324 54 3
rampe Int-Conf
95%
0,035 0,006 0,028 0,026 142 2,36 142 24 1
Moyenne 1,015 0,039 0,692 0,284 2681 10,95 2670 597 22
Haut de Écart-type 0,089 0,007 0,081 0,023 851 3,05 852 282 4
PLUIE
rampe Int-Conf
95%
0,039 0,003 0,035 0,010 373 1,34 374 123 2
3Moyenne 0,763 0,060 0,635 0,068 1606 5,74 1601 300 18
Bas de Écart-type 0,080 0,011 0,073 0,035 431 3,38 432 121 2
rampe Int-Conf
95%
0,036 0,005 0,033 0,016 194 1,52 194 55 1
* : Le Phosphore particulaire total = P total – P ortho
** : Le % de P particulaire bio-disponible = [P particulaire bio-disponible / P particulaire total] * 100 avec P particulaire bio-
disponible = P bio-disponible – P ortho
Tableau 4b. Comparaison de la teneur moyenne en phosphore particulaire total par gramme de MES (n = 20)
lors des trois pluies simulées

Juin 2002, vol. 13, no 1 11
sur la base de notre expérimentation, il
semble que le degré d’humidité du sol
n’ait pas eu d’effet sur les pertes de sol et
de césium. Le paramètre expliquant les
différences observées serait donc plutôt
la durée des pluies. En effet, bien que les
différentes pluies aient la même
intensité, la pluie 1 a une durée
supérieure de 10 minutes aux pluies
2 et 3, qui sont identiques dans leur
durée soit 20 minutes.
L’analyse statistique révèle une
différence significative (p = 0,0005)
entre la teneur des sédiments en 134Cs
récoltée après les trois pluies et les doses
initiales introduites (figure 3). À
l’opposé, on observe qu’il n’y a pas de
différence significative (p = 0,9687)
entre les pertes de sol retrouvées suite
aux trois pluies et la dose de 134Cs
appliquée au départ (figure 4). En effet,
la dose de 134Cs appliquée varie du
simple au double (7100 et 14200 Bq).
Le couplage de ces deux observations
confirme que le césium est un bon
traceur des déplacements des particules
de sol et que la teneur initiale des sols en
134Cs n’a pas d’impact direct sur
l’estimation des pertes de sol. Si un sol
est plus riche initialement en radio-
isotopes, les sédiments déplacés seront
enrichis en fonction de la teneur initiale
en isotope du sol. En effet, si on compare
entre elles les pertes moyennes de
sédiments et de 134Cs des groupes de dix
parcelles traitées à la même dose
(tableau 5), on observe globalement un
enrichissement double en 134Cs (entre
2,14 et 2,77) des sédiments pour une
(tableau 4b). Globalement, les résultats
démontrent que la sédimentation a
réduit de moitié le phosphore total et le
phosphore bio-disponible,ce dernier
étant responsable de l’eutrophisation des
hydrosystèmes.
Premiers résultats de
l’analyse statistique des
données
Le tableau 5 et les figures 3 et 4
présentent les pertes moyennes de 134Cs
et de sol en fonction des pluies simulées
et de la dose initiale de 134Cs appliquée.
La dose 1 correspond à 14200 Bq et la
dose 2 à 7100 Bq. Statistiquement, en
fonction des sorties de 134Cs des
placettes, il apparaît qu’une des trois
pluies diffère des deux autres (p =
0,002). Cette remarque est aussi valable
pour les pertes de sol (p = 0,0389). Les
deux paramètres qui peuvent expliquer
les différences entre les pluies sont la
durée des pluies et le degré d’humidité
croissant des placettes de sol.
Il existe une relation significative entre la
teneur en 134Cs retrouvée après la pluie 2
et celle retrouvée après la pluie 3 (r =
0,849; p < 0,0001) bien qu’elles soient
significativement différentes (p =
0,0321). Toutefois, il n’y a pas de
différence significative entre les pertes de
sol obtenues suite à la pluie 2 et celles
obtenues suite à la pluie 3. En revanche,
il existe une différence significative (p=
0,0134) entre les pertes de sol mesurées
après la pluie 1 et celles mesurées après
les pluies 2 et 3. D’après ces résultats et
Pour les trois pluies successives, la
concentration du ruissellement en P
persulfate ou P total (composé de 99 à
99,8 % de P particulaire) est environ 2
fois inférieure (40 à 56 %) en bas de
rampe qu’en au haut de la rampe. En
effet, de grandes quantités de MES se sont
déposées sur le replat de sortes qu’une
grande partie du phosphore fixé aux MES
ne migre pas vers le bas de rampe. Cette
remarque est aussi valable pour le P bio-
disponible (composé entre 95 et 98 % de
P bio-disponible particulaire) qui est
supérieur en haut de rampe pour les
trois pluies (tableau 4a) et diminue en
moyenne de 55 % en bas de rampe. Le P
particulaire bio-disponible, exprimé en
% du P particulaire total, diminue
légèrement entre le haut et le bas de la
rampe et se maintient autour de la
valeur 20 % (tableau 4a).
Ce comportement amont-aval est aussi
valable pour les concentrations en MES
(g/l) et en P particulaire (µg/l) (tableau
4b). En effet, ces concentrations
moyennes diminuent respectivement de
43 et 10 % en bas de pente. On observe
une réduction similaire de 40 à 47 %
entre les 3 pluies de la concentration en
MES du ruissellement capté en haut de
rampe et celui en aval. Cela s’explique
par la sédimentation des MES sur le
milieu des rampes ce qui diminue la
concentration des MES dans le
ruissellement en aval des rampes et donc
du P particulaire fixé à ces mêmes
particules de sol. On remarque
également en haut de rampe une
diminution du P particulaire lié aux MES
Pluie 1 Pluie 2 Pluie 3
Masse de T eneur en Masse de Teneur Masse de Teneur
Dose Statistique sédiments 134Cs sédiments
134Cs sédiments 134Cs
(g) (Bq) (g) (Bq) (g) (Bq)
Moyenne 44,32 73,82 33,44 64,81 31,73 47,64
Simple Écart-type 10,41 22,66 9,68 26,71 8,03 7,91
CV en % 23,48 30,69 28,96 41,21 25,31 36,03
Int conf 95% 6,45 14,04 6,00 16,55 4,98 10,64
Moyenne 42,49 158,10 32,53 159,50 34,72 131,90
Double Écart-type 11,81 26,23 10,25 77,88 7,91 52,34
CV en % 27,80 16,59 31,51 48,83 22,77 39,69
Int conf 95% 7,32 16,26 6,35 48,27 4,90 32,44
Coefficient d’enrichissement n.s. 2,14 n.s. 2,46 n.s. 2,77
Tableau 5. Comparaison des pertes moyennes totales de sol et d’isotope en fonction des épisodes pluvieux

Juin 2002, vol. 13, no 1
12
Le traitement des données relatives à la
granulométrie et à la teneur en matière
organique du matériel transporté se
poursuit et devrait permettre de définir
des facteurs d’enrichissement et/ou
appauvrissement liés à la sélectivité des
processus érosifs applicables au sol
étudié. Une méthodologie pourra par la
suite être adoptée afin de valider les
résultats sur des matériaux présentant
des textures différentes.
Remerciements
Cette étude a été effectuée dans le cadre
du projet No 99-IR-161493, action
concertée FCAR-IRDA : « Estimation et
modélisation des risques de perte de sol
et de transport de nutriments (N et P)
dans un bassin versant : application à la
rivière Boyer ». Nous souhaitons aussi
souligner l’appui financier de l’AUPELF-
UREF qui, par la remise d’une bourse
d’excellence post-doctorale en
agronomie-environnement, a permis
d’initier cette recherche. Les auteurs
tiennent également à remercier Pierre
Audesse (IRDA) pour les analyses
physico-chimiques réalisées sur les eaux
et les sols ainsi que Vital Naud (IRDA) et
Jacques Dion (IRDA) pour leur aide
technique lors de l’expérimentation.
Références
bibliographiques
Bernard, C. and M.R. Laverdière. 2000. Using
137Cs as a tool for the assessment and the
management of erosion/sedimentation
risks in view of the restoration of the
Rainbow Smelt (Osmerus mordas) fish
population in the Boyer River basin
(Québec, Canada). Acta Geologica
Hispanica, 35(3-4) : 321-327.
Bernard, C., L. Mabit, M.R. Laverdière et S.
Wicherek. 1998. Césium-137 et érosion
des sols. Cahiers Agricultures, 7(3) :
179-186.
Les premiers résultats obtenus
démontrent des variations significatives
entre les phases différenciées du
ruissellement. La phase de sédimenta-
tion a entraîné une diminution moyenne
de 45 % des concentrations en MES, de
50 % des concentrations en phosphore
total et de 55 % des concentrations en
phosphore bio-disponible par rapport à
la phase d’arrachement.
Les comptages radioactifs effectués sur
les sédiments et leurs comparaisons par
rapport aux quantités de radio-isotope
initialement introduites dans le sol,
démontrent la faible mobilité de ce
traceur lors d’événements pluvieux. En
effet, les quantités de 134Cs perdues lors
de chaque simulation de pluie
représentent seulement 1 % des
quantités initialement introduites. Enfin,
pour une même perte de sol, les pertes
de 134Cs sont directement proportion-
nelles à l’activité initiale du sol.
perte de sol similaire. Puisque cet
enrichissement est proportionnel à la
dose initiale de radio-isotope introduite,
cela démontre que le 134Cs, et à fortiori le
137Cs, est un traceur fiable des
déplacements de sol résultant de
l’érosion hydrique.
Conclusion
Cet article présente un protocole
expérimental novateur faisant intervenir
l’utilisation conjointe de radio-isotopes et
de pluies simulées afin de mieux
comprendre les processus érosifs. En
moyenne pour les 20 placettes testées,
les pluies simulées ont provoqué des
pertes de sol variant de 0,94 à 1,24 Mg
ha-1 avec des coefficients de
ruissellement compris entre 74,5 et
82,5 %.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
Pluie 1Pluie 2Pluie 3
Traitements
Pertes de sol (g)
Dose 1
Dose 2
Figure 4. Comparaison des pertes totales moyennes de sol après les 3 pluies simulées
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Pluie 1Pluie 2Pluie 3
Traitements
Teneur en 134Cs (Bq)
Dose 1
Dose 2
Figure 3. Comparaison des teneurs totales moyennes d’exportation en 134Cs après les 3
pluies simulées

Juin 2002, vol. 13, no 1 13
Mabit, L. and C. Bernard. 1998. Relationship
between soil inventories and chemical
properties in a small intensively cropped
watershed. Comptes Rendus de
l’Académie des Sciences, Earth and
Planetary Sciences, 327 (8) : 527-532.
McRae, T., C.A.S. Smith et L.J. Gregorich
(éds.). 2000. L’agriculture
écologiquement durable au Canada :
rapport sur le projet des indicateurs
agroenvironnementaux, Agriculture et
agroalimentaire Canada, Ottawa, Ontario,
226 p.
Mead, R. 1988. The Design of experiments –
Statistical principles for practical
application. Cambridge University Press,
New York, 620 p.
Milliken, G.A. and D.E. Johnson. 1984.
Analysis of messy data. Volume 1 –
Designed experiments. Van Nostrand
Reinhold Company Inc., 473 p.
Pennock, D.J. 2000. Suitability of 137Cs
redistribution as an Indicator of Soil
Quality. Acta Geologica Hispanica, 35 (3-
4) : 213-217.
Ritchie, J.C. 2000. Bibliography of publication
related to Cesium-137 and erosion and
sedimentation. Contribution to the
International Atomic Energy Agency CRP.
http://hydrolab.arsusda.gov/
cesium137bib.htm.
Ritchie, J.C. and J.R. McHenry. 1990.
Application of radioactive fallout cesium-
137 for measuring soil erosion and
sediment accumulation rates and
patterns : A review. Journal of
Environmental Quality, 19 : 215-233.
SAS Institute inc. 2001. SAS version 8 for
Windows, Cary, NC.
Walling, D.E. and Q. He. 1999. Improved
Models for Estimating Soil Erosion Rates
from Cesium-137 Measurements, Journal
of Environmental Quality, 28 : 611-622.
Bernard, C., M.R. Laverdière et A.R. Pesant.
1992. Variabilité de la relation entre les
pertes de césium et de sol par érosion
hydrique. Géoderma, 52 : 265-277.
Bernard, C. and M.R. Laverdière. 1992.
Spatial redistribution of Cs-137 and soil
erosion on Orléans Island, Québec.
Canadian Journal of Soil Sciences, 72 :
543-554.
Cao, Y.Z., D.R. Coote, M.C. Nolin and C. Wang.
1993. Using 137Cs to investigate the net soil
erosion at two soil benchmark sites in
Quebec. Canadian Journal of Soil
Sciences. 73 : 515-526.
Carter, M.R (ed). 1993. Soil sampling and
methods of analysis, Lewis. Publ., 823 p.
Koro, N., C. Bernard et M.R. Laverdière. 1995.
Contrôle du ruissellement, de l’érosion et
des pertes de phosphore par les résidus
de culture, sous pluie simulée. Étude et
Gestion des sols, 2 (3) : 173-182.
Mabit, L. et M.R. Laverdière. 2001. Utilisation
du Césium-137 (137Cs) pour les études
agroenvironnementales. http://www.
geocities.com/radiocesium.
Mabit, L., C. Bernard et M.R. Laverdière.
2000. L’étude de l’érosion hydrique au
Québec. Vecteur environnement, 33 (6) :
34-43.
Mabit, L., C. Bernard, M.R. Laverdière and S.
Wicherek. 1999 (a). Assessment of water
erosion in a small agricultural basin of the
St-Lawrence river watershed,
Hydrobiologia, 410 : 263-268.
Mabit, L., C. Bernard, S. Wicherek et M.R.
Laverdière. 1999 (b). Les retombées de
Tchernobyl, une réalité à prendre en
compte lors de l’utilisation de la méthode
du Césium-137. In : Paysages agraires et
environnement. Principes écologiques de
gestion en Europe et au Canada. CNRS
ed., 285-292.