Les supports utilisés pour estimer la part des milieux EUNIS niveau 1 dans le paysage sont la BD ORTHO® la plus récente disponible en plus des SCAN 25® de l'IGN. À partir de ces supports, les tests réalisés sur le terrain ont révélé ponctuellement des problèmes pour faire la distinction entre certains milieux, par ex. entre « D Tourbières hautes et bas-marais », « E Prairies ; terrains dominés par des herbacées non graminoïdes, des mousses ou des lichens » et parfois les milieux « F Landes, fourrés et toundras ». Il est donc préconisé lorsque des doutes existent de se tourner vers d'éventuelles informations à l'échelle locale (par ex. inventaires des tourbières, informations dans les zones naturelles d'intérêt écologiques faunistique et floristique, les arrêtés préfectoraux de protection de biotope, les sites du réseau Natura 2000) ou encore d'aller faire des vérifications rapides sur le terrain.
Les informations présentes dans les dossiers de police de l'eau sont également des sources d'informations potentielles.

Vérifier la similarité de la représentation des milieux EUNIS niveau 1 dans le paysage du site impacté avant impact et du site de compensation après action écologique est à l'appréciation des services intervenant dans le cadre de l'instruction de dossiers police de l'eau. Ces derniers veilleront notamment à éviter l'apparition de déséquilibres flagrants. À noter qu'une vigilance particulière doit être accordée quant aux évolutions qui peuvent être en cours dans le paysage du site de compensation (par ex. site dans une zone en cours d'urbanisation ou en cours de déprise agricole). Ainsi, le fait que le site impacté avant impact et le site de compensation avant action écologique soient dans des environnements similaires ne garantit pas que le site impacté avant impact et le site de compensation après action écologique seront dans des paysages similaires. Il peut être pertinent de recourir lorsque cela est possible à une expertise disponible sur le territoire (par ex. documents d'urbanisme) pour anticiper d'éventuelles mutations.
## IV.3. Description du site

### IV.3.1. Le système hydrogéomorphologique

#### IV.3.1.1. Principe du système de classification hydrogéomorphologique

L'approche hydrogéomorphologique proposée par Smith *et al.* (1995) est basée sur le postulat que les fonctions dépendent d'abord de l'hydrologie, de l'hydrogéologie et de la géomorphologie de la zone humide. Elle fait appel au système de classification hydrogéomorphologique de Brinson (1993a, b). La méthode mobilise le système de classification développé dans cette approche. Elle reconnaît en amont de l'évaluation des fonctions, que les zones humides sont régies par différents types de fonctionnements hydrologiques, hydrogéologiques et hydrogéomorphologiques. La classification hydrogéomorphologique des zones humides est basée sur la description de trois aspects fondamentaux (Smith *et al.* 1995) ; à savoir :

* La configuration géomorphologique : la topographie de la zone humide (dépression, vallée...), la géologie, l'emplacement dans le paysage (de la tête de bassin jusqu'à la basse vallée);

* La source d'alimentation en eau : la principale origine de l'eau alimentant la zone humide (par ex. précipitations, apports de surface et subsurface, apports d'eau souterraine);

* L'hydrodynamique : la direction et l'importance des flux d'eau de surface et de subsurface dans la zone humide.

Cette classification aboutit à sept principaux types hydrogéomorphologiques (voir Smith *et al.* 1995, Brinson 2009) qui peuvent être traduits littéralement de l'anglais vers le français en (1) système des franges estuariennes ou tidales (distinguées selon leur gradient de salinité et aussi selon le fait qu'ils dépendent éventuellement d'apports alluviaux), (2) système rivulaire, (3) système de plateau à sol minéral, (4) système de plateau à sol organique, (5) système de frange lacustre, (6) système dépressionnaire et (7) système de pente.

#### IV.3.1.2. Dénomination et description des systèmes hydrogéomorphologiques retenus

Dans la méthode, les systèmes de plateau à sol minéral et les systèmes de plateau à sol organique sont rassemblés dans un seul et même système dit de « plateau ». En effet, dans la classification Etats-Unienne, la principale différence entre les deux tient au fait que dans le système de plateau à sol minéral, l'altitude et la topographie ne sont pas contrôlées par les accumulations verticales de matière organique, contrairement au système de plateau à sol organique. En France métropolitaine et avec cette méthode, il n'y a pas lieu de faire cette différence puisque les habitats et la pédologie dans le site sont décrits par ailleurs (section IV.3.2) ce qui révèlera notamment ces accumulations verticales de matière organique.
Dans le cadre de cette méthode, neuf systèmes hydrogéomorphologiques sont différenciés : (1) « alluvial », (2) « riverain des étendues d'eau », (3) « dépression », (4) « source et suintement »<fnref n="28" />, (5) « plateau », (6) « estuarien », (7) « péri-lagunaire », (8) « panne dunaire » et (9) « côtier ». Notez que le système de « source et suintement » peut être rencontré à la fois sur le continent et sur le littoral marin.

La dénomination des systèmes hydrogéomorphologiques n'est pas une traduction littérale de l'anglais (car celle-ci pouvait s'avérer trompeuse pour les observateurs). Les systèmes hydrogéomorphologiques ont été renommés dans un souci de clarification. De plus, les systèmes hydrogéomorphologiques spécifiques au littoral marin sont plus détaillés que dans les références suscitées. En effet, il est apparu nécessaire de différencier des fonctionnements hydrogéomorphologiques spécifiques. Les sources d'information mobilisées pour l'identification des systèmes hydrogéomorphologiques sont les SCAN 25®, suivis impérativement par des vérifications sur le terrain (Encadré ci-après).

<footnote n="28">²⁸ Ce système avait été nommé « versant et bas-versant » dans la version 1. Mais cette dénomination s'est avérée source de confusion, puisque des observateurs mentionnaient ce système sans avoir observé de sources et de suintements. Cette nouvelle dénomination est proposée ici dans la version 2 pour remédier à cela.</footnote>
**Encadré 2** : Description narrative et illustration des neuf systèmes hydrogéomorphologiques retenus.

La description des neuf systèmes hydrogéomorphologiques est basée sur celles de Smith *et al*. (1995) et Brinson (2009). Lorsque des adaptations ont été faites sur les définitions de départ, celles-ci sont précisées. Les informations les plus caractéristiques de chaque système hydrogéomorphologique sur les SCAN 25® sont également précisées.

## Alluvial

Les zones humides alluviales sont dans les plaines alluviales et dans les corridors ripariens en association avec un cours d'eau. Les sources principales d'eau proviennent des débordements du cours d'eau dans les plaines alluviales pour les cours d'eau d'ordre élevé, et des ruissellements occasionnels provenant des terres adjacentes pour les cours d'eau d'ordre faible. Des sources supplémentaires d'eau peuvent être les ruissellements et le retour des flux d'eau des terres plus hautes vers le cours d'eau, et plus occasionnellement les flux des affluents et les précipitations. Quand la submersion a lieu, les flux de surface en aval de la plaine d'inondation peuvent dominer l'hydrodynamique. Dans la zone la plus en amont, les zones humides alluviales sont souvent incorporées avec des systèmes de source et suintement ou de dépression quand le lit du cours d'eau disparait, ou elles peuvent intégrer des zones plates mal drainées ou des terres hautes. Dans la zone la plus en aval, les zones humides alluviales sont incorporées avec les systèmes estuariens. Un flux d'eau pérenne n'est pas requis pour qualifier un site comme étant dans un système hydrogéomorphologique alluvial. Les zones humides alluviales perdent l'eau de surface par le retour des eaux d'inondation dans le lit du cours d'eau après l'inondation, et par saturation des flux en surface vers le cours d'eau durant les précipitations. Les eaux de subsurface sont perdues par décharge dans le cours d'eau, par pénétration dans les eaux souterraines plus profondes ou par évapotranspiration. Un site dans une plaine d'inondation avec des aménagements anthropiques qui restreignent l'intensité et la fréquence des débordements dans la plaine d'inondation (par ex. polder en zone alluviale) est considéré comme alluvial. Des dépôts tourbeux peuvent s'accumuler dans les dépressions à l'écart du chenal du cours d'eau qui se sont isoles des processus alluviaux et qui sont sujets à de longues périodes de saturation par les eaux souterraines. Le lit mineur du cours d'eau n'est pas inclus dans ce système, car la méthode ne s'applique que sur les zones humides telles qu'elles sont définies par la réglementation en vigueur. Les sites dans des systèmes hydrogéomorphologiques alluviaux peuvent avoir une gamme de superficie de zones contributives extrêmement grande (petite a immense), car cette zone contributive dépend du bassin versant du cours d'eau auquel est associe le site (Annexe 7).

Adaptation des définitions proposées par Smith *et al*. (1995) et Brinson (2009) : il est précisé que le lit mineur du cours d'eau n'est pas inclus dans ce système. Il est précisé que les zones humides poldérisées en secteur alluvial sont bien incluses dans ce système. La gamme de superficie des zones contributives est précisée.

Informations le plus souvent caractéristiques de ce système sur les SCAN 25® : le site est dans un relief plat (courbes de niveau relativement espacées comparé aux versants proches) et il est adjacent ou à proximité d'un cours d'eau permanent ou temporaire.

→ Voir illustration de zones humides alluviales sur la Figure ci-après.
<figure><img src="image_29.png" /><figcaption>**Figure 16** : Exemples de sites (polygones au contour rouge sans trame de fond) dans un système hydrogéomorphologique alluvial. Fond de carte : SCAN 25®.</figcaption></figure>
## Riverain des étendues d'eau

Les zones humides riveraines des étendues d'eau sont adjacentes ou proches d'une étendue d'eau. Les fluctuations de niveau d'eau dans l'étendue d'eau régulent le niveau d'eau dans la zone humide. Ces zones humides peuvent être des radeaux flottants rattachés aux berges de l'étendue d'eau. Les précipitations ou la décharge des eaux souterraines peuvent éventuellement contribuer à l'alimentation en eau de ces zones humides ; ces dernières étant de première importance dans les zones humides riveraines des étendues d'eau intégrées à des zones humides de source et suintement ou des terres adjacentes hautes. Le flux d'eau en surface est bidirectionnel, couramment contrôle par les fluctuations de niveau d'eau dans l'étendue d'eau adjacente. Zones humides riveraines des étendues d'eau et zones humides de dépression sont impossibles à distinguer quand la taille de l'étendue d'eau est petite comparativement à sa frange humide et/ou quand l'étendue d'eau est incapable de stabiliser le niveau d'eau dans la zone humide. Les zones humides riveraines des étendues d'eau perdent leur eau par restitution vers l'étendue d'eau adjacente après les inondations et par évapotranspiration notamment. La matière organique s'accumule habituellement dans les secteurs de la zone humide préservés de l'érosion des vagues sur les berges de l'étendue d'eau. La zone de pleine eau de l'étendue d'eau n'est pas incluse dans ce système, car la méthode ne s'applique que sur les zones humides telles qu'elles sont définies par la réglementation en vigueur. Les sites dans des systèmes hydrogéomorphologiques riverains des étendues d'eau peuvent avoir une gamme de superficie de zones contributives extrêmement grande (petite a très grande), étant donné que la zone contributive correspond à l'étendue spatiale qui alimente l'étendue d'eau (Annexe 7).

Adaptation des définitions proposées par Smith *et al.* (1995) et Brinson (2009) : la traduction littérale du système hydrogéomorphologique « lacustrine fringe » en système des « franges lacustres » a généré des confusions durant les tests réalisés en 2014 et 2015. Elle paraissait notamment exclure les zones humides riveraines des étangs de ce système hydrogéomorphologique. La dénomination de ce système en système « riverain des étendues d'eau » a donc été préférée. Le terme « étendue d'eau » dans la description du système a été préféré au terme « lac » qui semblait trop restrictif en faveur des systèmes lacustres à stratification thermique dans la définition du système hydrogéomorphologique. Il est précisé que la zone de pleine eau de l'étendue d'eau n'est pas incluse dans ce système. La gamme de superficie des zones contributives est précisée.

Informations le plus souvent caractéristiques de ce système sur les SCAN 25® : site au bord ou à proximité d'un lac, d'un étang ou de toute autre étendue d'eau stagnante qui occupe le centre de la dépression.

→ Voir illustration de zones humides riveraines des étendues d'eau sur la Figure ci-après.
<figure><img src="image_30.png" /></figure>

**Figure 17** : Exemples de sites (polygones au contour rouge sans trame de fond) dans un système hydrogéomorphologique riverain d'étendue d'eau. Fond de carte : SCAN 25®. En haut, les sites sont soumis aux variations du niveau d'eau d'un étang. En bas, les sites sont soumis aux variations du niveau d'eau d'un lac.
Dépression

Les zones humides de dépression sont dans des dépressions topographiques dont l'altitude élevée des contours permet l'accumulation des eaux de surface dans la dépression. Les sources principales d'alimentation en eau incluent les précipitations, les ruissellements de surface et de subsurface issus des terres hautes adjacentes et les apports d'eau d'origine souterraine. La direction des flux d'eau est normalement dirigée des terres environnantes vers le centre de la dépression. Toutes les combinaisons d'entrée et de sortie d'eau sont possibles dans les zones humides dépressionnaires. Les pertes en eau dans la zone humide dépressionnaire peuvent être liées à un drainage intermittent ou permanent vers un exutoire, à l'évapotranspiration ou à la recharge de nappes. Les fluctuations verticales sont les principales variations hydrodynamiques. Elles sont principalement saisonnières. Des dépôts tourbeux peuvent se développer dans les zones humides dépressionnaires. Les sites dans des systèmes hydrogéomorphologiques de dépression ont le plus souvent une gamme de superficie de zones contributives variable, étant donné que la zone contributive correspond à l'étendue spatiale qui alimente la dépression (Annexe 7).

Adaptation des définitions proposées par Smith *et al.* (1995) et Brinson (2009) : aucun changement significatif. La gamme de superficie des zones contributives est précisée.

Informations le plus souvent caractéristiques de ce système sur les SCAN 25® : site dans des courbes de niveau concentriques, l'altitude décroît vers l'intérieur des courbes. Souvent une flèche de même couleur que les courbes de niveau indique le centre de la dépression.

→ Voir illustration de zones humides de dépression sur la Figure ci-après.
<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>**Figure 18** : Exemples de sites (polygones au contour rouge sans trame de fond) dans un système hydrogéomorphologique de dépression. Fond de carte : SCAN 25®.</figcaption></figure>
## Source et suintement

Les zones humides de source et suintement se trouvent là où les eaux souterraines sont déchargées en surface. Elles sont communément observées dans les secteurs dont la topographie varie d'un versant de colline raide à une pente douce. Contrairement aux zones humides de dépression, notamment, les zones humides de source et suintement ont rarement une capacité de stockage des eaux du fait de l'absence de contours fermés. Les entrées d'eau incluent principalement les apports en eau d'origine souterraine, les ruissellements de surface et de subsurface et les apports provenant des précipitations. L'hydrodynamique de ces zones humides est principalement caractérisée par des flux d'eau unidirectionnels dirigés vers le bas de la pente. Les zones humides de source et suintement peuvent être situées dans des paysages de plaine presque plats si la décharge d'eau souterraine est reconnue comme la principale source d'alimentation en eau. Les zones humides de source et suintement perdent principalement leur eau par saturation de subsurface, par ruissellement de surface et par évapotranspiration. Les zones humides de source et suintement peuvent comporter un chenal à l'intérieur mais celui-ci ne sert qu'à évacuer l'eau hors de la zone humide. La superficie de leur zone contributive est très variable, étant donné que la zone contributive correspond à l'étendue spatiale qui alimente les sources ou toute forme d'alimentation souterraine qui parvient en surface, plus les ruissellements (Annexe 7). Adaptation des définitions proposées par Smith *et al.* (1995) et Brinson (2009) : la traduction littérale du système hydrogéomorphologique « slope » en système de « pente » générait des confusions au cours des tests réalisés en 2014 et 2015. Elle paraissait exclure les zones humides où la pente était peu marquée et ce malgré une alimentation significative en surface par les eaux souterraines ; alors que la description de ce système hydrogéomorphologique mentionne bien qu'il inclut les reliefs presque plats, pourvu que la décharge des eaux souterraines y soit reconnue comme la principale source d'alimentation. La dénomination de ce système en « source et suintement » a donc été préférée. La gamme de superficie des zones contributives est précisée.

Informations le plus souvent caractéristiques de ce système sur les SCAN 25® : sources indiquées dans le site ou dans son environnement immédiat. Attention, information non exhaustive à vérifier sur le terrain.

→ Voir illustration de zones humides de sources et suintements sur la Figure ci-après.
<figure><img src="image_32.png" /></figure>

**Figure 19** : Exemples de sites (polygones au contour rouge sans trame de fond) dans un système hydrogéomorphologique de source et suintement. Fond de carte : SCAN 25®. Dans les deux sites en haut, des sources sont indiquées sur le SCAN 25®. Dans les deux sites en bas, les sources ne sont pas indiquées sur le SCAN 25® mais elles ont été identifiées sur le terrain.
## Plateau

Les zones humides de plateau sont courantes sur les interfluves, dans le fond d'anciens lacs qui ont disparu ou sur les grandes terrasses des plaines d'inondation ou la principale source d'alimentation en eau est liée aux précipitations. Ces zones humides ne reçoivent *a priori* pas d'eau souterraine, ce qui les distingue des zones humides de dépression et de source et suintement. Les fluctuations verticales sont les principaux flux hydrodynamiques. Elles perdent leur eau par évapotranspiration, ruissellement de surface par saturation et suintements souterrains. Les sites dans des systèmes hydrogéomorphologiques de plateau ont le plus souvent des zones contributives de petite superficie étant donné que la principale source d'alimentation en eau est constituée par les précipitations (Annexe 7).

Adaptation des définitions proposées par Smith *et al.* (1995) et Brinson (2009) : la description de ce système hydrogéomorphologique ne tient pas compte des accumulations de matière organique qui sont à l'origine de la différence entre les systèmes « organic soil flats » et « mineral soil flats » définis par les auteurs. La distinction entre ces systèmes est faite plus tard dans le diagnostic du contexte du site, en décrivant les habitats présents dans le site (section IV.3.2). La gamme de superficie des zones contributives est précisée.

Informations le plus souvent caractéristiques de ce système sur les SCAN 25® : par défaut de présence des informations mentionnées pour les autres systèmes hydrogéomorphologiques.

→ Voir illustration de zones humides de plateau sur la Figure ci-après.
<figure><img src="image_33.png" /><figcaption>**Figure 20** : Exemples de sites (polygones au contour rouge sans trame de fond) dans un système hydrogéomorphologique de plateau. Fond de carte : SCAN 25®.</figcaption></figure>
## Estuarien

Les zones humides estuariennes se trouvent le long des estuaires identifiés comme des masses d'eau de transition. Elles sont sous l'influence conjointe du niveau de la mer ou de l'océan et des fleuves (c'est à dire d'un cours d'eau, même modeste, se jetant directement dans la mer). L'influence des flux marins domine le plus souvent mais pas nécessairement celle des flux unidirectionnels provenant des fleuves. Les précipitations ou les eaux souterraines peuvent éventuellement contribuer à l'alimentation en eau de ces zones humides. Étant donné que les zones humides estuariennes peuvent être souvent inondées, du fait d'une élévation de la nappe phréatique contrôlée surtout par le niveau de la mer ou de l'océan ; elles s'assèchent rarement durant de longues périodes en conditions « naturelles ». Les zones humides estuariennes restituent l'eau par ruissellement durant les marées descendantes et par évapotranspiration. Ce système peut couramment être imbriqué avec d'autres systèmes hydrogéomorphologiques comme le système péri-lagunaire et de source et suintement. Un site sous l'influence conjointe du niveau de la mer ou de l'océan et des fleuves qui comportent des aménagements anthropiques restreignant l'intensité et la fréquence des débordements marins (par ex. polder en secteur estuarien) est estuarien. Les marais salés sont des exemples courants de zones humides estuariennes. La zone intérieure des grands deltas est incluse dans ce système. La zone immergée en permanence par la mer ou l'océan, le lit mineur des cours d'eau et la zone de pleine eau des lagunes ne sont pas inclus dans ce système, car la méthode ne s'applique que sur les zones humides telles qu'elles sont définies par la réglementation en vigueur. Les sites dans un système hydrogéomorphologique estuarien n'ont pas de zone contributive délimitée avec cette méthode car la complexité des relations entre flux hydriques d'origines marine et continentale ne permet pas de délimiter une zone contributive pertinente.

Adaptation des définitions proposées par Smith *et al.* (1995) et Brinson (2009) : il est précisé que la zone strictement marine, la zone de pleine eau des lagunes, le lit mineur des cours d'eau et certains habitats intertidaux ne sont pas inclus dans ce système. Il est précisé que les zones humides poldérisées en secteur estuarien sont bien incluses dans ce système. Il est précisé qu'il n'y a pas de zone contributive délimitée pour un site dans ce système hydrogéomorphologique. Les systèmes hydrogéomorphologiques spécifique au littoral sont plus détaillés ici (en dissociant estuarien, côtier, panne dunaire, péri-lagunaire, source et suintement) que dans les références suscitées.

Informations le plus souvent caractéristiques de ce système sur les SCAN 25® : le site est dans un relief plat (courbes de niveau relativement espacées comparé aux versants proches) et il est adjacent ou à proximité d'un fleuve et de la mer ou de l'océan (estuaire).

→ Voir illustration de zones humides estuariennes sur la Figure ci-après.
<figure><img src="image_34.png" /><figcaption>**Figure 21** : Exemples de sites (polygones au contour rouge sans trame de fond) dans un système hydrogéomorphologique estuarien. Fond de carte : SCAN 25®.</figcaption></figure>
## Péri-lagunaire

Les zones humides péri-lagunaires sont adjacentes ou proches d'une étendue d'eau qui peut être une lagune (aussi appelée étang littoral) ou une étendue d'eau artificielle saumâtre ou salée résultant par exemple de l'activité d'extraction de granulats alluvionnaires sur le rivage attenant à la mer ou à l'océan. La lagune ou l'étendue d'eau en question est parfois identifiée comme une masse d'eau de transition. Les fluctuations de niveau d'eau de surface de la lagune régulent le niveau d'eau dans la zone humide. Les précipitations ou la décharge des eaux souterraines peuvent également contribuer à l'alimentation en eau de ces zones humides. Le flux d'eau en surface est bidirectionnel, couramment contrôlé par les fluctuations de niveau d'eau de l'étendue d'eau adjacente. Après un épisode de crue, ces zones humides vont progressivement restituer l'eau à l'étendue d'eau adjacente. Les zones humides péri-lagunaires perdent l'eau par ruissellement et par évapotranspiration. Un site avec des aménagements anthropiques qui restreignent l'influence marine (par ex. polder, canaux, secteur drainé) est tout de même considéré comme péri-lagunaire. La zone de pleine eau de la lagune n'est pas incluse dans ce système, car la méthode ne s'applique que sur les zones humides telles qu'elles sont définies par la réglementation en vigueur. Les sites dans un système hydrogéomorphologique péri-lagunaire n'ont pas de zone contributive délimitée avec cette méthode car la complexité des relations entre flux hydriques d'origines marine et continentale ne permet pas de délimiter une zone contributive pertinente.

Adaptation des définitions proposées par Smith *et al.* (1995) et Brinson (2009) : il est précisé que la zone de pleine eau des lagunes n'est pas incluse dans ce système. Il est précisé que les zones humides aménagées pour restreindre les relations avec les lagunes sont bien incluses dans ce système. Il est précisé qu'il n'y a pas de zone contributive délimitée pour un site dans ce système hydrogéomorphologique. Les systèmes hydrogéomorphologiques spécifique au littoral sont plus détaillés ici (en dissociant estuarien, côtier, panne dunaire, péri-lagunaire, source et suintement) que dans les références suscitées.

Informations le plus souvent caractéristiques de ce système sur les SCAN 25® : le site est dans un relief plat (courbes de niveau relativement espacées comparé aux versants proches) et il est le long d'une lagune, d'un étang littoral ou de dépressions artificielles.

→ Voir illustration de zones humides péri-lagunaires sur la Figure ci-après.
<figure><img src="image_35.png" /><figcaption>**Figure 22** : Exemples de sites (polygones au contour rouge sans trame de fond) dans un système hydrogéomorphologique de péri-lagunaire. Fond de carte : SCAN 25®.</figcaption></figure>
Panne dunaire

Les zones humides de panne dunaire sont dans des dépressions topographiques à l'intérieur de cordons dunaires, le long des rivages sableux attenant de la mer ou de l'océan. La mer et l'océan sont alors souvent identifiés comme des masses d'eau côtières. Elle renferme parfois de l'eau permanente qui révèle la nappe au centre de la dépression ; et qui peut donc constituer un plan d'eau souvent de petite superficie. Les sources principales d'eau sont les apports d'eaux souterrains et dans une moindre mesure les précipitations. Les pertes en eau dans la zone humide de panne dunaire sont le plus souvent liées à l'évaporation ou à la recharge de nappes. Les fluctuations verticales sont les principales variations hydrodynamiques. Elles sont principalement humides ou inondées de façon saisonnière. Des dépôts tourbeux peuvent s'y développer. Les sites dans un système hydrogéomorphologique de panne dunaire sont le plus souvent de petite superficie. Ils n'ont pas de zone contributive délimitée avec cette méthode car la complexité de la topographie sur les rivages sableux et la forte dépendance de ces zones humides aux apports de la nappe rendent ces relations trop complexes pour délimiter une zone contributive pertinente.

Adaptation des définitions proposées par Smith *et al.* (1995) et Brinson (2009) : il est précisé qu'il n'y a pas de zone contributive délimitée pour un site dans ce système hydrogéomorphologique. Les systèmes hydrogéomorphologiques spécifique au littoral sont plus détaillés ici (en dissociant estuarien, côtier, panne dunaire, péri-lagunaire, source et suintement) que dans les références suscitées.

Informations le plus souvent caractéristiques de ce système sur les SCAN 25® : le site est dans un relief modelé constitué de dunes et de dépressions (courbes de niveau concentriques représentant des monticules et des dépressions respectivement) le long d'un rivage attenant à la mer ou à l'océan. La zone humide est dans des courbes de niveau concentriques, l'altitude décroît vers l'intérieur des courbes. Parfois une flèche de même couleur que les courbes de niveau indique le centre de la dépression ou une zone avec un caractère humide est indiquée.

→ Voir illustration de zones humides de pannes dunaires sur la Figure ci-après.
<figure><img src="image_36.png" /></figure>

**Figure 23** : Exemples de sites (polygones au contour rouge sans trame de fond) dans un système hydrogéomorphologique de panne dunaire. Fond de carte : SCAN 25®.
Côtier

Les zones humides côtières sont sur des plateaux qui sont étroits le long des rivages attenant de la mer ou de l'océan mais qui peuvent aussi être étendus sur plusieurs kilomètres de large (constituant parfois des zones de marais fortement artificialisés par un réseau de canaux et fossés). La mer et l'océan sont alors souvent identifiés comme des masses d'eau côtières. Elles sont sous l'influence des fluctuations de la marée, de la remontée du biseau salé ou encore des submersions en période de tempête. Les précipitations ou les écoulements souterrains constituent également des sources d'alimentation en eau. L'influence des flux marins peut sensiblement varier en intensité selon le contexte écologique comparé aux flux provenant des ruissellements et des précipitations. Les zones humides côtières peuvent être inondées durant les épisodes météorologiques extrêmes comme les tempêtes. Elles peuvent parfois s'assécher durant des périodes relativement longues en conditions « naturelles ». Les zones humides côtières perdent l'eau par ruissellement et par évapotranspiration. Un site présentant des aménagements anthropiques qui restreignent l'influence marine (par ex. polder, canaux, secteur drainé) est malgré tout considéré comme côtier. Les schorres sont des exemples courants de zones humides côtières. Les sites dans un système hydrogéomorphologique côtier n'ont pas de zone contributive délimitée avec cette méthode car la complexité des relations entre flux hydriques d'origines marine et continentale ne permet pas de délimiter une zone contributive pertinente.

Adaptation des définitions proposées par Smith *et al.* (1995) et Brinson (2009) : il est précisé que les zones humides poldérisées en secteur côtier sont bien incluses dans ce système. Il est précisé qu'il n'y a pas de zone contributive délimitée pour un site dans ce système hydrogéomorphologique. Les systèmes hydrogéomorphologiques spécifique au littoral sont plus détaillés ici (en dissociant estuarien, côtier, panne d'uneire, péri-lagunaire, source et suintement) que dans les références suscitées.

Informations le plus souvent caractéristiques de ce système sur les SCAN 25® : le site est dans un relief plat (courbes de niveau relativement espacées comparé aux versants proches et souvent « parallèles » au rivage) et il est le long d'un rivage attenant à la mer ou à l'océan.

→ Voir illustration de zones humides côtières sur la Figure ci-après.
<figure><img src="image_37.png" /><figcaption>**Figure 24** : Exemples de sites (polygones au contour rouge sans trame de fond) dans un système hydrogéomorphologique côtier. Fond de carte : SCAN 25®.</figcaption></figure>
Smith *et al.* (1995) proposent une clef de détermination pour identifier les systèmes hydrogéomorphologiques. Suite aux tests réalisés consécutivement en 2014, 2015, 2017 et 2018²⁹, la clef a été adaptée et modifiée afin de la rendre plus opérationnelle (Figure ci-après). En complément de cette clef très générale, il est nécessaire pour l'observateur de vérifier que le système défini par le biais de cette clef correspond bien à la description fournie dans l'Encadré correspondant (partie précédente).

<footnote n="29">²⁹ La révision des critères pour identifier les systèmes hydrogéomorphologiques peut expliquer des écarts entre l'attribution d'un système hydrogéomorphologique dans les rapports qui accompagnent la conception de la méthode et les critères proposées dans cette version finale.</footnote>
<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>**Figure 25** : Clef de détermination des systèmes hydrogéomorphologiques (adaptée de Smith *et al.* 1995, remise en forme et complétée).</figcaption></figure>
Les systèmes hydrogéomorphologiques permettent d'identifier des sites avec une configuration géomorphologique, une source d'alimentation en eau et une hydrodynamique similaire. Il convient tout de même de mentionner comme limite à cette classification que les zones humides ont des fonctionnements extrêmement complexes et que pour certains sites, il peut s'avérer difficile de les classer dans un système hydrogéomorphologique. Cette limite reste toutefois inhérente à tout système de classification.

En complément de l'identification des systèmes hydrogéomorphologiques, le cours d'eau, l'étendue d'eau, la lagune ou l'estuaire auxquels sont respectivement associés un site dans un système hydrogéomorphologique alluvial, riverain des étendues d'eau, péri-lagunaire ou estuarien doivent être identifiés dans le diagnostic de contexte de site.

#### IV.3.1.3. Précautions à prendre pour la délimitation des sites et cas exceptionnels

Les contours des sites doivent impérativement être fixés de telle sorte que le site n'appartienne qu'à un seul système hydrogéomorphologique. Il s'agit d'une précaution importante à respecter. En effet, il ne paraît pas judicieux de regrouper à l'intérieur d'un même site des fonctionnements complètement différents. Ainsi, si plusieurs systèmes hydrogéomorphologiques sont contigus dans un site, il y a lieu d'identifier autant de sites qu'il y a de systèmes hydrogéomorphologiques disjoints (Figure ci-après). Chaque unité spatiale disjointe qui correspond à un système hydrogéomorphologique devient alors un site à part entière.

Exceptionnellement, plusieurs systèmes hydrogéomorphologiques peuvent être présents dans une même unité spatiale, sans qu'il soit possible de dissocier un site par système. Le site appartient alors à plusieurs systèmes hydrogéomorphologiques (système mixte). La description des systèmes hydrogéomorphologiques (Encadré ci-avant) donne des indications sur quelques systèmes mixtes possibles. C'est par exemple le cas pour les sites qui sont à la fois dans la zone de submersion d'un lac et d'un cours d'eau (par ex. zone de confluence d'une rivière avec un lac) ou lorsqu'un fleuve traverse une dépression dans un cordon dunaire. Dans ce cas, le site appartient aux systèmes hydrogéomorphologiques alluvial-riverain des étendues d'eau ou alluvial et de panne dunaire respectivement (Figure ci-après). Il convient de noter que toutes les combinaisons de systèmes hydrogéomorphologiques mixtes ne sont pas possibles. Il paraît par exemple invraisemblable de rencontrer un système mixte de plateau et alluvial.
<figure><img src="image_39.png" /><figcaption>**Figure 26:** Exemple de sites contigus (polygones au contour rouge sans trame de fond). Au départ, ces deux sites constituaient un seul site. Les prospections de terrain ont permis d'identifier deux systèmes hydrogéomorphologiques contigus, ce qui a induit l'identification de deux sites contigus.</figcaption></figure>

Le site qui ceinture immédiatement l'étang est dans un système hydrogéomorphologique riverain des étendues d'eau. Il est influencé par le flux d'eau en surface provenant des variations de niveau d'eau de l'étang. Le second site est dans un système hydrogéomorphologique de plateau, puisqu'il n'est pas soumis au flux d'eau en surface provenant des variations de niveau d'eau de l'étang.

<figure><img src="image_40.png" /><figcaption>**Figure 27:** Exemple de site (polygone au contour rouge sans trame de fond) dans un système hydrogéomorphologique mixte (alluvial-riverain des étendues d'eau ; ici à l'embouchure de la Dranse au niveau du lac Léman).</figcaption></figure>

<figure><img src="image_41.png" /><figcaption>**Figure 28:** Exemple de site (polygone au contour rouge sans trame de fond) dans un système hydrogéomorphologique mixte (alluvial-panne dunaire ; ici en Corse du Sud).</figcaption></figure>
IV.3.2. Les habitats

En identifiant les habitats dans le site, il est considéré que les communautés végétales intègrent d'autres paramètres biotiques et abiotiques dans le site et qu'elles traduisent la réalisation des fonctions hydrologiques, biogéochimiques et d'accomplissement du cycle biologique des espèces dans leur ensemble.

Il s'agit ici de décrire les habitats présents dans le site au sens de la nomenclature EUNIS (source : Davies et al. 2004) en estimant la proportion du site occupée par chaque habitat. Le support utilisé pour identifier les habitats dans le site est principalement la BD ORTHO® la plus récente disponible, complété ensuite par des vérifications et corrections sur le terrain. Étant donné que des enjeux différents peuvent être appréhendés sur un site selon la surface minimale cartographiable choisie (Annexe 9) et que cela affecte la description de l'hétérogénéité spatiale (voir Wiens 1989), l'observateur devra choisir une surface minimale cartographiable pour détecter la présence d'un habitat cohérente avec la superficie du site : 15 625 m², 2 500 m², 625 m² ou 156 m². À titre d'information, durant les tests réalisés sur les prototypes de méthode en 2015, les observateurs ont majoritairement utilisé comme surface minimale cartographiable de 2 500 m². En raison des avantages et inconvénients associés à ce seuil (Annexe 9) et des impératifs à respecter pour la conception de la méthode (section I.6), il est préconisé d'utiliser cette surface minimale cartographiable. Mais il reste possible d'utiliser un des trois autres seuils durant l'application de la méthode. Une surface minimale cartographiable de 2 500 m² est donc préconisée ; mais sur les sites avec des enjeux « espèces protégés », « habitats d'intérêt communautaires »... la surface minimale cartographiable est souvent plus faible (625 m² voire 156 m²). La surface minimale cartographiable choisie doit être la même sur le site impacté et le site de compensation.

Bien que la nomenclature CORINE biotopes de Bissardon *et al.* (2003) et le prodrome des végétations de France de Bardat *et al.* (2004) aient une portée réglementaire pour désigner les habitats dits humides (voir arrêté du 24 juin 2008) et soient éventuellement utilisés dans les dossiers police de l'eau, l'utilisation de la nomenclature EUNIS est préférée dans cette méthode. En effet, la nomenclature EUNIS remplace CORINE Biotopes au niveau européen et s'avère plus pratique et accessible pour un public non spécialiste. Elle contient des clefs de détermination pratiques pour identifier les habitats EUNIS niveaux 1, 2 et 3 qui sont dans l'immense majorité des cas très accessibles à un public non spécialiste. Dans cette nomenclature, les habitats EUNIS niveau 1 sont les groupements d'habitats les moins précis et les habitats EUNIS niveaux 2, 3... sont des groupements d'habitats de plus en plus détaillés. **La dénomination des habitats au-delà du niveau EUNIS niveau 3 (c'est-à-dire au niveau 4, 5...) semble requérir souvent l'expertise d'un spécialiste (pas de clefs de détermination et critères botaniques plus complexes). Par conséquent, l'observateur décrira les habitats au niveau EUNIS niveau 3.** La seule exception porte sur l'habitat EUNIS niveau 3 « A2.5 Marais salés côtiers et roselières salines » qui est décrit au niveau EUNIS niveau 4. Concernant cet habitat seul, le niveau EUNIS niveau 3 paraît trop grossier et il s'agit d'ailleurs du seul habitat EUNIS niveau 3 pour lequel Davis *et al.* (2004) fournit une clef de détermination des habitats EUNIS niveau 4.
Parfois, l'identification des habitats EUNIS niveau 3 peut être complexe, mais ces cas sont relativement rares. Ainsi, même s'il n'y a pas de description des habitats dans le dossier police de l'eau, l'observateur peut sans difficulté majeure déterminer les habitats EUNIS niveau 3 présents dans le site. À noter que dans le cadre d'un dossier police de l'eau, les cartographies des habitats avec la nomenclature CORINE biotopes peuvent être utilisées pour décrire les habitats EUNIS puisqu'une correspondance réciproque entre ces nomenclatures est disponible sur le site de l'Inventaire National du Patrimoine Naturel du Muséum National d'Histoire Naturelle<fnref n="30" />.

Dans le cadre de ce projet, les clefs EUNIS niveau 1 et 2 ont été remises en forme sur la base des traductions faites par Louvel et al. (2013a) et Bajjouk et al. (2015a, 2015b) de Davies et al. (2004) pour améliorer leur praticité sur le terrain. Certaines clefs EUNIS niveau 3 (et une clef EUNIS niveau 4, voir ci-avant) ont été traduites et remises en forme à partir de la source originale : Davies et al. (2004). Les habitats « X Complexes d'habitats » ne sont pas pris en compte en tant que tels dans la méthode (ils regroupent des habitats extrêmement variés, ne disposent pas de clef de détermination et semblent peu pertinents pour l'évaluation d'un site). De plus, la nécessité de dénommer des habitats comme des « X Complexes d'habitats » n'a pas été ressentie par les observateurs durant les tests des prototypes de 2014 et 2015.

Vérifier que les habitats sur le site impacté avant impact et sur le site de compensation après action écologique sont similaires dans le diagnostic du contexte, constitue une garantie que la comparaison des fonctions se fait globalement sur des écosystèmes aux propriétés similaires et où les fonctions sont effectivement comparables. Cette vérification est laissée à l'appréciation des parties prenantes intervenant dans le cadre de l'instruction de dossiers police de l'eau. Ces derniers veilleront à éviter l'apparition de déséquilibres flagrants. Il sera également nécessaire de veiller à ce que les règles appliquées aux deux sites pour la description des habitats soient communes (mêmes surfaces minimales cartographiables).

La capacité de retrouver sur un site de compensation, les habitats perdus sur le site impacté varie fortement selon les types d'habitats impactés. Il existe donc des habitats pour lesquels il est peu vraisemblable que des actions écologiques permettent de restaurer les habitats impactés (par ex. écosystèmes tourbeux) ou sur le très long terme. Dans de tels cas, le diagnostic de contexte soulignera que les habitats sur le site avant impact et sur le site de compensation après action écologique ne correspondent pas. Le projet pourra dès lors être refusé par l'autorité administrative lorsque les dégradations identifiées apparaissent comme difficilement compensables (voir lignes directrices dans CGDD et DEB 2013).

Une exception notable à cette règle de similarité des habitats détruits vs. compensés pour appliquer la méthode et comparer leurs fonctions, concerne les habitats avec une forte empreinte anthropique. Ces habitats sont principalement, mais pas seulement, certains habitats appartenant aux habitats « I Habitats agricoles, horticoles et domestiques régulièrement ou récemment

<footnote n="30">³⁰ http://inpn.mnhn.fr</footnote>
cultivés » et « J Zones bâties, sites industriels et autres habitats artificiels ». En effet, certains de ces habitats sont considérés en général comme des habitats où les fonctions hydrologiques, biogéochimiques et d'accomplissement du cycle biologique des espèces sont le plus souvent extrêmement réduites (Mitsch et Gosselink 2007).
# V. L'interface de dimensionnement

Consultez le rapport (Gayet et al. 2023b) pour connaître en détails l'interface de dimensionnement.

Consultez également les rapports (Gayet et al. 2023c, 2023d) pour connaître en détails les référentiels que mobilisent l'interface de dimensionnement.

Consultez le Guides et protocoles dédié à la méthode pour savoir comment utiliser l'interface de dimensionnement pour que les parties prenantes attribuent un ratio fonctionnel au projet d'aménagement (voir partie A. La méthode).

Les parties prenantes utilisent une interface de dimensionnement (publiée dans Gayet et al. 2023b) pour définir le ratio fonctionnel attribué à un projet d'aménagement. Ce ratio fonctionnel est un facteur d'ajustement du dimensionnement selon la faisabilité technique de la mesure de compensation, le délai pour obtenir son résultat et selon son environnement (Figure ci-après). L'interface de dimensionnement utilise les informations relevées sur le site de compensation pour définir le ratio fonctionnel. Elle s'apparente aux approches d'équivalence entre « écarts d'états des milieux » (au sens de Truchon et al. 2020) car elle multiplie le ratio fonctionnel à l'intensité des pertes avant de les comparer aux gains. Ce n'est pas une méthode de dimensionnement qui calcule une « quantité » à compenser avec des ratios prédéfinis pour atteindre l'équivalence.

<figure><img src="image_42.png" /><figcaption>**Figure 29** : Intervention du ratio fonctionnel pour évaluer l'équivalence fonctionnelle. Il y a équivalence fonctionnelle, si la perte multipliée par le ratio fonctionnel est inférieure ou égale au gain.</figcaption></figure>

Le ratio fonctionnel diffère du ratio surfacique préconisé par ex. par un SDAGE et/ou un SAGE actuel. Les deux ratios ne se substituent pas l'un à l'autre.

En pratique, concernant le ratio fonctionnel il s'agit de vérifier que le dimensionnement de la compensation est satisfaisant au regard des caractéristiques de l'action écologique prévue. Par ex. étant donné la mesure de compensation proposée, les parties prenantes ont attribué un ratio fonctionnel de 1,5 pour 1 au projet d'aménagement en tenant compte de sa faisabilité technique et du délai pour obtenir des gains au moins égaux aux pertes. Il doit être envisagé que les gains soit au moins égaux à 1,5 fois l'intensité des pertes pour obtenir une équivalence fonctionnelle.

L'interface de dimensionnement permet d'évaluer le respect des principes de proportionnalité, de faisabilité, de proximité temporelle et d'efficacité régissant la mise en œuvre de la séquence ERC (Encadré ci-après).
**Encadré 3** : Principes édictés dans le code de l'environnement évalués avec l'interface de dimensionnement.

L'interface de dimensionnement permet de vérifier les principes suivants de la séquence ERC :

* la proportionnalité : le niveau de détail des informations attendues dans un dossier doit être adapté aux enjeux associés aux milieux naturels, espèces ou fonctions affectés par le projet ; au projet et à ses incidences prévisibles sur ces milieux espèces ou fonctions (nature, intensité et étendue des impacts engendrés) ;

* la faisabilité : le génie écologique doit être éprouvé et techniquement faisable sur les sites de compensation retenus ;

* la proximité temporelle et fonctionnelle : une mesure de compensation doit être effective rapidement, afin de prévenir les dommages et notamment d'éviter tout dommage irréversible ;

* l'efficacité : les mesures de compensation doivent être assorties d'objectifs de moyen et de résultat exprimés de manière claire, précise et contrôlable. Les actions écologiques et le programme de gestion conservatoire envisagés sur le site de compensation doivent permettre d'atteindre les objectifs écologiques visés par la compensation. Ces actions et programmes doivent être suivis dans le temps et ajustés/complétés si besoin au fil du temps au regard des résultats obtenus.
# VI. Diagnostic fonctionnel du site

Le diagnostic fonctionnel du site permet d'évaluer sa prédisposition probable à réaliser 12 sous-fonctions au regard des éléments relevés sur le site et dans son environnement. Il fournit les éléments de réponse à la principale question sur laquelle repose la méthode, à savoir l'identification d'une équivalence fonctionnelle vraisemblable à l'issue de la mise en œuvre de la séquence « éviter, réduire, compenser ».

Le diagnostic fonctionnel permet de justifier le respect des principes d'équivalence, d'efficacité et de plus-value écologique régissant la mise en œuvre de la séquence ERC (Encadré ci-après).

**Encadré 4 :** Principes édictés dans le code de l'environnement évalués avec le diagnostic fonctionnel.

Le diagnostic fonctionnel permet de vérifier les principes suivants de la séquence ERC :

* l'équivalence : la réparation des impacts résiduels significatifs du projet sur les espèces, les habitats et les fonctions doit intervenir « en nature ». L'équivalence qualitative réside dans une mesure de compensation qui doit cibler les mêmes composantes que celles détruites, dégradées ou altérées. L'équivalence quantitative réside dans une mesure de compensation qui doit engendrer un « gain » de biodiversité au moins équivalent aux « pertes » ;

* l'efficacité : les mesures de compensation doivent être assorties d'objectifs de moyen et de résultat exprimés de manière claire, précise et contrôlable. Les actions écologiques et le programme de gestion conservatoire envisagés sur le site de compensation doivent permettre d'atteindre les objectifs écologiques visés par la compensation. Ces actions et programmes doivent être suivis dans le temps et ajustés/complétés si besoin au fil du temps au regard des résultats obtenus ;

* la plus-value écologique : une mesure de compensation doit générer un gain écologique qui n'aurait pas pu être atteint sans elle. Ce gain dépend de la nature, de l'intensité et de la durée des travaux de génie écologique et du programme de gestion conservatoire envisagés.
# VI.1. Les indicateurs

## VI.1.1. Définition

### VI.1.1.1. Le paramètre

Un paramètre est une propriété de l'écosystème qui contribue à en apprécier les caractéristiques et/ou la qualité et/ou l'aptitude à des fonctions. Le paramètre se décline en deux types : quantitatif et qualitatif. Il peut être physique, chimique, environnemental, microbiologique et hydrobiologique. Le paramètre est mesurable dans ou en dehors du site, reflétant le caractère distinctif d'une ou plusieurs sous-fonctions. La variation de grandeur d'un paramètre le long d'un axe de mesure traduit le niveau de réalisation probable d'une sous-fonction. Cette définition est proche de celle de Bartoldus (1994) à savoir, une caractéristique physique, chimique ou biologique de la zone humide ou du paysage qui influence de manière déterminante la capacité d'une zone humide à réaliser une fonction. Elle est également proche de la définition des variables de contrôle utilisées par Maltby (2009) ou de la définition des prédicteurs utilisés dans la « *Wetlands Evaluation Technique* » d'Adamus et al. (1991). Dans certains cas, il est possible que l'ordre de grandeur d'un paramètre soit corrélat positivement à une sous-fonction alors qu'il est négativement corrélat à l'intensité d'une autre sous-fonction.

En raison des impératifs imposés pour concevoir la méthode (voir section I.6), les principales conditions pratiques à remplir pour qu'un paramètre soit inclus dans la méthode sont listées ci-dessous :

* L'observateur n'a pas besoin de connaissance préalable sur le site pour relever le **paramètre**. Par exemple, l'estimation de la fréquence moyenne des inondations sur le site (par ex. annuelle, tous les 2 ans, tous les 10 ans) nécessiterait que l'observateur connaisse le site ou qu'il dispose d'un document qui renseigne cette information à l'échelle nationale. Ce type d'information ne peut donc pas être exploité dans la méthode.

* Aucun recours systématique au propriétaire ou au gestionnaire du site ne doit être nécessaire pour renseigner un paramètre. Par exemple, renseigner les amendements annuels, la date de fauche sur un site nécessite de contacter les usagers du site. Ce type d'information ne peut donc pas être exploité dans la méthode.

* Une appréciation éminemment subjective de la part de l'observateur pour renseigner un **paramètre ne doit pas être requise**. Par exemple, apprécier le modelé topographique d'un site fait appel à un jugement avec une part de subjectivité importante. Ce type d'information ne peut donc pas être exploité dans la méthode.

* Des équipements lourds, des mesures chronophages ou trop onéreuses ne doivent pas être requis pour renseigner un paramètre (par ex. mesure de la pente).

* **Il doit être possible d'entrevoir une plus-value sur un site durant des actions écologiques.** Par exemple, l'altitude d'un site et les conditions thermiques qui en dépendent ont des effets sur la dénitrification ou la séquestration du carbone. Cependant, il n'est pas possible d'affecter ce paramètre durant des actions écologiques. Ce type d'information ne peut donc pas être exploité dans la méthode.
* **Un paramètre doit être discriminant entre des sites dans un contexte similaire (section IV).** Par exemple, les pressions anthropiques dans la zone contributive de sites alluviaux appartenant à une même masse d'eau « cours d'eau » et associé à un cours d'eau avec un rang de Strahler élevé sont vraisemblablement peu discriminantes entre des sites. Les paramètres décrivant les pressions anthropiques dans la zone contributive de tels sites ne peuvent donc pas être pris en compte.

**Le paramètre constitue l'information de base sur laquelle repose un indicateur.**

### VI.1.1.2. L'indicateur

Le terme indicateur est souvent employé à l'interface entre la recherche et les domaines techniques mais doit être défini pour éviter toute confusion (Heink et Kowarik 2010). Selon Nielsen et Jørgensen (2013), un indicateur peut être utilisé quand une information spatio-temporelle isolée existe, signifiant des changements observables dans des systèmes, sans pour autant indiquer la cause directionnelle associée. Par exemple, si les types d'habitats changent à l'intérieur d'un site, un indicateur pourra l'indiquer ; mais il n'indiquera pas la cause de ce changement (changement de pratiques agricoles dans le site, inondations plus fréquentes, invasion biologique...). Indirectement, les variations observées sur la valeur des indicateurs permettent d'identifier si les changements dans le système s'opèrent. Dans leur revue, Heink et Kowarik (2010) proposent la définition de l'Organisation for Economic Co-Operation Development (2003 dans Heink et Kowarik 2010) pour les indicateurs en écologie et en planification environnementale. Selon cette définition, qui est celle adoptée pour la méthode, un indicateur est « une composante ou une mesure de phénomènes environnementaux pertinents utilisés pour décrire ou évaluer les conditions environnementales, les changements ou pour atteindre des objectifs environnementaux. Les phénomènes environnementaux pertinents sont des pressions, des états ou des réponses ». À noter que cette définition peut différer de celle utilisée dans d'autres méthodes comme dans l'approche hydrogéomorphologique de Smith et al. (1995).

**Dans cette méthode, chaque indicateur est :**

* **simple** (un indicateur = un seul paramètre), par opposition à des indicateurs composites qui résultent de la combinaison de plusieurs paramètres (voir Girardin et al. 1999 dans Bockstaller et Girardin 2003). Les indicateurs simples sont préférés dans cette méthode car leur interprétation est plus facile.

* **descriptif et normatif** (au sens d'Heink et Kowarik 2010). Il permet d'identifier les changements environnementaux (descriptif). Il permet également de vérifier si les objectifs visés en termes d'équivalence fonctionnelle sont bel et bien atteints à l'issue des actions écologiques mises en œuvre dans le cadre de la compensation (normatif).

Un récapitulatif est proposé ci-après pour synthétiser et illustrer à partir de quelques exemples la relation entre les zones prises en compte pour l'évaluation, les sous-fonctions, les paramètres et les indicateurs (Tableau et Figure ci-après).
<table><caption>**Tableau 3 :** Récapitulatif sur la définition de sous-fonction, de paramètre et d'indicateur (issu de Gayet *et al.* 2023a).</caption><thead><tr><td></td><td>Sous-fonction</td><td>Paramètre</td><td>Indicateur</td></tr></thead><tbody><tr><td>En bref</td><td>Le phénomène physique, biogéochimique et/ou biologique à l'œuvre.</td><td>Le critère mesurable qui révèle le phénomène.</td><td>La valeur de la mesure sur le paramètre en question.</td></tr><tr><td>Définition</td><td>Enchaînements ordonnés de phénomènes physiques, biogéochimiques et/ou biologiques, se déroulant dans ou en dehors du site ; et qui aboutissent à des faits constatables dans le site.</td><td>Tout critère mesurable dans et en dehors du site, reflétant le caractère distinctif d'une ou plusieurs fonctions et dont la variation de grandeur le long d'un axe de mesure traduit leur réalisation probable dans le site.</td><td>Composante ou mesure de phénomènes environnementaux pertinents utilisés pour décrire ou évaluer les conditions environnementales, les changements ou pour atteindre des objectifs environnementaux.</td></tr></tbody></table>

<figure><img src="image_43.png" /><figcaption>**Figure 30 :** Exemples de paramètres et d'indicateurs mesurés selon les zones et renseignant les fonctions hydrologiques, biogéochimiques et d'accomplissement du cycle biologique des espèces (issue de Gayet *et al.* 2023a).</figcaption></figure>
### VI.1.2. Les deux types d'indicateurs

#### VI.1.2.1. Indicateurs dans le site et notions de capacité fonctionnelle relative et absolue

L'intensité probable d'une sous-fonction dans un site indépendamment de sa superficie est appelée « capacité fonctionnelle relative » du site ($CAP_{REL}$). Cette $CAP_{REL}$ est évaluée grâce aux indicateurs associés à cette sous-fonction. La valeur de chaque indicateur qui renseigne la $CAP_{REL}$ est comprise entre [0 - 1]. La valeur de 0 signifie que le paramètre associé à l'indicateur est inexistant (capacité fonctionnelle absente, intensité de la sous-fonction nulle au regard de l'indicateur) et la valeur de 1 signifie que le paramètre est à un niveau maximal (capacité fonctionnelle maximale, intensité de la sous-fonction maximale au regard de l'indicateur). Plus la valeur de l'indicateur tend vers 1, plus le paramètre est élevé (capacité croissante). Ainsi, plus un indicateur mesuré dans le site a une valeur élevée, plus l'intensité relative de la sous-fonction associée est vraisemblablement importante dans le site.

La réalisation des sous-fonctions dépend souvent de la superficie sur laquelle elles sont réalisées. Elle croît généralement avec la superficie que ce soit pour les fonctions hydrologiques (par ex. flux hydriques en général (Forman et Godron 1981), écrêtement des crues (Agence de l'eau RM&C 2007), les fonctions biogéochimiques (par ex. flux de nutriments (Forman et Godron 1981), dépendance de la rétention des nutriments selon la superficie de la zone humide comparativement à sa zone contributive (Woltemade 2000) qui peut aussi être influencée par la longueur d'interface de la zone tampon qui intercepte les flux entrants (Fustec et Lefeuvre 2000)) ou encore les fonctions d'accomplissement du cycle biologique des espèces (par ex. productivité (Forman et Godron 1981), taux d'extinction (Forman 1995), risque d'invasion biologique (Hilty et al. 2006), richesse spécifique (Peintinger et al. 2003, Houlahan et al. 2006), morphologie (Hooftman et al. 2003), structure des communautés (Celada et Bogliani 1993) ; voir aussi (Oertli et al. 2002) pour une discussion sur les effets contrastés de la superficie). L'intensité probable d'une sous-fonction dans un site en tenant compte de la $CAP_{REL}$ et de la superficie du site est appelée « capacité fonctionnelle absolue » du site ($CAP_{ABS}$). La $CAP_{ABS}$ d'un site est évaluée grâce aux indicateurs associés à la sous-fonction. La valeur de chaque indicateur qui renseigne la $CAP_{ABS}$ est comprise entre [0 - +∞] et elle est calculée ainsi :

$$ \text{CAP}_{\text{ABS}} \text{ dans le site selon l'indicateur A} = \text{CAP}_{\text{REL}} \text{ dans le site selon l'indicateur A} \times \text{Superficie du site en ha} $$

Exceptionnellement, la $CAP_{ABS}$ d'un site peut être évaluée avec un indicateur qui ne se rapporte pas à la superficie du site. Ces cas sont rares. C'est notamment le cas de l'indicateur en rapport avec la longueur de berges végétalisées sur un site dans un système hydrogéomorphologique alluvial. Dans ce cas, la $CAP_{ABS}$ au vu de cet indicateur est évaluée ainsi :

$$ \text{CAP}_{\text{ABS}} \text{ dans le site selon l'indicateur B} = \text{CAP}_{\text{REL}} \text{ dans le site selon l'indicateur B} \times \text{Longueur de berges mesurée sur le site en km} $$
Plus un indicateur mesuré dans le site a une valeur élevée et plus la superficie du site est importante, plus l'intensité absolue de la sous-fonction associée est vraisemblablement importante dans le site au regard de cet indicateur.

Notez que lorsque l'incidence d'un aménagement sur un site est telle qu'il perd totalement son caractère de zone humide (au sens défini dans cette méthode, la superficie du site est alors de 0 ha), alors la valeur de tous les indicateurs est de 0.

### VI.1.2.2. Indicateurs dans l'environnement du site et notions d'opportunité fonctionnelle relative et absolue

Selon les caractéristiques de l'environnement du site (zone contributive, zone tampon, paysage et éventuellement cours d'eau associé) le site aura une opportunité plus ou moins importante d'accomplir certaines sous-fonctions. Cette notion d'opportunité est proche de celle employée par Adamus et al. (1991) dans la « Wetlands Evaluation Technique ». L'opportunité est évaluée grâce aux indicateurs mesurés dans l'environnement du site. Chaque indicateur mesuré dans l'environnement du site est associé à une opportunité pour le site d'accomplir une ou plusieurs sous-fonctions. Par exemple, si un site a une zone contributive occupée par de grandes surfaces de champs cultivés intensivement, l'opportunité de dénitrifier les nitrates sera très forte. Il est possible de mesurer l'opportunité fonctionnelle relative (OPP<sub>REL</sub>) lorsque la valeur de l'indicateur est indépendante de la superficie où il a été mesuré. La valeur de chaque indicateur qui renseigne l'OPP<sub>REL</sub> est donc comprise entre [0 - 1].

L'opportunité fonctionnelle absolue pour le site (OPP<sub>ABS</sub>) tient compte de l'OPP<sub>REL</sub> et de l'étendue spatiale où l'indicateur a été mesuré (superficie de la zone contributive, de la zone tampon et du paysage). Il n'y a pas d'indicateur qui permette de mesurer une OPP<sub>ABS</sub> sur le cours d'eau puisqu'une superficie ne peut pas être mesurée avec cette méthode. L'OPP<sub>ABS</sub> est comprise entre [0 - +∞] et elle est calculée ainsi :

$$ \text{OPP}_{\text{ABS}} \text{ pour le site selon l'indicateur C mesuré dans la zone contributive} = \text{OPP}_{\text{REL}} \text{ pour le site selon l'indicateur C} \times \text{Superficie de la zone contributive en ha} $$

$$ \text{OPP}_{\text{ABS}} \text{ pour le site selon l'indicateur D mesuré dans le paysage} = \text{OPP}_{\text{REL}} \text{ pour le site selon l'indicateur D} \times \text{Superficie du paysage en ha} $$

$$ \text{OPP}_{\text{ABS}} \text{ pour le site selon l'indicateur E mesuré dans la zone tampon} = \text{OPP}_{\text{REL}} \text{ pour le site selon l'indicateur E} \times \text{Superficie de la zone tampon en ha} $$
Plus un indicateur mesuré dans l'environnement du site a une valeur élevée et plus la superficie de la zone à laquelle il est associé sont importantes, plus l'intensité absolue de la sous-fonction associée aura l'opportunité de s'exprimer dans le site au regard de cet indicateur.
### VI.1.3. Procédure adoptée pour concevoir un indicateur

La conception d'un indicateur repose sur des étapes successives (Figure ci-après) qui sont présentées dans le détail dans les sections suivantes.

<figure><img src="image_44.png" /><figcaption>**Figure 31 :** Principales étapes pour concevoir un indicateur.</figcaption></figure>
### VI.1.3.1. L'identification de la sous-fonction à évaluer

La première étape consiste à identifier la sous-fonction d'intérêt. Les facteurs qui influencent l'identification de telle ou telle sous-fonction dépendent vraisemblablement du contexte écologique, politique et social dans lequel l'évaluation des fonctions est réalisée (voir section I.5.2).

### VI.1.3.2. La bibliographie et la sélection des paramètres

Des recherches bibliographiques principalement dans des revues à comité de lecture permettent d'identifier la relation entre l'intensité de la sous-fonction et des paramètres potentiels. L'avis d'expert peut également compléter l'identification des paramètres qu'il est pertinent d'inclure. Parmi ces paramètres, ceux retenus doivent remplir les critères listés dans la section VI.

Une courte synthèse bibliographique est ensuite rédigée par paramètre : définition du paramètre, description de sa relation générale avec l'intensité de la sous-fonction et identification des limites de cette relation. Un indicateur peut éventuellement renseigner l'intensité de plusieurs sous-fonctions si des recherches bibliographiques le justifient.

Pour valider les indicateurs durant leur conception, Bockstaller et Girardin (2003) avancent que bien que l'utilité de cette validation soit reconnue, les procédures associées n'existent pas. Dans cette méthode, la synthèse bibliographique des publications dans des revues à comité de lecture permet d'identifier la corrélation entre l'intensité de la sous-fonction et le paramètre dans les zones humides. Elle permet de vérifier qu'un faisceau de connaissances scientifiques convergent pour affirmer que le paramètre témoigne bien en général de l'intensité de la sous-fonction. Cette synthèse bibliographique n'est donc évidemment pas un état de l'art dans un domaine. C'est simplement un état des lieux succinct des connaissances scientifiques qui permet de justifier l'emploi d'un paramètre pour identifier l'intensité d'une sous-fonction par l'intermédiaire d'un indicateur.

### VI.1.3.3. Étalonnage de l'indicateur et première version de l'indicateur

Des valeurs sont octroyées à l'indicateur de telle sorte que lorsque la valeur est de 0 la sous-fonction est inexistante au regard de ce seul indicateur et du paramètre associé. Quand la valeur de l'indicateur croît (jusqu'à une valeur maximale de 1), l'intensité de la sous-fonction est de plus en plus importante au regard de ce seul indicateur et du paramètre associé. Plusieurs cas sont possibles pour étalonner un indicateur (Figure ci-après).
La littérature scientifique fournit-elle des valeurs exploitables pour étalonner l'indicateur ?

Ces valeurs doivent renseigner la relation entre la mesure sur le paramètre et l'intensité de la sous-fonction.

<figure><img src="image_45.png" /></figure>

**Figure 32** : Recommandations générales pour l'étalonnage des indicateurs. Des écarts à ces recommandations générales sont possibles, ils doivent alors être mentionnés.

<footnote n="31">³¹ La valeur de 0 n'est pas octroyée. Elle signifierait l'absence de fonction vu l'indicateur.</footnote>
Pour étalonner un indicateur plusieurs cas sont possibles :

○ **Cas 1 ou cas idéal – La littérature scientifique fournit des valeurs exploitables pour étalonner l'indicateur.** C'est par exemple le cas du coefficient de Manning *n* pour décrire la rugosité opposée aux écoulements par le couvert végétal dans les sites inscrits dans des systèmes hydrogéomorphologiques alluviaux. Dans ce cas, l'indicateur est étalonné de telle sorte que la variation de sa valeur suit la même loi de variation que celle proposée dans la littérature scientifique. Il s'agit du cas idéal, mais qui est peu rencontré puisque la bibliographie scientifique fournit rarement des gammes de valeur valables dans des contextes suffisamment variés pour être utilisées.

○ **Cas 2 – La littérature scientifique ne fournit pas des valeurs exploitables pour étalonner l'indicateur mais la valeur maximale et minimale mesurable sur le paramètre est connue a priori :**

* **Cas 2.1 –** Si la mesure sur le paramètre est discontinue (par ex. classe), la valeur de l'indicateur sera discontinue avec des valeurs octroyées à intervalles réguliers. La valeur de 0 n'est pas attribuée si l'absence du paramètre n'atteste pas l'absence de la fonction. Dans ce cas la valeur minimale est de 0,1.

Par ex. les traits d'hydromorphie présents dans le sol peuvent être histiques, réductiques et rédoxiques. La valeur de l'indicateur sera de 1 pour les sondages pédologiques avec des traits histiques, de 0,55 pour les sondages pédologiques avec des traits réductiques et de 0,1 pour les sondages pédologiques avec des traits rédoxiques. Par exemple, la valeur de 0 n'est pas attribuée car l'absence de traits d'hydromorphie ne signifie pas l'absence d'engorgement (par ex. dans les fluviosols). Cette valeur est modulée dans le site selon la proportion du site où chacun des traits d'hydromorphie est observable.

* **Cas 2.2 –** Si la mesure du paramètre est continue, qu'elle est mesurée sur un référentiel et qu'il y a lieu d'étalonner l'indicateur en excluant les valeurs extrêmes. La mesure la plus élevée et la plus faible sur le paramètre sont peu vraisemblables sur de nombreux sites. La valeur de l'indicateur variera de manière continue et monotone. Les mesures extrêmement hautes ou basses sur le paramètre ne seront pas inclus dans l'étalonnage de l'indicateur. La valeur minimale ou maximale de l'indicateur leur sera respectivement attribuée. Les mesures extrêmement hautes ou basses sont identifiées grâce à une analyse sur des graphiques en boîte à moustache (boxplot) et en recherchant les valeurs extrêmes (plus de 1,5 fois la différence entre le premier quartile et le troisième quartile). Il convient ainsi de veiller à ce que l'indicateur capture bien la variabilité des conditions rencontrées sur le terrain (voir Stein et al. (2009) pour la CRAM) sans prise en compte excessive des cas extrêmes.

Par ex. la densité de petites infrastructures de transport dans le paysage (km/ha) est connue a priori via une analyse de la BD TOPO® en France métropolitaine. La valeur de l'indicateur sera de 0 s'il n'y a pas de petites infrastructures de transport dans le paysage. La valeur de l'indicateur augmentera avec la densité des petites infrastructures de transport dans le paysage. La valeur de l'indicateur sera de 1 lorsque
la densité de petites infrastructures de transport atteindra des valeurs extrêmes hautes.

* **Cas 2.3** – Si la mesure sur le paramètre est continue, qu'elle est mesurée ou non sur un référentiel et qu'il n'y a pas lieu d'étalonner l'indicateur en tenant compte des valeurs extrêmes. La mesure la plus élevée et la plus faible sur le paramètre sont vraisemblables sur de nombreux sites. La valeur de l'indicateur variera de manière continue et monotone.

o **Cas 3** – La littérature scientifique ne fournit pas des valeurs exploitables pour étalonner l'indicateur et les valeurs maximale et minimale mesurables sur le paramètre ne sont pas connues a priori. Dans ce cas, l'indicateur est étalonné dans un premier temps sur dire d'experts pour être ensuite testé sur le terrain. Ce cas de figure se rencontre en particulier lorsque la mesure du paramètre est continue. La valeur de l'indicateur variera donc également de manière continue et monotone. Il pourra ensuite être étalonné de nouveau selon les retours des tests sur le terrain (section VI.1.3.5.2).

> Par ex. la gamme possible de densité de fossé dans un site et sa zone tampon (km/ha) n'est pas connue a priori via un référentiel pour concevoir un indicateur. La valeur de l'indicateur sera de 0 s'il n'y a pas de fossé. La valeur de l'indicateur augmentera avec la densité de fossé. La valeur de l'indicateur sera de 1 lorsque la densité de fossé atteindra des valeurs considérées a priori et arbitrairement comme extrêmes.

Ces règles pour étalonner les indicateurs avant les tests sur le terrain sont des règles générales, mais qui peuvent parfois nécessiter après la phase de test, un examen et des adaptations éventuelles de la part des contributeurs qui proposent des indicateurs. Ces adaptations doivent alors être très clairement mentionnées.

### VI.1.3.4. Test de l'indicateur

Les tests doivent porter sur la plus grande gamme possible de contextes écologiques où l'indicateur est susceptible de varier pour identifier ses limites (par ex. problème d'étalonnage). Durant la conception de la méthode, les tests ont été réalisés sur plus de 200 sites en France avec des contextes écologiques très variés (section II.3 pour voir les tests réalisés en 2014 et 2015).

### VI.1.3.5. Analyse et correction éventuelle de l'indicateur

Après la phase de tests sur le terrain, différents types de vérifications sont possibles sur les valeurs obtenues par indicateur. Ces vérifications sont inspirées de l'approche hydrogéomorphologique (Jacobs et al. 2010) ou de la construction d'indices d'intégrité écologique (IIE ou IBI, « Indice of Biotic Integrity ») (voir Klemm et al. 2003, Whittier et al. 2007, Stoddard et al. 2008). Elles ont été réalisées dans le cadre du développement de la méthode pour tendre vers la méthode finale.
## 1. Vérifier l'utilité de l'indicateur

Bockstaller et Girardin (2003) recommandent de vérifier que les indicateurs soient bien utiles et utilisés comme aide à la décision. **L'utilité des indicateurs a été vérifiée principalement lors des tests réalisés en 2014 et 2015 avec les multiples partenaires techniques ou scientifiques.** Parmi les principales modifications réalisées, les retours critiques provenant des partenaires ont permis de changer la dénomination de certains indicateurs. Des propositions ont également été faites pour tenir compte de particularités locales (par ex. présence d'horizons histiques (tourbe) enfouis dans le sol qui ne sont pas apparents en surface). Des indicateurs complémentaires ont également été proposés.

## 2. Vérifier l'étalonnage de l'indicateur et correction

La gamme de valeurs (maximum et minimum) et la distribution des valeurs obtenues (par ex. quartiles, médiane et moyenne) sur les sites tests sont analysées par indicateur. À titre d'information, lorsque 75 % des valeurs sont identiques, Whittier et al. (2007) éliminent le paramètre associé.

Quand la gamme et la distribution des valeurs obtenues sur les sites tests pour un paramètre sont considérés comme peu conformes (valeurs extrêmes détectées grâce à un examen sur les graphiques en boîte à moustaches : plus de 1,5 fois la différence entre le premier quartile et le troisième quartile) ; l'indicateur est étalonné de nouveau sur la base des retours du terrain (Figure ci-après). Si les valeurs nulles sont surreprésentées lors de l'examen de la gamme et de la distribution des valeurs obtenues sur les sites tests pour un paramètre (par ex. nombreux sites tests où la densité de fossés = 0 km/ha) ; alors il y a lieu d'exclure ces valeurs nulles de l'examen pour identifier la valeur extrême supérieure sur laquelle l'indicateur sera de nouveau étalonné.

<figure><img src="image_46.png" /></figure>

**Figure 33 :** Représentation fictive de la distribution des mesures réalisées sur un paramètre (Q1 : premier quartile – Q2 : deuxième quartile – Q3 : troisième quartile). La valeur de l'indicateur sera de 0 quand la mesure sur le paramètre est de 0. La valeur de l'indicateur sera de 1 quand la mesure sur le paramètre sera $\ge$ 0,083. La valeur de l'indicateur variera entre 0 et 1 quand la mesure sur le paramètre sera comprise entre [0 – 0,083].

Ces corrections sont surtout nécessaires pour les indicateurs dont les valeurs maximale et minimale mesurables sur le paramètre ne sont pas connues a priori (cas 3 section VI.1.3.3). **Ces règles de réétalonnage sont des règles générales. Ce réétalonnage reste toutefois à l'appréciation des**
auteurs qui conçoivent l'indicateur. Dans tous les cas, ils doivent alors clairement mentionner
comment est étalonné l'indicateur.

3. Vérifier la non redondance des indicateurs entre eux (multi colinéarité)

Il s'agit de vérifier les corrélations statistiquement significatives entre un indicateur et d'autres indicateurs. Par exemple, dans les prototypes d'indicateurs, un indicateur était basé sur les habitats EUNIS niveau 1 et le second sur les habitats EUNIS niveau 2. Des corrélations statistiquement significatives (et avec un coefficient de corrélation supérieur à 0,8) ont été détectées entre ces indicateurs. Si la corrélation est statistiquement significative entre plusieurs indicateurs avec un coefficient de corrélation élevé et qu'ils ont la même influence sur une ou plusieurs fonctions alors il faut envisager de ne garder qu'un indicateur. Le choix entre l'indicateur à conserver et celui à éliminer se fait sur dire d'experts. Une autre solution peut être de conserver les deux indicateurs, mais en mentionnant clairement cette corrélation afin d'améliorer la transparence de la méthode et les conditions pour interpréter les résultats, conformément à ce qui a été fait lors du développement de la CRAM par Stein et al. (2009).

4. Vérifier la corrélation de l'indicateur avec des suivis plus approfondis

Idéalement, le test de l'indicateur devrait inclure la validation de ses informations grâce à des modélisations (voir Bockstaller et Girardin 2003), des expérimentations ou des suivis biogéochimiques, hydrologiques ou écologiques approfondis. Durant les phases de tests, la corrélation entre les indicateurs de la méthode et ceux basés sur des données plus approfondies acquises dans le cadre du programme de suivi des zones humides RhoMéO (Collectif RhoMéO 2014) a été étudiée. Il a été démontré qu'il existait une relation significative entre des indicateurs de la méthode et des indicateurs RhoMéO caractérisant les fonctions hydrologiques de la zone humide. De même pour les indicateurs caractérisant le degré d'anthropisation de l'environnement du site. En revanche, certains indicateurs de la fonction d'accomplissement du cycle biologique des espèces n'étaient pas pertinents et ont donc été corrigés (introduction de nouveaux indicateurs pour cette fonction et réétalonnage). Aucune donnée issue des suivis biogéochimiques n'était disponible pour les zones humides du programme RhoMéO retenus pour les tests, les indicateurs pour ces fonctions n'ont donc pas pu être testés (Buelhoff et Jaymond 2015).

5. Vérifier le respect des impératifs énoncés pour appliquer la méthode

Il s'agit de vérifier que les impératifs opérationnels pour appliquer la méthode sont bien respectés (section I.6). Des corrections ont pu être faites sur la base des retours des tests de 2014 et 2015. Les quelques tests réalisés avec plusieurs observateurs indépendants sur un même site durant les tests de 2015, ont permis d'identifier quelques mesures sur lesquelles il convient d'insister durant la formation ainsi que les précautions à prendre pour relever les informations afin de réduire au maximum un biais lié à l'observateur.
VI.1.3.6. Version finale de l'indicateur

Une version finale de l'indicateur est proposée. Un nom le plus évocateur possible est donné à l'indicateur de telle sorte qu'il évoque facilement le paramètre dont il dépend et l'influence de sa variation sur l'intensité des sous-fonctions.

L'indicateur pourra éventuellement être mis à jour ou corrigé si des retours provenant du terrain et/ou des travaux scientifiques le justifient à l'avenir.
### VI.1.4. Présentation des indicateurs

Le croisement entre bibliographie et impératifs opérationnels a permis d'identifier 17 indicateurs dans l'environnement du site et 35 dans le site. Ils sont synthétisés sur les Figures ci-après. Concernant les indicateurs, plusieurs points importants sont à noter :

* certains indicateurs sont spécifiques à un type de zones humides. Par ex. des indicateurs ne sont renseignés que dans les sites alluviaux ;

* un paramètre peut servir à calculer plusieurs indicateurs (étalonnage différent selon la sous-fonction). Par ex. sur le paramètre « habitats EUNIS niveau 3 », plusieurs mesures sont réalisées (nombre d'habitats, part de chaque habitat...) et plusieurs indicateurs sont calculés. Il y a donc plus d'indicateurs que de paramètres ;

* une mesure sur un paramètre peut être favorable à une sous-fonction mais défavorable à une autre, justifiant un indicateur par sous-fonction. Par ex. une même valeur de pH est favorable à l'adsorption/précipitation du phosphore, alors qu'elle est défavorable à l'assimilation végétale du phosphore ;

* certains indicateurs ne peuvent pas être systématiquement renseignés. C'est le cas des indicateurs se rapportant au sol (par ex. impossible de réaliser des sondages dans tout le site), aux invasions biologiques végétales (méconnaissance de l'emprise des espèces végétales associées à des invasions biologiques en croissance végétative) ou au couvert végétal (méconnaissance de l'existence de pratiques comme la fauche ou le pâturage) ;

* l'impact du projet d'aménagement ou l'effet des actions écologiques peuvent influencer directement ou indirectement la valeur des paramètres. Par ex. la végétalisation d'une parcelle a un effet direct sur l'indicateur « végétalisation du site », mais un changement de pratiques agricoles fait progresser la teneur en matière organique dans le sol sur le long terme, avec un effet indirect sur l'indicateur « épisolum humifère ».

Comparé à la version 1 de la méthode, il est à noter les principales informations suivantes concernant les indicateurs de cette version 2 :

* des indicateurs ont été supprimés (Tableau ci-après) et d'autres indicateurs ajoutés. L'objectif était d'inclure d'autres indicateurs dans la version 2, pour améliorer la compréhension des fonctions d'une zone humide par les observateurs sans étendre excessivement le tableau de bord fourni avec la méthode ;

* des indicateurs ont été réétalonnés. L'objectif était d'améliorer l'évaluation des fonctions des zones humides en se rapprochant des conditions pratiques dans lesquelles la méthode est mobilisée et/ou en tenant compte de références bibliographiques supplémentaires. Ces réétalonnages sont expliqués dans la section « Motifs justifiant un réétalonnage de l'indicateur par rapport à celui de la version 1 de la méthode » de l'encadré associé à chaque indicateur réétalonné ;

* des indicateurs ont été renommés. L'objectif était d'améliorer leur compréhension par les observateurs.
<table><caption>**Tableau 4 :** Indicateurs présents dans la version 1 de la méthode, et absents dans la version 2.</caption><thead><tr><td>Indicateurs</td><td>Motif de suppression</td></tr></thead><tbody><tr><td>« Végétalisation des fossés et fossés profonds »</td><td>Conception non satisfaisante, il se rapportait à un linéaire de fossé et non pas à une étendue surfacique comme l'essentiel des autres indicateurs.</td></tr><tr><td>« Traits d'hydromorphie »</td><td>Séparé en deux indicateurs distincts désormais, pour mieux appréhender des effets variables des conditions d'engorgement indiquées par les traits d'hydromorphie selon les fonctions.</td></tr><tr><td>« Richesse des grands habitats »</td><td>Il donnait une information sur la richesse et l'équipartition des milieux EUNIS niveau 1, qui était complémentaire à d'autres indicateurs sur la richesse et l'équipartition des habitats EUNIS niveau 3. Les utilisateurs ont fait part du besoin d'autres indicateurs sur les habitats en plus. Afin de restreindre le nombre d'indicateurs dans la version 2, ces indicateurs ont été supprimés.</td></tr><tr><td>« Équipartition des grands habitats »</td><td></td></tr><tr><td>« Proximité des habitats »</td><td>Les utilisateurs ont fait part de difficulté significative pour le mesurer et il a donc été supprimé.</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th rowspan="2">INDICATEUR</th><th colspan="2">Relation entre indicateur et fonctions</th><th rowspan="2">Atténuation du débit de crue<sup>27</sup></th><th rowspan="2">Ralentissement des ruissellements</th><th rowspan="2">Recharge des nappes</th><th rowspan="2">Rétention des sédiments</th><th rowspan="2">Soutien au débit d'étiage<sup>28</sup></th><th rowspan="2">Dénitrification</th><th rowspan="2">Assimilation végétale de l'azote</th><th rowspan="2">Adsorption, précipitation du phosphore</th><th rowspan="2">Assimilation végétale des orthophosphates</th><th rowspan="2">Séquestration du carbone</th><th rowspan="2">Support des habitats</th><th rowspan="2">Connexion des habitats</th></tr><tr><th>Valeur faible de l'indicateur</th><th>Valeur élevée de l'indicateur</th></tr><tr><th></th><th colspan="2">Fonction réduite</th><th colspan="2">Fonction importante</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="15"><strong>Le couvert végétal</strong></td></tr><tr><td>Végétalisation du site</td><td colspan="14">Un couvert végétal permanent capte, stabilise les sédiments et réduit le lessivage des nutriments.</td></tr><tr><td>Assimilation N et P renommé</td><td colspan="14">Les couverts herbacés avec des pratiques agricoles (fauche, pâture, moisson...), arbustifs ou arborés assimilent plus de nutriments que les couverts clairsemés, muscinaux ou herbacés sans pratique agricole.</td></tr><tr><td>Séquestration C renommé</td><td colspan="14">Un couvert ligneux et une biomasse végétale importante stockent plus de carbone. Les pratiques agricoles stimulent cette fonction dans un couvert herbacé.</td></tr><tr><td>Surface terrière carbone nouveau</td><td colspan="14">Une surface de section des arbres (m²/ha) importante indique une meilleure séquestration du carbone.</td></tr><tr><td>Surface terrière étiage nouveau</td><td colspan="14">Une surface de section des arbres (m²/ha) faible en plateau, source et suintement et dépression limite l'évapotranspiration, ce qui favorise le soutien du débit d'étiage en aval.</td></tr><tr><td>Rugosité du couvert végétal</td><td colspan="14">Un couvert arboré ralentit plus les écoulements, retient plus de sédiments et de nutriments que les couverts arbustifs ; herbacés, clairsemés ou les zones à nu.<br/>indicateur spécifique aux sites alluviaux ou estuariens</td></tr><tr><td colspan="15"><strong>Les systèmes de drainage</strong></td></tr><tr><td>Rareté des rigoles</td><td colspan="14">L'absence de rigoles accroît le temps de séjour des eaux, réduit les flux hydrosédimentaires et de nutriments vers l'aval et la décharge des nappes.</td></tr><tr><td>Rareté des fossés</td><td colspan="14">L'absence de fossés accroît le temps de séjour des eaux, réduit les flux hydrosédimentaires et de nutriments vers l'aval et la décharge des nappes.</td></tr><tr><td>Rareté des fossés profonds</td><td colspan="14">L'absence de fossés profonds accroît le temps de séjour des eaux, réduit les flux hydrosédimentaires et de nutriments vers l'aval et la décharge des nappes.</td></tr><tr><td>Rareté des drains souterrains</td><td colspan="14">L'absence de drains souterrains accroît le temps de séjour des eaux, réduit le lessivage de nutriments et la décharge des nappes.</td></tr><tr><td colspan="15"><strong>L'érosion</strong></td></tr><tr><td>Rareté du ravinement</td><td colspan="14">L'absence de ravines réduit l'évacuation des sédiments et le lessivage de nutriments vers l'aval.</td></tr><tr><td>Végétalisation des berges</td><td colspan="14">La stabilisation des berges par un couvert végétal limite l'évacuation des sédiments et le lessivage de nutriments vers l'aval.</td></tr></tbody></table>

<caption>**Figure 34** : Illustration simplifiée des indicateurs dans le site et des fonctions associées (1/3). Les mentions « nouveau », « renommé » et « recalibré » indiquent respectivement les nouveaux indicateurs, ceux qui ont été renommés et ceux dont les formules de calculs ont été révisées entre la version 1 et la version 2 de la méthode.</caption>

<footnote n="27">27 fonction évaluée qu'en système alluvial, riverain d'étendue d'eau, estuarien, péri-lagunaire, panne dunaire et/ou côtier.</footnote>

<footnote n="28">28 fonction évaluée qu'en système de plateau, source et suintement et dépression.</footnote>
<table><thead><tr><th rowspan="2">INDICATEUR</th><th colspan="2">Relation entre indicateur et fonctions</th><th rowspan="2">Atténuation du débit de crue<sup>27</sup></th><th rowspan="2">Ralentissement des ruissellements</th><th rowspan="2">Recharge des nappes</th><th rowspan="2">Rétenition des sédiments</th><th rowspan="2">Soutien au débit d'étiage<sup>28</sup></th><th colspan="4">Dénitrification</th><th rowspan="2">Support des habitats</th><th rowspan="2">Connexion des habitats</th></tr><tr><th>Valeur faible de l'indicateur</th><th>Valeur élevée de l'indicateur</th><th>Assimilation végétale de l'azote</th><th>Adsorption, précipitation du phosphore</th><th>Assimilation végétale des orthophosphates</th><th>Séquestration du carbone</th></tr><tr><th colspan="13">Le sol</th></tr></thead><tbody><tr><td>pH neutre renommé</td><td colspan="12">Un pH [6-7] favorise l'assimilation végétale du phosphore, car cet élément est alors plus disponible pour la végétation dans le sol.</td></tr><tr><td>pH acide-alcalin renommé</td><td colspan="12">Un pH acide ou basique favorise la fixation du phosphore dans le sol.</td></tr><tr><td>Matière organique incorporée en surface</td><td colspan="12">Un épisolum humifère épais (matière organique) fixe les sédiments, favorise la rétention de l'eau, fournit du carbone pour dénitrifier et indique la séquestration de carbone.</td></tr><tr><td>Matière organique enfouie</td><td colspan="12">Un épisolum humifère enfoui épais (matière organique) favorise la rétention de l'eau, fournit du carbone pour dénitrifier et indique la séquestration de carbone.</td></tr><tr><td>Tourbe en surface</td><td colspan="12">Une tourbe (horizon histique) épaisse et peu décomposée indique une décomposition faible de la matière organique, favorable à la séquestration du carbone.</td></tr><tr><td>Tourbe enfouie</td><td colspan="12">Une tourbe enfouie (horizon histique) épaisse et peu décomposée indique une décomposition faible de la matière organique, favorable à la séquestration du carbone.</td></tr><tr><td>Texture en surface 1</td><td colspan="12">En surface [0-30 cm], les textures fines (argileuses) ou grossières (sableuses) sont plus cohésives ou plus lourdes que les limons ; et donc moins sensibles à l'érosion.</td></tr><tr><td>Texture en surface 2</td><td colspan="12">En surface [0-30 cm], une texture fine (argileuse) offre plus de surfaces de contact entre particules pour les organismes qui dénitrifient, ce qui favorise cette fonction.</td></tr><tr><td>Texture en profondeur</td><td colspan="12">En profondeur [30-120 cm], une texture fine (argileuse) offre plus de surfaces de contact entre particules pour les organismes qui dénitrifient, ce qui favorise cette fonction.</td></tr><tr><td>Conductivité hydraulique en surface</td><td colspan="12">En surface [0-30 cm], une texture grossière (sableuse) favorise une infiltration plus efficace des écoulements.</td></tr><tr><td>Conductivité hydraulique en profondeur</td><td colspan="12">En profondeur [30-120 cm], une texture grossière (sableuse) favorise une infiltration plus efficace des écoulements.</td></tr><tr><td>Engorgement permanent nouveau</td><td colspan="12">Un engorgement permanent en surface défavorise la dénitrification mais favorise la séquestration du carbone.</td></tr><tr><td>Engorgement temporaire nouveau</td><td colspan="12">Un engorgement temporaire en surface favorise la dénitrification.</td></tr></tbody></table>

**Figure 35** : Illustration simplifiée des indicateurs dans le site et des fonctions associées (2/3). Les mentions « nouveau », « renommé » et « recalibré » indiquent respectivement les nouveaux indicateurs, ceux qui ont été renommés et ceux dont les formules de calculs ont été révisées entre la version 1 et la version 2 de la méthode.
<table><caption>**Figure 36 :** Illustration simplifiée des indicateurs dans le site et des fonctions associées (3/3). Les mentions « nouveau », « renommé » et « recalibré » indiquent respectivement les nouveaux indicateurs, ceux qui ont été renommés et ceux dont les formules de calculs ont été révisées entre la version 1 et la version 2 de la méthode.</caption><thead><tr><th rowspan="2">INDICATEUR</th><th colspan="2">Relation entre indicateur et fonctions</th><th rowspan="2">Atténuation du débit de crue<sup>27</sup></th><th rowspan="2">Ralentissement des ruissellements</th><th rowspan="2">Recharge des nappes</th><th rowspan="2">Réten tion des sédiments</th><th rowspan="2">Soutien au débit d'étiage<sup>28</sup></th><th rowspan="2">Dénitrification</th><th rowspan="2">Assimilation végétale de l'azote</th><th rowspan="2">Adsorption, précipitation du phosphore</th><th rowspan="2">Assimilation végétale des orthophosphates</th><th rowspan="2">Séquestration du carbone</th><th rowspan="2">Support des habitats</th><th rowspan="2">Connexion des habitats</th></tr><tr><th>Valeur faible de l'indicateur</th><th>Valeur élevée de l'indicateur</th></tr><tr><th></th><th colspan="2">Fonction réduite</th><th colspan="2">Fonction importante</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="15"><strong>Les habitats</strong></td></tr><tr><td>Richesse en habitats renommé, recalibré</td><td colspan="2">Un grand nombre d'habitats indique des conditions favorables à l'accueil d'une faune et d'une flore variée.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Équipartition des habitats</td><td colspan="2">Une répartition équilibrée des habitats indique des conditions favorables à l'accueil de la faune et de la flore inféodées à chacun.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Habitats hygrophiles nouveau</td><td colspan="2">Une forte emprise d'habitats hygrophiles indique des conditions favorables à la faune et à la flore inféodées aux zones humides engorgées pendant de longues périodes.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Habitats non hygrophiles nouveau</td><td colspan="2">Une forte emprise d'habitats non hygrophiles indique des conditions favorables à la faune et à la flore inféodées aux zones humides engorgées pendant de courtes périodes.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Habitats halophiles nouveau</td><td colspan="2">Une forte emprise d'habitats halophiles indique des conditions favorables à la faune et à la flore inféodées aux zones humides salées ou saumâtres.<br>indicateur spécifique aux sites estuariens, côtiers, de pannes dunaires ou péri-lagunaires</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Habitats non halophiles nouveau</td><td colspan="2">Une faible emprise d'habitats halophiles indique des conditions favorables à l'assimilation végétale de l'azote, à la réten tion des sédiments et à la faune et la flore inféodées aux zones humides ni salées ni saumâtres.<br>indicateur spécifique aux sites estuariens, côtiers, de pannes dunaires ou péri-lagunaires</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Rareté de l'anthropisation de l'habitat recalibré</td><td colspan="2">L'absence d'activités anthropiques intensives favorise l'accueil de la faune et de la flore.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Rareté des invasions biologiques végétales recalibré</td><td colspan="2">Une faible emprise d'espèces végétales associées à des invasions biologiques favorise l'accueil de la faune et de la flore autochtones.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Rareté de la fragmentation renommé</td><td colspan="2">La faible fragmentation d'un habitat indique des conditions favorables à l'accueil de la faune et de la flore inféodées à celui-ci.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Similarité avec le paysage</td><td colspan="2">Une forte ressemblance entre les milieux dans le site et dans le paysage favorise les connexions entre habitats.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>
<table><caption>**Figure 37 :** Illustration simplifiée des indicateurs dans l'environnement du site et des fonctions associées (1/2). Les mentions « nouveau », « renommé » et « recalibré » indiquent respectivement les nouveaux indicateurs, ceux qui ont été renommés et ceux dont les formules de calculs ont été révisées entre la version 1 et la version 2 de la méthode.</caption><thead><tr><th rowspan="2">INDICATEUR</th><th colspan="2">Relation entre indicateur et fonctions</th><th rowspan="2">Atténuation du débit de crue<sup>27</sup></th><th rowspan="2">Ralentissement des ruissellements</th><th rowspan="2">Recharge des nappes</th><th rowspan="2">Rétention des sédiments</th><th rowspan="2">Soutien au débit d'étage<sup>28</sup></th><th rowspan="2">Dénitrification</th><th rowspan="2">Assimilation végétale de l'azote</th><th rowspan="2">Adsorption, précipitation du phosphore</th><th rowspan="2">Assimilation végétale des orthophosphates</th><th rowspan="2">Séquestration du carbone</th><th rowspan="2">Support des habitats</th><th rowspan="2">Connexion des habitats</th></tr><tr><th>Valeur faible de l'indicateur</th><th>Valeur élevée de l'indicateur</th></tr><tr><th></th><th colspan="2">Fonction réduite</th><th colspan="2">Fonction importante</th><th colspan="2"></th><th colspan="2"></th><th colspan="2"></th><th colspan="2"></th><th colspan="2"></th></tr></thead><tbody><tr><th colspan="16">La zone contributive</th></tr><tr><td>Surfaces cultivées</td><td colspan="2">De grandes surfaces cultivées favorisent les apports de sédiments et de nutriments ; soulignant l'intérêt du site pour retenir les sédiments, dénitrifier, assimiler l'azote, le phosphore...</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Surfaces enherbées</td><td colspan="2">De grandes surfaces enherbées favorisent les apports de nutriments ; soulignant l'intérêt du site pour retenir les sédiments, dénitrifier, assimiler l'azote, le phosphore...</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Surfaces construites</td><td colspan="2">De grandes surfaces construites favorisent l'apport de sédiments, de nutriments ; soulignant l'intérêt du site pour retenir les sédiments, dénitrifier, assimiler l'azote, le phosphore...</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Infrastructures de transport</td><td colspan="2">Une grande densité d'infrastructures favorise l'apport de sédiments ; soulignant l'intérêt du site pour retenir les sédiments.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Écoulement retardé nouveau</td><td colspan="2">Moins le réseau hydrographique est dense, plus les écoulements vers l'aval sont lents ; soulignant l'intérêt du site pour réaliser les fonctions hydrologiques.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Exposition aux crues nouveau</td><td colspan="2">Plus la zone contributive a une forme sphérique, plus la concentration des écoulements vers l'aval est rapide ; soulignant l'intérêt du site pour réaliser les fonctions hydrologiques.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td colspan="16">Le cours d'eau</td></tr><tr><td>Sinuosité du cours d'eau</td><td colspan="2">Plus le cours d'eau est sinuex, plus le site est exposé à des écoulements lents dans la plaine durant les submersions, ce qui favorise les fonctions hydrologiques dans le site.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Proximité au lit mineur</td><td colspan="2">Plus le site est proche du cours d'eau, plus il est exposé aux submersions ; favorisant les fonctions hydrologiques.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Incision du lit mineur</td><td colspan="2">Moins le cours d'eau est incisé, moins il contribue à décharger les nappes adjacentes et plus le site est exposé aux submersions ; favorisant les fonctions hydrologiques.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th rowspan="2">INDICATEUR</th><th colspan="2">Relation entre indicateur et fonctions</th><th rowspan="2">Atténuation du débit de crue<sup>27</sup></th><th rowspan="2">Ralentissement des ruissements</th><th rowspan="2">Recharge des nappes</th><th rowspan="2">Rétention des sédiments</th><th rowspan="2">Soutien au débit d'étage<sup>28</sup></th><th rowspan="2">Dénitrification</th><th rowspan="2">Assimilation végétale de l'azote</th><th rowspan="2">Adsorption, précipitation du phosphore</th><th rowspan="2">Assimilation végétale des orthophosphates</th><th rowspan="2">Séquestration du carbone</th><th rowspan="2">Support des habitats</th><th rowspan="2">Connexion des habitats</th></tr></thead><tbody><tr><td colspan="14" style="text-align: left; font-weight: bold;">Le paysage</td></tr><tr><td>Richesse en milieux renommé et recalibré</td><td>Un grand nombre de milieux naturels dans le paysage favorise la présence de communautés variées ; soulignant l'intérêt du site pour accueillir la faune et la flore.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Équipartition des milieux renommé et recalibré</td><td>Une grande diversité de milieux naturels dans le paysage favorise la présence de communautés variées ; soulignant l'intérêt du site pour accueillir la faune et la flore.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Corridors boisés</td><td>Une forte densité de corridors boisés dans le paysage favorise les connexions entre habitats et les déplacements des individus ; soulignant l'intérêt du site pour accueillir la faune et la flore.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Corridors aquatiques permanents</td><td>Une forte densité de corridors aquatiques permanents dans le paysage favorise les connexions entre habitats et les déplacements des individus ; soulignant l'intérêt du site pour accueillir la faune et la flore.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Corridors aquatiques temporaires</td><td>Une forte densité de corridors aquatiques temporaires dans le paysage favorise les connexions entre habitats et les déplacements des individus ; soulignant l'intérêt du site pour accueillir la faune et la flore.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Rareté des grandes infrastructures de transport</td><td>Une faible densité de grandes infrastructures de transport dans le paysage favorise les connexions entre habitats et les déplacements des individus ; soulignant l'intérêt du site pour accueillir la faune et la flore.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Rareté des petites infrastructures de transport</td><td>Une faible densité de petites infrastructures de transport dans le paysage favorise les connexions entre habitats et les déplacements des individus ; soulignant l'intérêt du site pour accueillir la faune et la flore.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Rareté de l'anthropisation des milieux nouveau</td><td>De faibles perturbations anthropiques dans le paysage favorisent l'accueil de la biodiversité ; soulignant l'intérêt du site pour accueillir la faune et la flore.</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td></tr></tbody></table>

**Figure 38 :** Illustration simplifiée des indicateurs dans l'environnement du site et des fonctions associées (2/2). Les mentions « nouveau », « renommé » et « recalibré » indiquent respectivement les nouveaux indicateurs, ceux qui ont été renommés et ceux dont les formules de calculs ont été révisées entre la version 1 et la version 2 de la méthode.
VI.1.4.1. Indicateurs dans la zone contributive

1. « Surfaces cultivées », « Surfaces enherbées », « Surfaces construites », « Infrastructures de transport », « Écoulement retardé » et « Exposition aux crues »

Remarque : la bibliographie sur les apports de nutriments et de sédiments issus des activités anthropiques porte surtout sur les apports réalisés sur les bassins versants, diffusés ensuite vers les cours d'eau. En effet, la bibliographie semble plus abondante à ce sujet et on peut supposer que leur diffusion vers les zones humides est relativement similaire ; puisqu'elles constituent des interfaces couramment traversées lors du transfert des nutriments et des sédiments depuis les bassins versants vers les cours d'eau.

Principales activités anthropiques à l'origine d'apports de sédiments et de nutriments

Les principaux types de pollutions diffuses dans les eaux de surface proviendraient en premier lieu des nutriments (par ex. azote, phosphore), des sédiments et des pathogènes d'origine agricole puis en second lieu des écoulements urbains ou de l'activité minière (Baker 1992). Sur les terres agricoles, les rejets issus notamment de l'élevage sont souvent supérieurs à la capacité de rétention (NRC 1993 dans Carpenter et al. 1998). Les excédents s'écoulent, s'infiltrent, ou peuvent pour certains être diffusés vers l'atmosphère. Les nutriments apportés par la fertilisation ne sont donc pas tous assimilés par les cultures et les productions agricoles. L'excès génère un surplus qui est la cause des pollutions non ponctuelles agricoles (Carpenter et al. 1998) qui s'écoulent par ruissellement vers les cours d'eau et par lixiviation ou lessivage vers les nappes. Généralement, les forêts et les prairies dans les bassins versants peuvent limiter les pertes d'azote, alors que les zones urbaines et cultivées sont associées à une forte émission d'azote (Zhang et Huang 2011). Zhang et Huang (2011) attribuent donc les plus forts coefficients d'exportation d'azote par ordre décroissant aux zones urbaines, aux terres agricoles, aux zones broussailleuses-prairiales puis aux forêts. Dans sa méthode pour évaluer les sources de pollution non diffuses sur les bassins versants, Munafò et al. (2005) attribuent sur dire d'experts des coefficients par type d'occupation du sol selon leur potentiel d'émission de pollution non ponctuelle. Les zones construites et intensivement cultivées ont les plus forts coefficients et les zones naturelles ou non altérées ont les coefficients les plus faibles. **En général, les principales pressions anthropiques à l'origine d'apports excessifs de nutriments et de sédiments diffusés ensuite vers l'aval sont donc les activités agricoles intensives et les activités domestiques et industrielles.**

Dans les eaux de surface, les apports chimiques sont classés comme des apports ponctuels ou des apports non ponctuels (diffus). **Les apports ponctuels comme les rejets d'eaux usées sont souvent continus, assez constants dans le temps et mesurables à un emplacement précis.** Les apports urbains sous cette forme (par ex. rejets des eaux usées, rejets industriels) sont significatifs dans les eaux de surface. **Les apports non ponctuels ou diffus comme ceux provenant des zones de construction, des fertilisants, des déchets organiques... peuvent être continus mais ils restent souvent intermittents et associés à des évènements irréguliers (par ex. pratiques agricoles, constructions importantes, fortes précipitations).** Ils sont transportés sur de vastes distances en surface ou en profondeur jusqu'aux eaux libres. C'est ainsi que par exemple des apports significatifs de phosphore et d'azote parviennent dans les eaux de surface sous forme d'apports non ponctuels. Ils sont particulièrement difficiles à mesurer et à réguler (Carpenter et al. 1998).
## Propriétés de ces pressions anthropiques

Globalement, la source des apports d'azote et de phosphore est la même : les fertilisants sur les terres agricoles ou les pelouses, l'épandage de déchets d'élevages, les eaux usées domestiques,... L'importance de ces apports varie selon la région et les pratiques (Wenger 1999). **La plus grande part de composés azotés diffusés par les terres agricoles est sous la forme de nitrates qui peuvent ensuite être assimilés, transformés ou éliminés dans les zones humides et les cours d'eau (Cooper 1990 dans Hickey et Doran 2004). Les principales sources de phosphore sont quant à elles les apports agricoles, urbains et les rejets industriels, lorsque ces derniers sont peu ou pas traités en station d'épuration (Oraison et al. 2011). Ces apports sont déterminants pour que la zone humide retienne et/ou transforme effectivement l'azote et le phosphore. Plus ils sont importants, plus les fonctions liées au cycle de l'azote et du phosphore pourront s'exercer. Soulignons toutefois que d'autres facteurs que les apports sont importants pour déterminer l'intensité des fonctions associées à ces nutriments dans une zone humide (par ex. hydromorphie, matière organique, texture du sol, température pour dénitrifier les nitrates) (Weitz et al. 2001, Florinsky et al. 2004, Hill et Cardaci 2004, Curie 2006).

Les zones pourvoyeuses de sédiments sur les terres hautes sont en premier lieu les cultures et les zones dont le sol est exposé et remanié (par ex. zones de construction, chemins d'exploitation forestière) (Crosson 1995 dans Blann et al. 2009). Les constructions peuvent être des pourvoyeuses très importantes en sédiments (Wenger 1999). Dans les écosystèmes fluviaux, le déversement de nutriments et de sédiments s'est considérablement accru du fait de l'augmentation des sources de pollution diffuses issues des fertilisants dans les cultures, de la plus forte concentration de déchets issus des élevages et des changements d'utilisation des terres qui favorisent l'érosion (voir Jordan et al. 2003).

Bien que l'occupation du sol affecte le devenir et l'émission de pollution non diffuse vers les hydrosystèmes, il convient de noter que beaucoup d'autres paramètres peuvent intervenir (voir Shen et al. 2010). La pédologie, le climat, la topographie et l'hydrologie sont à l'origine d'une forte variabilité spatio-temporelle de la concentration des nutriments dans les écoulements (Cherry et al. 2008 dans Zhang et Huang 2011). Ainsi, l'appréciation de l'occupation du sol permet d'estimer les apports potentiels d'azote, de phosphore et de sédiments vers les réseaux hydrographiques, mais d'autres paramètres peuvent être pris en compte pour une meilleure compréhension de leur diffusion.

Les activités anthropiques dans la zone contributive ont une influence majeure sur les apports d'azote, de phosphore et de sédiments dans le site. Dans le cadre de cette méthode, les apports de nutriments et/ou de sédiments dans la zone contributive sont évalués en décrivant les modes d'occupation du sol qui peuvent vraisemblablement refléter la quantité et le type d'apports dans le site. Décrire ces modes d'occupation du sol indépendamment les uns des autres permet d'identifier la contribution de chaque type de pressions anthropiques et d'éviter de les globaliser dans un seul indicateur puisqu'ils ne sont vraisemblablement pas équivalents. Ainsi, quatre modes d'occupation du sol qui reflètent des pressions anthropiques et donc des apports de nutriments et/ou de sédiments vers le site sont décrits : (1) les surfaces cultivées, (2) les surfaces enherbées (prairies exploitées par l'agriculture), (3) les surfaces construites et (4) les infrastructures de transport.

Il est considéré qu'en général plus les surfaces cultivées, enherbées et construites sont importantes, plus les conditions sont vraisemblablement favorables aux apports de composés azotés et de
phosphore dans le site ; augmentant l'opportunité de réaliser les fonctions associées au cycle de l'azote et du phosphore. Concernant les sédiments, plus les surfaces cultivées, les surfaces construites et les infrastructures de transport sont importantes, plus les apports sont vraisemblablement importants dans le site ; augmentant l'opportunité de retenir des sédiments dans le site (Encadrés ci-après).
## Encadré 5 : « Surfaces cultivées »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les surfaces considérées comme cultivées dans cette méthode ; soit les codes 1 - blé tendre, 2 - maïs grain et ensilage, 3 - orge, 4 - autres céréales, 5 - colza, 6 - tournesol, 7 - autres oléagineux, 8 - protéagineux, 9 - plantes à fibres, 10 - semences, 14 - riz, 15 - légumineuses à grains, 16 - fourrage, 20 - vergers, 21 - vignes, 22 - fruits à coque, 23 - oliviers, 24 - autres cultures industrielles, 25 - légumes-fleurs, 26 - canne à sucre, 27 - arboriculture du Registre Parcellaire Graphique (RPG) administré par l'Agence de Services et de Paiement (ASP).

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : surfaces ou îlots cultivés sur le fichier RPG le plus récent. Au moment où cette méthode est parue seul le RPG de 2012 est disponible librement.

Si l'observateur souhaite compléter le RPG (par ex. parcelle non inventoriée dans le RPG), cela est possible. Cela paraît en particulier envisageable sur de petites zones contributives.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans la zone contributive.

**Indicateur** : part relative de la zone contributive occupée par des surfaces cultivées.

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

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI aucune zone contributive n'est délimitée, ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Surfaces cultivées**.

SI une zone contributive est délimitée, ALORS

superficie totale des portions de polygones du RPG en cultures

$$ \text{\textbf{Surfaces cultivées}} = \frac{\text{incluses dans la zone contributive en ha}}{\text{superficie de la zone contributive en ha}} $$

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est l'intensité des apports de nutriments et de sédiments associés aux surfaces cultivées dans la zone contributive ?

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

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, la part de la zone contributive occupée par des cultures croît, l'intensité des apports de sédiments, de nitrates et de composés associés au phosphore croît et l'opportunité pour le site de recevoir des sédiments et des composés associés à l'azote et au phosphore en provenance de la zone contributive est plus importante.

Comme limite, on peut mentionner notamment que cet indicateur ne tient pas compte de la proximité des pratiques agricoles avec le site. Il ne tient pas compte de l'effet tampon des autres écosystèmes traversés par ces flux avant qu'ils parviennent au site (par ex. autres zones humides entre le site et les surfaces cultivées) et il ne distingue pas les pratiques agricoles particulières qui pourraient limiter les apports vers le site (par ex. agriculture raisonnée, agriculture biologique) comparé à d'autres pratiques plus intensives.

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

<figure><img src="image_47.png" /></figure>
## Encadré 6 : « Surfaces enherbées »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les surfaces considérées comme enherbées dans cette méthode, le plus souvent avec un couvert végétal dense ; soit les codes 11 - gel, 12 - gel industriel, 13 - autres gels, 17 - estives landes, 18 - prairies permanentes, 19 - prairies temporaires du Registre Parcellaire Graphique (RPG) administré par l'Agence de Services et de Paiement (ASP).

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : surfaces ou îlots cultivés sur le fichier RPG le plus récent. Au moment où cette méthode est parue seul le RPG de 2012 est disponible librement.

Si l'observateur souhaite compléter le RPG (par ex. parcelle non inventoriée dans le RPG), cela est possible. Cela paraît en particulier envisageable sur de petites zones contributives.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans la zone contributive.

**Indicateur** : part relative de la zone contributive occupée par des surfaces enherbées.

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

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI aucune zone contributive n'est délimitée, ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Surfaces enherbées**.

SI une zone contributive est délimitée, ALORS

superficie totale des portions de polygones du RPG enherbées

$$ \text{\textbf{Surfaces enherbées}} = \frac{\text{\textbf{incluses dans la zone contributive en ha}}}{\text{\textbf{superficie de la zone contributive en ha}}} $$

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est l'intensité des apports de nutriments associés aux surfaces enherbées dans la zone contributive ?

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

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, la part de la zone contributive occupée par des surfaces enherbées croît, l'intensité des apports de nitrates et de composés associés au phosphore croît et l'opportunité pour le site de recevoir des composés associés à l'azote et au phosphore en provenance de la zone contributive est plus importante.

Comme limite, on peut mentionner notamment que cet indicateur ne tient pas compte de la proximité des pratiques agricoles avec le site. Il ne tient pas compte non plus de l'effet tampon des autres écosystèmes traversés par ces flux avant qu'ils parviennent au site (par ex. autres zones humides entre le site et les surfaces enherbées) et il ne distingue pas les pratiques agricoles particulières qui pourraient limiter les apports vers le site (par ex. agriculture raisonnée, agriculture biologique) comparé à d'autres pratiques plus intensives.

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

<figure><img src="image_48.png" /></figure>
## Encadré 7 : « Surfaces construites »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les surfaces considérées comme construites dans cette méthode, soit les bâtiments sans fonction particulière (par ex. habitations, écoles), à vocation industrielle, commerciale et agricole, avec une fonction mais autres qu'industriels (par ex. sportifs, administratifs) et les équipements sportifs de plein air, conformément à la définition de l'*(Institut National de l'Information Géographique et Forestière 2011)* pour le « BATI_INDIFFERENCIE », « BATI_REMARQUABLE », « BATI_INDUSTRIEL » et « TERRAIN SPORT » dans la BD TOPO®.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : les fichiers « BATI_INDIFFERENCIE », « BATI_REMARQUABLE », « BATI_INDUSTRIEL » et « TERRAIN SPORT » de la BD TOPO®.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans la zone contributive.

**Indicateur** : part relative de la zone contributive occupée par des surfaces construites.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.2 de la section VI.1.3.3. La gamme de variation et la distribution des mesures sur le paramètre est connue sur toute la France métropolitaine avec la superficie des zones bâties dans les fichiers « BATI_INDIFFERENCIE », « BATI_REMARQUABLE », « BATI_INDUSTRIEL » et « TERRAIN SPORT » de la BD TOPO® de 2012.

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

Un maillage de 10 x 10 km (n = 5 859 mailles) est appliqué sur la France métropolitaine. Un échantillonnage aléatoire de 500 mailles parmi ces 5 859 mailles a été réalisé. La superficie des surfaces construites a été calculée sur ces 500 mailles.

La Figure ci-dessous représente la distribution de la part relative des zones bâties (c'est-à-dire la superficie des surfaces construites en ha / superficie de la maille en ha) dans les 500 mailles. Le premier quartile est de 0,004, la médiane est de 0,006 et le troisième quartile de 0,010. La valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 x étendue interquartile) est de 0,020 avec 54 mailles ayant une part relative de surfaces construites dans leur zone contributive supérieure à cette valeur (valeurs atypiques).

<figure><img src="image_49.png" /></figure>

**Figure 39** : Part relative de surfaces construites en France métropolitaine d'après la BD TOPO® de 2012 sur des mailles de 10 km × 10 km (n = 500 mailles).

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI aucune zone contributive n'est délimitée, ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Surfaces construites**.

SI une zone contributive est délimitée, ALORS la valeur de l'indicateur est de 0 lorsque la part relative de surfaces construites dans la zone contributive est égale à 0 (c'est-à-dire qu'il n'y aucune zone bâtie dans la zone contributive). La valeur de l'indicateur augmente avec l'accroissement de la part relative de surfaces construites. La valeur de l'indicateur est de 1 lorsque la part relative de surfaces construites dans la zone contributive atteint la valeur extrême supérieure des parts relatives de surfaces construites calculées sur 500
mailles, soit la valeur de 0,020. La part relative des surfaces construites dans la zone contributive est donc multipliée par 1 / 0,020050662 = 49,873665. Dans des cas exceptionnels où la part relative des surfaces construites dans la zone contributive est ≥ 0,020, le résultat du calcul est corrigé à une valeur de 1.

SI la part relative des surfaces construites dans la zone contributive est ≥ 0,020, ALORS
**Surfaces construites** = 1.

SI la part relative des surfaces construites dans la zone contributive est < 0,020, ALORS

$$
\text{\textbf{Surfaces construites}} = \frac{\text{superficie totale des portions de surfaces construites incluses dans la zone contributive en ha} \times 49,873665}{\text{superficie de la zone contributive en ha}}
$$

Question à laquelle répond l'indicateur : quelle est l'intensité des apports de nutriments et de sédiments associés aux surfaces construites dans la zone contributive ?

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

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, la proportion de la zone contributive occupée par des surfaces construites croît, l'intensité des apports de sédiments, de nitrates et de composés associés au phosphore croît et l'opportunité pour le site de recevoir des sédiments, des composés associés à l'azote et au phosphore en provenance de la zone contributive est plus importante.

Comme limite, on peut mentionner que cet indicateur ne tient pas compte de la dérivation possible des apports via des réseaux d'assainissement qui peuvent parfois diriger les apports hors de la zone contributive.

Il ne tient pas compte non plus de l'efficacité des réseaux de traitements en amont. La valeur de l'indicateur peut dépendre de la mise à jour de la BD TOPO® utilisée. En effet, quand des constructions importantes ont eu lieu dans la zone contributive et qu'elles sont postérieures à la date d'émission de la BD TOPO® utilisée par l'observateur, ces nouvelles constructions ne sont pas prises en compte. Par ailleurs, cet indicateur se base sur une estimation de l'emprise des surfaces construites, mais ne tient pas compte de la juxtaposition des pressions anthropiques sur une même surface (par ex. pressions souvent plus importantes dans les zones urbaines que dans les zones péri-urbaines ou rurales pour une même superficie de bâti).

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

<figure><img src="image_50.png" /></figure>
## Encadré 8 : « Infrastructures de transport »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les infrastructures de transport, soit principalement les voies ferrées, autoroutes, routes nationales, départementales et communales.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : les fichiers « TRONCON Voye Ferree », « route primaire » et « route secondaire » de la BD TOPO®.

En cas de doute, l'observateur peut vérifier que des infrastructures de transport correspondant à cette définition ne sont pas absentes de la BD TOPO® avec les SCAN 25®, la BD ORTHO® ou des connaissances de terrain. Lorsque l'observateur utilise la BD TOPO® mais qu'elle lui paraît incomplète (infrastructures non inventoriées dans la BD TOPO®), l'observateur peut donc ajouter celles qui correspondent à la définition du paramètre ci-dessus.

**Où est mesuré le paramètre ?** Dans la zone contributive.

**Indicateur** : densité d'infrastructures de transport dans la zone contributive.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.2 de la section VI.1.3.3. La gamme de variation et la distribution des mesures sur le paramètre est connue sur toute la France métropolitaine avec les linéaires d'infrastructures de transport dans les fichiers « ROUTE_SECONDaire », « ROUTE_PRIMAIRE » et « TRONCON Voye Ferree » de la BD TOPO® de 2012.

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

Un maillage de 10 x 10 km (n = 5 859 mailles) est appliqué sur la France métropolitaine. Un échantillonnage aléatoire de 500 mailles parmi ces 5 859 mailles a été réalisé. Le linéaire des infrastructures de transport a été calculé sur ces 500 mailles.

La figure ci-dessous représente la distribution de la densité des infrastructures de transport (c'est-à-dire le linéaire des infrastructures de transport en km / superficie de la maille en ha) dans les 500 mailles. Le premier quartile est de 0,022 km/ha, la médiane est de 0,028 km/ha et le troisième quartile de 0,037 km/ha. La valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 x étendue interquartile) est de 0,057 km/ha avec 38 mailles ayant une densité d'infrastructures de transport supérieure à cette valeur (valeurs atypiques).

<figure><img src="image_51.png" /></figure>

**Figure 40** : Densité des infrastructures de transport (km/ha) en France métropolitaine d'après la BD TOPO® de 2012 sur des mailles de 10 km × 10 km (n = 500 mailles).

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI aucune zone contributive n'est délimitée, ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Infrastructures de transport**.

SI une zone contributive est délimitée, ALORS la valeur de l'indicateur sera de 0 lorsque la densité des infrastructures de transport sera de 0 km/ha. La valeur de l'indicateur augmentera avec l'augmentation de la densité des infrastructures de transport. La valeur de l'indicateur sera de 1 lorsque la densité des infrastructures dans la zone contributive atteindra la valeur extrême supérieure des densités d'infrastructures de transport en France métropolitaine, soit la valeur de 0,057 km/ha. La densité des infrastructures dans la
zone contributive est donc multipliée par $1/0,057796733 = 17,302016$. Dans des cas exceptionnels où la densité des infrastructures de transport est $\ge 0,057$ km/ha, le résultat du calcul est corrigé à une valeur de 1.

SI la densité des infrastructures de transport est $\ge 0,057$ km/ha, ALORS Infrastructures de transport = 1.

SI la densité des infrastructures de transport est $< 0,057$ km/ha, ALORS

$$ \text{Infrastructures de transport} = \frac{\text{linéaire totale des infrastructures de transport dans la zone contributive en km} \times 17,302016}{\text{superficie de la zone contributive en ha}} $$

**Question à laquelle répond l'indicateur :** quelle est l'intensité des apports de sédiments associés aux infrastructures de transport dans la zone contributive ?

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

**Interprétation de l'indicateur et principales limites :** quand la valeur de l'indicateur croît, la densité d'infrastructures de transport dans la zone contributive croît, l'intensité des apports de sédiments croît et l'opportunité pour le site de recevoir des sédiments en provenance de la zone contributive est plus importante.

Comme limite, on peut mentionner que cet indicateur ne distingue pas l'influence variable des différents types d'infrastructures de transport sur les apports de sédiments. Il ne tient pas compte de la présence de chemins ou de dessertes forestières qui peuvent aussi être des pourvoyeurs en sédiments.

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

<figure><img src="image_52.png" /></figure>
## 2. « Écoulement retardé »

### Définition de l'écoulement retardé

L'écoulement retardé est la capacité d'un écosystème à induire un « décalage temporel entre la pointe d'intensité des pluies et la pointe de débit lors d'une crue » (extrait du chapitre 6 de Roche et al. 2012), autrement dit à désynchroniser la relation pluie/débit. Il peut être évalué par la densité de drainage (Dd) (Horton 1945), soit le rapport de la longueur totale du réseau hydrographique sur la superficie du bassin versant occupé, soit :

$$Dd = \frac{L}{S}$$

Où

L ; la longueur totale du réseau hydrographique en km.

S ; la superficie du bassin versant en km².

### Relations entre la densité de drainage et l'écoulement retardé

La densité de drainage dépend naturellement des caractéristiques topographiques du bassin versant, de sa géologie et de ses conditions climatiques. En pratique, les valeurs de densité de drainage sont faibles pour des secteurs où le réseau hydrographique est très limité et fortes pour des secteurs où l'écoulement est très ramifié. Le développement du réseau hydrographique est en lien direct, notamment, avec la géologie du bassin. En général, des substratums perméables favorisent l'infiltration et la percolation et vont présenter des Dd faibles en lien avec des réseaux peu développés. À l'inverse, des substratums imperméables favorisent le ruissellement et vont présenter des Dd fortes en lien à des réseaux très développés.

Des valeurs de Dd sont fournies dans la littérature pour l'ensemble des bassins hydrographiques (Pella et al. 2004). Ainsi, une carte de la densité de drainage à l'échelle des six grands bassins hydrographiques de la France continentale a été produite à partir de la BD CARTHAGE® (grille de maille carrée de 2,5 km). Il en ressort un classement par intervalle d'intensité reporté dans le tableau ci-dessous.

<table><caption>**Tableau 5** : Classes de valeurs de densité de drainage sur le territoire métropolitain (issues de Pella et al. 2004).</caption><thead><tr><th>Classes de densité de drainage obtenues (km/km²)</th></tr></thead><tbody><tr><td>[0-0,3[</td></tr><tr><td>[0,3-0,7[</td></tr><tr><td>[0,7-1[</td></tr><tr><td>[1-1,4[</td></tr><tr><td>> 1,4</td></tr></tbody></table>

Ces classes de valeurs sont cohérentes avec d'autres établies lors d'état des lieux des territoires établis pour la mise en place de la Directive cadre sur l'eau (DCE), notamment en Rhin-Meuse (par ex. classes de valeurs de <0,75 ; 0,75≤Dd≤1 et >1) ou encore d'autres études (Rambert
1973) à l'échelle des bassins Bretagne et Sud-Est du Massif Central (par ex. valeurs de respectivement 0,38 à 1,3 pour le bassin Bretagne et de 0,22 à 1,69 pour le bassin Sud-Est du Massif Central).

La densité de drainage est un paramètre d'intérêt pour évaluer la perméabilité générale du bassin. Elle a une influence majeure sur les écoulements et sur les temps de transfert de l'eau. Dans le cadre de cette méthode, il est choisi de discuter l'effet de la densité de drainage au regard de la capacité de retard aux écoulements qu'ils peuvent générer dans la zone contributive du site. Cet écoulement retardé rend compte de sa capacité à ralentir les ruissellements, recharger la nappe et soutenir le débit d'étiage à l'aval. Il est considéré qu'en général plus la densité de drainage est importante, plus la zone contributive tend à être imperméable et moins cela est favorable à l'écoulement retardé (Encadré ci-après).
## Encadré 9 : « Écoulement retardé »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les cours d'eau permanents et temporaires naturels.

**Source d'information pour mesurer le paramètre** : les linéaires vectorisés présentant un régime permanent et temporaire issus de la couche « TRONCON_COURS_EAU » de la BD TOPO®. En cas de doute, l'observateur peut vérifier que des cours d'eau permanents ou temporaires ne sont pas absents de la BD TOPO® avec les SCAN 25®, la BD ORTHO® ou grâce à des connaissances de terrain. Notons également, que dans le cas de secteurs anthropisés, les réseaux hydrographiques non naturels ne doivent pas être pris en compte afin de ne pas induire de biais dans le calcul du linéaire.

**Où est mesuré le paramètre** : dans la zone contributive.

**Indicateur** : densité de drainage.

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

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

La valeur de l'indicateur est de 1 lorsque le réseau hydrographique est très peu développé (densité de drainage très faible). La valeur de l'indicateur diminue avec le développement du réseau hydrographique. Ainsi, la valeur de l'indicateur est de 0 lorsque la valeur de la densité de drainage (Dd) atteint une valeur maximale fixée à 1,4. L'indice de densité de drainage est donc multiplié par $1/1,4=0,714$ et est retranchée à une valeur de 1 afin que l'indicateur augmente avec le développement du réseau hydrographique. Dans les cas où la densité de drainage est > 1,4, le résultat du calcul est corrigé à une valeur de 0.

S/ aucune zone contributive est délimitée, ALORS aucune valeur est octroyée à l'indicateur
**Écoulement retardé**.

S/ une zone contributive est délimitée ET la densité de drainage est > 1,4, ALORS **Écoulement retardé** = 0.

S/ une zone contributive est délimitée ET la densité de drainage est ≤ 1,4, ALORS

$$ \text{Écoulement retardé} = 1 - \left(\frac{L}{S} \times 0,714\right) $$

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est la densité de drainage dans la zone contributive du site ?

**Sous-fonction renseignée** : ralentissement des ruissellements, recharge des nappes, soutien au débit d'étiage.

**Interprétation de l'indicateur et principale limite** : quand la valeur de l'indicateur croit, l'opportunité pour le site de jouer un rôle en termes de ralentissement des ruissellements, recharge des nappes, et soutien au débit d'étiage augmente. Comme limite, on peut mentionner que l'indicateur ne distingue pas l'influence du contexte topographique et climatique local de l'influence pédologique. Dès lors, des secteurs très pentus peuvent présenter des sols imperméables avec un réseau hydrographique très peu développé (concentration des écoulements au sein de réseaux restreints). Par ailleurs, des secteurs peu humides (faible précipitation) peuvent présenter un réseau hydrographique restreint indépendamment de la perméabilité du secteur. Par ailleurs, dans le cas
des zones humides non alluviales, le calcul de l'indicateur se faisant sur la zone contributive du site, l'indicateur ne tient pas compte de la zone à l'aval du site, entre le site et le réseau hydrographique.

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

[0 - 0,2]
Très peu
favorable aux
écoulements
retardés
Réseau
hydrographique
très développé

<figure><img src="image_53.png" /></figure>
### 3. « Exposition aux crues »

#### Définition de l'aléa inondation

L'exposition aux inondations peut se définir comme étant la susceptibilité d'occurrence d'une inondation au droit de la zone humide. Elle peut être évaluée par l'indice morphologique de compacité (K), dit de Gravélius (Roche 1963), définit comme le rapport du périmètre d'une étendue spatiale avec celui d'un cercle de même superficie, soit :

$$K= \frac{P}{2 \times \sqrt{\pi \times S}}$$

Où

P; le périmètre de la zone en km.

S ; la superficie de la zone en km².

Quand la forme de la zone contributive s'apparente à une sphère, la valeur de l'indice est proche de 1 ; les écoulements sont transmis plus rapidement.

#### Propriétés associées à l'aléa inondation et lien avec l'indice de compacité

La transformation de la pluie en écoulement se fait à l'échelle de la zone qui reçoit et achemine les précipitations jusqu'à un exutoire. Outre les conditions météorologiques qui contrôlent les écoulements, les caractéristiques physiques influencent le volume (en termes de bilan) et la répartition temporelle (en terme d'hydrogramme) des écoulements (Roche 1963). Parmi ces caractéristiques physiques, la forme de la zone qui reçoit et achemine les précipitations jusqu'à un exutoire influence les conditions d'écoulements. Notez que Bendjoudi et Hubert (2002) soulignent qu'il est discutable de définir des écoulements sur la seule base d'une caractéristique physique de forme (indicateur de compacité) alors que la topographie, la géologie, la nature et l'occupation des sols sont également des caractéristiques physiques influençant les écoulements.

L'indice morphologique de compacité constitue, dans le cadre de la méthode, un moyen d'évaluer l'opportunité pour la zone humide d'atténuer le débit de crue à l'aval, de ralentir les ruissellements, de recharger les nappes et de soutenir le débit d'étiage à l'aval (Encadré ci-après).
## Encadré 10 : « Exposition aux crues »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : périmètre et superficie de la zone contributive associée à la zone humide.

**Source d'information pour mesurer le paramètre** : périmètre et superficie de la zone contributive à relever sur SIG.

**Où est mesuré le paramètre** : dans la zone contributive.

**Indicateur** : compacité de la zone contributive.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.2 de la section VI.1.3.3. La gamme de variation et la distribution des mesures sur le paramètre sont connues suite aux phases des tests effectués en 2015 et 2017. La valeur du paramètre est continue, la valeur de l'indicateur sera continue.

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

Lors des phases du test du prototype, l'indice morphologique de compacité, dit de Gravélius, a été déterminé pour les sites dans les systèmes hydrogéomorphologiques alluviaux et riverains des étendues d'eau, soit 72 sites sur les 202 sites tests : la distribution de l'indice morphologique de compacité, dit de Gravélius pour les 72 sites alluviaux et riverains des étendues d'eau est la suivante : le premier quartile est de 1,211, la médiane est de 1,403 et le troisième quartile est de 1,778. La valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 x étendue interquartile) est de 2,629 avec aucun site ayant un indice supérieur à cette valeur.

La valeur de l'indice augmente avec l'allongement de la forme de la zone contributive. Il est généralement admis que l'indice morphologique de compacité dit de Gravélius, a des valeurs comprises entre 1 (cas d'un bassin de forme arrondie, compacte) et 3 (cas de bassin de forme allongée, moins compacte) (Ibisate 2004, Douvinet 2008). La valeur de l'indicateur est de 1 lorsque l'indice morphologique de compacité, dit de Gravélius, atteint la valeur extrême supérieure couramment observée, soit la valeur de 3. L'indice morphologique de compacité est donc multiplié par $1/3=0,333$ et retranchée à une valeur de 1 afin que l'indicateur diminue avec l'allongement de la zone contributive. Dans des cas exceptionnels où l'indice morphologique de compacité est $\geq 3$, le résultat du calcul est corrigé à une valeur de 1.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI aucune zone contributive est délimitée, ALORS aucune valeur est octroyée à l'indicateur **Exposition aux crues**.

SI le site n'est pas dans un système hydrogéomorphologique alluvial ou riverain des étendues d'eau, ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Exposition aux crues**.

SI le site est dans un système hydrogéomorphologique alluvial ou riverain des étendues d'eau ET l'indice morphologique de compacité, dit de Gravélius est $\geq 3$, ALORS **Exposition aux crues** = 1.

SI le site est dans un système hydrogéomorphologique alluvial ou riverain des étendues d'eau ET l'indice morphologique de compacité, dit de Gravélius est $< 3$, ALORS

$$ \text{Exposition aux crues} = 1 - \frac{\text{périmètre de la zone contributive en km}}{2 \times \sqrt{\pi \times \text{superficie de la zone contributive en km}^2}} \times 0,333 $$
**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est le niveau d'exposition de la zone humide aux crues ?

**Sous-fonction renseignée** : atténuation du débit de crue, ralentissement des ruissellements, recharge des nappes.

**Interprétation de l'indicateur et principale limite** : quand la forme de la zone contributive s'apparente à une sphère, la valeur de l'indicateur est proche de 1 ; il y a alors une plus forte opportunité de réaliser les fonctions hydrologiques dans le site puisque les écoulements sont transmis plus rapidement de la zone contributive vers le site. Le temps de concentration des eaux est faible à l'exutoire augmentant potentiellement l'exposition aux crues. La valeur de l'indicateur diminue avec l'allongement de la forme de la zone contributive. Comme limite, on peut mentionner le caractère très qualitatif de cet indicateur du fait qu'il ne tienne compte ni de la morphologie du cours d'eau, ni des données hydrologiques (par ex. débits de crue biennal, quinquennal). Notez que Bendjoudi et Hubert (2002) soulignent qu'il est discutable de définir des écoulements sur la seule base de l'indicateur de compacité.

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

<figure><img src="image_54.png" /></figure>
VI.1.4.2. Indicateurs sur le cours d'eau (spécifiques aux sites dans un système hydrogéomorphologique alluvial voire estuarien)

1. « Sinuosité du cours d'eau »

Définition de la sinuosité du cours d'eau

Dans un système hydrogéomorphologique alluvial accompagné de conditions naturelles relativement constantes, la sinuosité du cours d'eau fait partie des variables de « réponse » (comme sa largeur, sa pente locale...) qui s'ajustent par rapport aux modifications des variables de « contrôle » (comme le débit liquide et la charge solide) afin d'obtenir une combinaison « dynamiquement stable » entre ces deux types de variables (Schum 1977). La sinuosité du cours d'eau résulte donc d'un ajustement permanent de sa morphologie, autour de conditions moyennes, par le biais des mécanismes d'érosion-dépôt liés aux fluctuations du débit solide (associé à la granulométrie de la charge alluviale) et du débit liquide (couplé à la pente) (Malavoi et Bravard 2010). Ce principe de recherche permanente de son équilibre dynamique par tout cours d'eau est illustré par la « balance de Lane » (Lane 1955). La sinuosité d'un cours d'eau affecte donc sa capacité de rétention des écoulements et des sédiments.

Propriétés associées à la sinuosité du cours d'eau

Le degré de sinuosité d'un cours d'eau est quantifié par le coefficient de sinuosité (SI). Ce coefficient s'obtient par la formule suivante : longueur développée du cours d'eau en suivant l'axe de son lit mineur entre deux points / longueur entre les deux mêmes points en suivant l'axe général d'orientation du cours d'eau. Il existe deux méthodes pour mesurer cette seconde longueur (Malavoi et Bravard 2010). La première consiste à passer par l'axe principal d'orientation du cours d'eau, assimilable à l'axe moyen de l'enveloppe de méandrage (méthode la plus communément employée). La seconde méthode, dite méthode d'Allen (1984), mesure cette seconde longueur en passant par tous les points d'inflexion des sinuosités. Plus la valeur de ce coefficient est élevée, plus le cours d'eau est sinueux (jusqu'au cours d'eau méandriforme). Et inversement, plus ce coefficient est faible, plus le cours d'eau tend vers un profil rectiligne. Ainsi, sur la base de ce coefficient de sinuosité, quatre classes de sinuosités sont généralement prises en compte, selon Malavoi et Bravard (2010) :

o SI < 1,05 : cours d'eau quasiment rectiligne (par ex. lit moyen des rivières en tresses, de nombreuses rivières chenalisées);

o 1,05 < SI < 1,25 : cours d'eau sinueux;

o 1,25 < SI < 1,5 : cours d'eau très sinueux;

o SI > 1,5 : cours d'eau méandriforme.

Le coefficient de sinuosité, peut être utilisé comme un indicateur du degré de cohésion des berges et d'activité géodynamique potentielle du cours d'eau (Malavoi et Bravard 2010) : une sinuosité modérée étant généralement représentative de cours d'eau actifs aux berges peu cohésives, des cours d'eau très sinueux étant pour la plupart peu actifs aux berges très cohésives.

Malavoi et Bravard (2010) concluent qu'un cours d'eau naturel ne présente jamais un tracé rectiligne sauf cas particuliers (contrôle géologique, absence de pente ou très forte pente, ou sur une très courte période comme après scindement de sinuosités). De fait, un tracé rectiligne est presque toujours indicateur d'une intervention anthropique (appelée rectification), généralement synonyme
d'altérations hydromorphologiques et écologiques : ces opérations, en modifiant son équilibre dynamique, réduisent les capacités de rétention des écoulements et des sédiments du cours d'eau (la sinuosité produisant une résistance à l'écoulement). Ainsi, selon Malavoi et Adam (2007), la rectification d'un cours d'eau s'exprime dans son cas le plus extrême par le rescindement de méandres (réduction de la sinuosité) et se traduit en général par :

* des dysfonctionnements hydromorphologiques et écologiques caractéristiques dont notamment : la perte de fréquence et de durée de submersion du lit majeur et des annexes hydrauliques ;

* une déconnexion des annexes hydrauliques ou des anciennes sinuosités rescindées (du fait de l'incision induite, souvent associée aux effets de la mise en place de protections latérales et de digues en même temps que les rescindements) ;

* l'aggravation des inondations en aval.

Plus le cours d'eau est sinueux, plus il oppose une résistance importante aux écoulements, affectant par conséquent la fréquence et la durée de submersion du lit majeur et des annexes hydrauliques. La submersion du lit majeur en période de crue permet d'atténuer les débits de crue, de réduire la vitesse des écoulements et de favoriser la sédimentation dans la plaine alluviale. L'évaluation de la sinuosité du cours d'eau constitue donc un paramètre qui permet d'évaluer l'intensité du ralentissement des ruissellements et de la rétention des sédiments dans les sites alluviaux (Encadré ci-après). Plus la sinuosité du cours d'eau est importante, plus ces deux fonctions seront à même de s'exprimer.
## Encadré 11 : « Sinuosité du cours d'eau »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : la longueur développée du cours d'eau et la longueur de l'enveloppe de méandrage du cours d'eau en passant par les points d'inflexion des sinuosités

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : information à relever sur la BD ORTHO®.

**Où est mesuré le paramètre ?** Sur le cours d'eau associé au site.

**Indicateur** : sinuosité du cours d'eau associé au site.

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

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI le site n'est pas dans un système hydrogéomorphologique alluvial, ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Sinuosité du cours d'eau**.

SI le site est dans un système hydrogéomorphologique alluvial ET (longueur développée du cours d'eau / longueur de l'enveloppe de méandrage du cours d'eau en passant par les points d'inflexion des sinuosités) / 2 > 1, ALORS **Sinuosité du cours d'eau** = 1.

SI le site est dans un système hydrogéomorphologique alluvial ET (longueur développée du cours d'eau / longueur de l'enveloppe de méandrage du cours d'eau en passant par les points d'inflexion des sinuosités) / 2) ≤ 1, ALORS

**Sinuosité du cours d'eau** = (longueur développée du cours d'eau / longueur de l'enveloppe de méandrage du cours d'eau en passant par les points d'inflexion des sinuosités) / 2.

Indicateur inspiré du coefficient de sinuosité (SI) mentionné ci-avant dans la bibliographie relative à cet indicateur.

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est l'amplitude de la sinuosité du cours d'eau associé au site ?

**Sous-fonctions renseignées** : ralentissement des ruissellements, rétention des sédiments et atténuation du débit de crue à l'aval.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** :

Plus la valeur de l'indicateur est importante, plus le cours d'eau est sinueux, plus les conditions sont vraisemblablement favorables à des dépôts sédimentaires et au ralentissement des écoulements superficiels dans le site en période de crue. Lorsque la valeur de l'indicateur est :

* 0 ≤ 0,525 ; le cours d'eau est rectiligne.

* ]0,525 - 0,625] ; le cours d'eau est sinueux ;

* ]0,625 - 0,75] ; le cours d'eau est très sinueux ;

* > 0,75 ; le cours d'eau est méandriforme.

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

[0 - 0,525]
Très peu favorable au ralentissement des ruissellements, à la rétention des sédiments et l'atténuation du débit de crue à l'aval

Cours d'eau rectiligne

<figure><img src="image_55.png" /></figure>
## 2. « Proximité au lit mineur »

### Définition de la proximité de la zone humide au lit mineur

La proximité spatiale d'une zone humide au lit mineur peut être évaluée par la distance métrique entre le centre de la zone humide et le lit mineur du cours d'eau auquel elle est associée.

### Propriétés associées à la proximité de la zone humide au lit mineur

D'après le Guide technique des Agences de l'Eau « Les zones humides et la ressource en eau » (2002), l'aptitude d'une zone humide à atténuer les crues dépend notamment de :

* la rugosité des milieux liée aux obstacles susceptibles d'opposer une résistance à l'écoulement (terrain irrégulier, végétation, structures construites);

* sa position dans le bassin versant : situation amont/aval dans le bassin versant, mais aussi positionnement par rapport au lit majeur/mineur;

* sa superficie relative par rapport à celle du bassin de drainage;

* ses caractéristiques morphologiques (capacité de stockage).

Il est également précisé qu'une des limites de l'efficacité d'une zone humide à assurer sa fonction d'atténuation des crues est l'accessibilité de la zone humide aux crues. Par conséquent, l'emplacement d'une zone humide par rapport au lit mineur du cours d'eau auquel elle est associée, influence l'opportunité pour elle d'assurer les fonctions d'écration des crues et de stockage des sédiments : plus la zone humide est proche du lit mineur (indicateur de proximité élevé, proche de 1), plus elle est accessible par les crues, plus elle a l'opportunité d'assurer ses fonctions d'atténuation des crues et d'interception des matières en suspension.

Quand le site est dans un système hydrogéomorphologique alluvial, la distance entre le site et le cours d'eau auquel il est associé à des effets importants sur la connexion entre la zone humide et le cours d'eau. La proximité spatiale entre le site et le cours d'eau constitue alors un paramètre qui permet d'évaluer sommairement l'isolement du site par rapport au cours d'eau (Encadré ci-après). Plus cette distance est importante, moins les zones humides auront vraisemblablement l'opportunité d'exercer les fonctions de rétention des sédiments en période de crue et d'atténuation au débit de crue à l'aval en tant que zone d'expansion.
## Encadré 12 : « Proximité au lit mineur »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : distance entre le lit mineur du cours d'eau et le centroïde du site.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : information à relever sur la BD ORTHO®.

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

**Indicateur** : distance entre le lit mineur du cours d'eau et le centre du site.

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

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

Lors de la phase de test du prototype 2015, la distance entre le lit mineur et le centroïde du site a été déterminée pour les sites dans des systèmes hydrogéomorphologiques alluviaux, soit 43 sites sur les 163 sites tests. La figure ci-dessous représente la distribution de la distance (km) entre le lit mineur du cours d'eau et le centroïde du site pour les 43 sites alluviaux. Le premier quartile est de 0,032 km, la médiane est de 0,070 km et le troisième quartile est de 0,109 km. La valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 × étendue interquartile) est de 0,200 km avec 7 sites ayant une distance au lit mineur supérieure à cette valeur.

<figure><img src="image_56.png" /></figure>

**Figure 41** : Distance (en km) entre le lit mineur et le centroïde du site sur les 43 sites tests de 2015 dans des systèmes hydrogéomorphologiques alluviaux.

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

La valeur de l'indicateur diminuera avec l'augmentation de la distance entre le lit mineur et le site. La valeur de l'indicateur sera de 0 lorsque la distance atteindra la valeur extrême supérieure mesurée lors de la phase de test de 2015, soit la valeur de 0,200 km. La distance entre le lit mineur du cours d'eau et le site est donc multipliée par $1 / 0,200 = 5$ et retranchée à une valeur de 1. Dans des cas exceptionnels où la distance est $\ge$ 0,200 km, le résultat du calcul est corrigé à une valeur de 0.

Si le site n'est pas dans un système hydrogéomorphologique alluvial OU l'observateur estime que le site a une forme concave ou convexe (risque que le centroïde soit hors du site), ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Proximité au lit mineur**.

Si le site est dans un système hydrogéomorphologique alluvial ET la distance entre le lit mineur et le centroïde du site est $\ge$ 0,200 km, ALORS **Proximité au lit mineur** = 0.

Si le site est dans système hydrogéomorphologique alluvial ET la distance entre le lit mineur et le centroïde du site est $< 0,200$ km, ALORS

$$ \text{Proximité au lit mineur} = 1 - (\text{distance entre le lit mineur et le centroïde du site en km} \times 5) $$
**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est la distance entre le centre du site et le lit mineur du cours d'eau ?

**Sous-fonctions renseignées** : atténuation du débit de crue à l'aval, rétention des sédiments.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : plus la valeur de l'indicateur est importante, plus l'ensemble du site est proche du cours d'eau et l'opportunité pour le site de de retenir les sédiments en période de crue et d'atténuer le débit de crue à l'aval est importante. On peut mentionner comme limite à cet indicateur son caractère subjectif déconnecté du fonctionnement hydraulique réel du cours d'eau et de son espace de mobilité.

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

<figure><img src="image_57.png" /></figure>
### 3. « Incision du lit mineur »

Les processus de dépôt et d'érosion du lit d'un cours d'eau sont la résultante d'une recherche permanente d'équilibre dynamique entre les flux sédimentaires et les flux hydriques (balance de Lane 1955). Un éventuel déséquilibre de cette balance peut induire un exhaussement ou une incision du lit (réponse du cours d'eau) (Malavoi et al. 2011).

L'incision d'un cours d'eau constitue une altération hydromorphologique majeure se traduisant par l'enfoncement (généralisé) du lit mineur dans ses alluvions, résultant d'une érosion régressive ou progressive (Glossaire sur l'Eau, Eau France d'après source Cemagref/Irstea). L'érosion régressive se propage depuis l'aval vers l'amont à partir d'une rupture topographique. A l'inverse, l'incision du lit par érosion progressive est due à un déficit sédimentaire : la rivière, dissipant moins d'énergie dans le transport des sédiments, dispose de plus d'aptitudes pour éroder le fond de son lit et l'érode donc de l'amont vers l'aval jusqu'à retrouver une saturation en charge grossière et/ou jusqu'à obtenir une pente ne permettant plus le transport de sédiments (Malavoi et Bravard 2010).

#### Définition de hauteur et de largeur du lit de plein bord

La hauteur et la largeur du lit de plein bord déterminent la capacité maximale d'écoulement du chenal du cours d'eau dans son lit mineur avant débordement dans son lit majeur ou dans la plaine d'inondation. En effet, le débit de plein bord (ou débit morphogène) correspond au débit de plein remplissage du lit mineur. La section d'écoulement du lit mineur est définie par la largeur du lit de plein bord (Lpb) et la hauteur du lit de plein bord (Hpb). Le rapport largeur/hauteur du lit de plein bord évolue avec le débit maximum (pouvant évoluer dans le temps selon l'occupation des sols notamment), la pente de la vallée et la taille des particules qui forment le lit (Knighton 1998). C'est un paramètre hydromorphologique clef de la dynamique du cours d'eau.

Selon la théorie de la géométrie hydraulique (Leopold et Maddock 1953, Hey et Thorne 1986), la morphologie du lit d'un cours d'eau, et notamment les paramètres hydromorphologiques de plein bord s'ajustent aux caractéristiques de son bassin versant. Dès lors, en conditions naturelles il est possible de définir des rapports d'équilibre. Une relation communément admise est de la forme :

$$Lpb = aA^b \text{ et } Hpb = cA^d$$

Où

* Lpb ; la largeur de plein bord en m

* A ; la superficie du bassin versant en km²

* Hpb ; la hauteur de plein bord en m

a, b, c et d ; des constantes adimensionnelles (valeurs établies sur la relation débit – largeur/longueur dans le cadre des travaux de Leopold. Ces valeurs sont donc des constantes fixes correspondant aux unités de grandeur utilisées) de valeurs respectives de a=1,29, b=0,6, c=0,13 et d=0,4, établies dans la relation de la géométrie hydraulique (Leopold et Maddock 1953) et correspondantes aux unités de grandeur utilisées.
Les études réalisées en France (Petit et al. 2005, Gob et al. 2014) présentent des valeurs de constantes contrastées selon le contexte national ou régional dans lequel elles sont obtenues et n'apparaissent pas exploitables à l'échelle nationale. La relation la plus communément admise à ce jour reste celle de Leopold et Maddock (1953) dont les valeurs des constantes sont reportées ci-dessus. Ne tenant compte que de la superficie du bassin versant et évaluée sur une variété importante de contexte, elle apparaît assez robuste pour un usage à large échelle en évitant un biais lié aux contextes géographiques locaux des régions dans lesquelles elle a été établie.

## Propriétés du rapport largeur/hauteur du lit de plein bord

D'après Malavoi et Bravard (2010) et Malavoi et al. (2011), les cours d'eau à forte dynamique morphologique (par ex. forte érosion latérale et forte sédimentation) présentent un fort rapport largeur/hauteur – Lpb/Hpb > 20 – alors que des cours d'eau à faible dynamique (par ex. berges cohésives avec peu d'érosion latérale) présentent un faible rapport largeur/profondeur - Lpb/Hpb ± 3.

Dès lors, une diminution de ce rapport Lpb/Hpb, ou un écart important entre rapport mesuré et rapport estimé peut traduire une incision en cours, qui affecte les fonctions des zones humides riveraines des cours d'eau. Selon Malavoi et al. (2011), l'enfoncement du lit (et donc l'augmentation de la hauteur à pleins bords) altère les milieux associés au cours d'eau, notamment les zones humides en lit majeur, qui peuvent se trouver asséchées ou déconnectées. Selon l'intensité de l'incision (de l'enfoncement du lit), les impacts sur les milieux naturels sont plus ou moins importants et plus ou moins réversibles (Piégay 1996, Le Coz 2003, Larue 2004, Steiger et al. 2005, Rollet et al. 2006). Globalement, une diminution de la diversité des habitats du lit majeur est observée en lien avec une diminution de sa fréquence d'immersion (perte de fonction de ces milieux connexes vis-à-vis de l'écrêtement des crues ou du stockage de sédiments).

De manière générale, les impacts les plus connus de ces mécanismes d'incision liés aux altérations du transport solide sont notamment l'abaissement des nappes phréatiques alluviales et ses effets indirects comme l'assèchement des écosystèmes alluviaux, une érosion accrue des berges non protégées par des cours d'eau cherchant à compenser le déficit de charge solide par une recharge sédimentaire latérale et une réduction de la pente via l'augmentation de la sinuosité, une modification de la nature des fonds voire une mise à nu du substratum rocheux... (Malavoi et al. 2011).

L'incision se traduit par des effets hydrogéomorphologiques extrêmement profonds (lit majeur transformé en terrasse alluviale et ne jouant plus de rôle en termes d'écrêtement des crues et déstockage sédimentaire). Le rapport Lpb/Hpb constitue un paramètre permettant d'évaluer sommairement le niveau d'incision du cours d'eau (Encadré ci-après). Plus cette hauteur est importante, moins les zones humides adjacentes au cours d'eau auront vraisemblablement l'opportunité d'exercer les fonctions de ralentissement des ruissellements, de rétention des sédiments, de recharge de nappe ou encore d'atténuation du débit de crue à l'aval.
Par ailleurs, une valeur forte de ce rapport tend également à être défavorable au soutien du débit d'étiage à l'aval ; mais cette fonction n'est pas évaluée pour les zones humides qui sont alluviales.
## Encadré 13 : « Incision du lit mineur »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : différence topographique maximale entre le niveau à pleins bord du cours d'eau et son lit mineur.

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

**Où est mesuré le paramètre ?** Sur le cours d'eau.

**Indicateur** : hauteur maximale du niveau à pleins bord du cours d'eau.

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

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

SI le site n'est pas dans un système hydrogéomorphologique alluvial ou estuarien OU l'observateur n'a pas été capable de mesurer la différence topographique maximale entre le niveau à pleins bord du cours d'eau et son lit mineur, ALORS aucune valeur n'est octroyée à l'indicateur **Incision du lit mineur**.

SI le site est dans un système hydrogéomorphologique alluvial ou estuarien ET l'observateur a mesuré la différence topographique maximale entre le niveau à pleins bord du cours d'eau et son lit mineur, ALORS **Incision du lit mineur** =

* 1 ; SI hauteur du niveau à pleins bord maximale < 0,2 m ;

* 0,82 ; SI hauteur du niveau à pleins bord maximale ≥ 0,2 m et < 0,5 m ;

* 0,64 ; SI hauteur du niveau à pleins bord maximale ≥ 0,5 m et < 1 m ;

* 0,46 ; SI hauteur du niveau à pleins bord maximale ≥ 1 m et < 1,5 m ;

* 0,28 ; SI hauteur du niveau à pleins bord maximale ≥ 1,5 m et ≤ 2 m ;

* 0,1 ; SI hauteur du niveau à pleins bord maximale > 2 m.

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est la hauteur du niveau à pleins bord maximale du cours d'eau ?

**Sous-fonctions renseignées** : ralentissement des ruissellements, rétention des sédiments, recharge des nappes, atténuation du débit de crue à l'aval.

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** :

Plus la valeur de l'indicateur est importante, plus la hauteur du niveau à pleins bord est faible plus l'opportunité de ralentir les écoulements, de retenir les sédiments qui proviennent des crues, de recharger les nappes et d'atténuer le débit de crue à l'aval est vraisemblablement importante. Plus la valeur de l'indicateur est faible, plus le cours d'eau a un effet potentiellement drainant sur le site.

Comme limite, il est important de souligner que cet indicateur ne traduit pas systématiquement un dysfonctionnement hydraulique (incision). Idéalement, l'indicateur le plus pertinent correspondrait au ratio largeur pleins bord/hauteur pleins bord. En outre, il serait important de vérifier sur tout le linéaire du cours d'eau la présence d'indices signifiant l'occurrence d'un phénomène d'incision. De plus, les classes prises en compte restent assez peu précises.

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

[0,1 - 0,28]
Très peu favorable au ralentissement des ruissellements, à la rétention des sédiments, à la recharge des nappes et à l'atténuation du débit de crue à l'aval

Cours d'eau fortement incisé

<figure><img src="image_58.png" /></figure>

<figure><img src="image_59.png" /></figure>

Très favorable au ralentissement des ruissellements, à la rétention des sédiments, à la recharge des nappes et à l'atténuation du débit de crue à l'aval

Cours d'eau peu ou pas incisé
VI.1.4.3. <u>Indicateurs dans le paysage</u>

1. « Rareté de l'anthropisation des milieux », « Richesse en milieux » et « Équipartition des milieux »

Remarque : voir la bibliographie en préalable à la présentation des indicateurs « richesse en habitats » et « équipartition des habitats» dans le site, pour la définition de ce qui est considéré comme un habitat dans cette méthode (section VI.1.4.4.12).

Définition du contexte paysager

Le contexte d'une unité d'habitat peut être défini comme la matrice, éventuellement sous la
forme d'une mosaïque, qui environne directement l'unité d'habitat (Wiens et al. 1993). D'après
Wiens (2002), le contexte autour des unités d'habitat est un des six thèmes centraux de l'écologie du
paysage ; en plus de la qualité des unités d'habitat, des limites (lisières) entre les unités d'habitat, de
la connectivité, de la nécessité de considérer impérativement la notion d'échelle et des exigences
écologiques variables des organismes vivants.

Propriétés du contexte paysager

Prendre en compte le contexte autour des unités d'habitat est essentiel car elles ne fonctionnent pas indépendamment les unes des autres, mais comme des composantes fonctionnelles d'un paysage constitué d'écosystèmes multiples. La combinaison des unités d'habitat est donc fonctionnelle vu les interactions et les flux entre elles (Noss 1987). Dans leur revue sur la biodiversité dans le paysage et l'effet de la matrice qui environne les unités d'habitat sur les individus, les populations et les communautés, Prevedello et Vieira (2010) démontrent que le type de matrice autour d'une unité d'habitat a des effets à la fois sur les individus, les populations et les communautés dans 95 % des études. Ces effets seraient très variables selon les espèces mais ils seraient souvent moindres que ceux de la superficie ou de l'isolement des unités d'habitat. Dans 88 % des études, les matrices structurellement similaires aux unités d'habitat sont d'une plus grande qualité pour les organismes étudiés dans l'unité d'habitat en question puisqu'elles permettent d'assurer une certaine connectivité fonctionnelle de l'unité d'habitat avec le paysage.

L'importance du contexte paysager pour expliquer la présence d'une espèce ou l'abondance
de ses individus a pu être démontrée chez de nombreuses espèces et communautés. Ainsi l'utilisation
des terres adjacentes aux zones humides dans un rayon de 250 à 300 m influence la diversité des
plantes ; principalement en affectant l'abondance et la distribution des propagules dans les habitats
adjoints et en affectant la dispersion des propagules (Houlahan et al. 2006). La composition forestière,
la proportion de forêt à feuilles persistantes, la densité de routes... à des distances variables (de 1 km
à 300 m) ont des effets significatifs sur la présence de nombreuses espèces d'oiseaux terrestres.
Prendre en compte ces effets permet d'estimer les conséquences de différents scénarios d'évolution
du paysage sur la présence des espèces avec une approche multi-espèces (Schwenk et Donovan 2011).
Concernant les amphibiens et les reptiles, de grandes étendues d'habitats terrestres seraient
nécessaires autour des zones humides pour maintenir la biodiversité, pour leur alimentation ou encore
pour leur hivernage (Semlitsch et Bodie 2003). D'autres études sur les amphibiens et les reptiles
rapportent le rôle du contexte autour des unités d'habitat sur la présence des espèces (effets variables
selon les espèces), l'abondance des individus et la richesse spécifique (Gagné et Fahrig 2007, Attum et
al. 2008).
Dans les paysages hétérogènes, où les stratégies de conservation se concentrent souvent sur des communautés homogènes distinctes, il est recommandé de considérer entre autres le contexte paysager d'un site (par ex. type d'habitat environnant et connectivité) tout autant que les caractéristiques intrinsèques du site (Noss 1987). Les connaissances sur les interrelations entre une zone humide et le paysage environnant sont importantes pour assurer le succès des mesures de restauration tout comme pour préserver les zones humides (Davidsson et al. 2000). Le paysage environnant a une importance indéniable pour expliquer la distribution des espèces, mais la gestion et la fragmentation du paysage a souvent une influence encore plus importante. Ainsi, concernant les espèces de papillons, les projets de conservation ne doivent pas seulement se concentrer sur des mesures à l'échelle d'unité d'habitat mais aussi à l'échelle du paysage en tenant compte de la capacité de dispersion de chaque espèce (Cozzi et al. 2008).

Le contexte paysager a un effet important sur le fonctionnement écologique des unités d'habitat du site. Dans le cadre de cette méthode, ce contexte paysager sera décrit en évaluant l'anthropisation des milieux, le nombre de milieux naturels et l'équipartition des milieux naturels dans le paysage (Encadrés ci-après). Notez que l'on parle de milieux ici, et non pas d'habitats, car ce qui est décrit dans le paysage du site, correspond à de grandes formations identifiées sur ortho photos au niveau EUNIS niveau 1. Il est considéré qu'en général plus le nombre de milieux et l'équipartition des milieux dans le paysage du site est importante, plus le contexte paysager autour du site est favorable à l'accomplissement du cycle biologique d'un grand nombre d'espèces dans le site. Vu la bibliographie, cet effet peut cependant être variable selon les espèces et peut être négatif quand une très forte diversité d'habitats traduit une importante fragmentation qui réduit la superficie des unités d'habitat notamment.

La ressemblance des habitats du site avec les milieux dans le paysage est évaluée par ailleurs avec l'indicateur « similarité avec le paysage » (section VI.1.4.4.16).
## Encadré 14 : « Rareté de l'anthropisation des milieux »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les unités EUNIS niveau 1.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : l'observateur identifie les milieux EUNIS niveau 1 à partir de la BD ORTHO® la plus récente disponible et des SCAN 25®. À partir de ces supports, les tests réalisés sur le terrain ont révélé ponctuellement des problèmes, notamment pour faire la distinction entre les milieux « D Tourbières hautes et bas-marais », « E Prairies ; terrains dominés par des herbacées non graminoïdes, des mousses ou des lichens » et parfois les milieux « F Landes, fourrés et toundras ». Des préconisations sont donc fournies pour faciliter ces distinctions.

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

**Indicateur** : part relative des unités EUNIS niveau 1 dans le paysage.

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

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

$$ \text{Rareté de l'anthropisation des milieux} = S_{\text{Catégorie1}} $$

Où

$S_{\text{Catégorie 1}}$ ; la part relative des unités EUNIS niveau 1 qui ne sont pas considérées comme intensément anthropisées ; soit toutes les unités EUNIS niveau 1 sauf « I Habitats agricoles, horticoles et domestiques régulièrement cultivés » et « J Zones bâties, sites industriels et autres habitats artificiels ». Lorsque de grands massifs occupés par des espèces invasives sont connus dans le paysage, ils peuvent être inclus dans les milieux « I Habitats agricoles, horticoles et domestiques régulièrement cultivés ».

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle est l'ampleur de l'anthropisation des milieux dans le paysage ?

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

**Interprétation de l'indicateur et principales limites** : quand la valeur de l'indicateur croît, la part du paysage avec des milieux qui ne sont pas intensément anthropisés croît ; ce qui est en général favorable aux sous-fonctions de connexion et de support des milieux.

Comme limite à cet indicateur, on peut mentionner le fait qu'il est assez peu précis. Une description des milieux plus fine dans le paysage permettrait une description plus détaillée de leur caractère anthropisé (par ex. certains milieux peuvent en réalité être considérés comme très anthropisés dans la catégorie « E Prairies ; terrains dominées par des herbacées non graminoïdes et fougères » ou « H Habitats continentaux sans végétation ou à végétation clairsemée »). Mais étant donné le niveau de description des milieux dans la méthode et les impératifs pour la concevoir, il n'a pas été possible d'aller plus dans le détail pour cet indicateur.

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

<figure><img src="image_60.png" /></figure>
## Encadré 15 : « Richesse en milieux »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les milieux au sens de la nomenclature EUNIS niveau 1 dans le paysage.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : l'observateur identifie les milieux EUNIS niveau 1 à partir de la BD ORTHO® la plus récente disponible et des SCAN 25®. À partir de ces supports, les tests réalisés sur le terrain ont révélé ponctuellement des problèmes pour faire la distinction entre les milieux « D Tourbières hautes et bas-marais », « E Prairies ; terrains dominés par des herbacées non graminoïdes, des mousses ou des lichens » et parfois les milieux « F Landes, fourrés et toundras ». Des préconisations sont donc fournies pour faciliter ces distinctions.

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

**Indicateur** : nombre de milieux EUNIS niveau 1 dans le paysage.

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

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

Le nombre maximal potentiel de milieux EUNIS niveau 1 dans le paysage des sites tests est de 10. Lors de la phase de test du prototype 2015, le nombre de milieux EUNIS niveau 1 dans les paysages des sites a été recensé sur 163 sites tests. Le tableau ci-dessous présente le nombre de sites tests par nombre de milieux EUNIS niveau 1 recensés dans le paysage. Le minimum est de 3 et la valeur médiane est de 5. Un maximum de 8 milieux EUNIS niveau 1 a été recensé (n = 2 sites tests). Deux milieux (« A Habitats marins » et « B Habitats côtiers ») sont peu représentés, en lien avec la localisation<fnref n="32" /> des sites tests de 2015 et le champ d'application de la méthode<fnref n="33" />. Dans les sites d'une superficie ≤ 5 ha, un maximum de 7 milieux EUNIS niveau 1 (n = 10 sites tests) avait été recensé dans le paysage des sites tests de 2015.

<table><caption>**Tableau 6** : Effectifs des sites tests de 2015 (n = 163) selon le nombre de milieux EUNIS niveau 1 recensés dans le paysage.</caption><tr><td>Nombre de milieux EUNIS niveau 1 dans le paysage</td><td>3</td><td>4</td><td>5</td><td>6</td><td>7</td><td>8</td></tr><tr><td>Nombre de sites</td><td>9</td><td>43</td><td>64</td><td>24</td><td>21</td><td>2</td></tr></table>

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

La valeur de l'indicateur augmentera avec le nombre de milieux EUNIS niveau 1 recensés dans le paysage du site. Les milieux « I Habitats agricoles, horticoles [...] » et « J Zones bâties [...] », qui ont souvent la plus forte empreinte anthropique, ne sont pas considérés. L'indicateur a été étalonné afin que sa valeur soit de 1 lorsque le nombre de milieux recensés dans le paysage du site est ≥ 6.

SI le nombre total de milieux EUNIS niveau 1 (sauf « I Habitats agricoles, horticoles [...] » et « J Zones bâties [...] ») dans le paysage est ≥ 6, ALORS **Richesse en milieux** = 1 × part relative du paysage en milieux naturels.

SI le nombre total de milieux EUNIS niveau 1 est < 6, ALORS

$$ \text{Richesse en milieux} = \frac{\text{nombre total de milieux EUNIS niveau 1 recensés dans le paysage}}{6} \times \text{part relative du paysage en milieux naturels} $$

<footnote n="32">³² Peu de sites tests de 2015 sont localisés à proximité du littoral.</footnote>

<footnote n="33">³³ Les milieux saumâtres, salés et marins du littoral étaient exclus du champ d'application de la version 1 de la méthode. Les habitats marins et côtiers étaient donc logiquement absents des sites mais ils pouvaient être présents dans le paysage des sites.</footnote>
**Motifs justifiant un réétalonnage de l'indicateur par rapport à celui de la version 1 de la méthode :**
l'indicateur de la version 1 tenait aussi compte des milieux souvent fortement anthropisés. Il apparaissait nécessaire de se focaliser uniquement sur les milieux souvent avec des habitats semi-naturels et naturels.

**Question à laquelle répond l'indicateur :** quel est le nombre de milieux « naturels » au sens de la nomenclature EUNIS niveau 1 détectés dans le paysage ?

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

**Interprétation de l'indicateur et principales limites :** quand la valeur de l'indicateur croît, le nombre de milieux EUNIS niveau 1 naturels croît dans le paysage.

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

<figure><img src="image_61.png" /></figure>
## Encadré 16 : « Équipartition des milieux »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les milieux au sens de la nomenclature EUNIS niveau 1 dans le paysage.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : l'observateur estime la part relative des milieux EUNIS niveau 1 à partir de la BD ORTHO® la plus récente disponible et des SCAN 25®. À partir de ces supports, les tests réalisés sur le terrain ont révélé ponctuellement des problèmes pour faire la distinction entre les milieux « D Tourbières hautes et bas-marais », « E Prairies ; terrains dominés par des herbacées non graminoïdes, des mousses ou des lichens » et parfois les milieux « F Landes, fourrés et toundras ». Des préconisations sont donc fournies pour faciliter ces distinctions.

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

**Indicateur** : part relative des milieux EUNIS niveau 1 dans le paysage.

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

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

L'équitabilité représente la distribution relative des milieux dans le paysage. Elle peut être définie comme le rapport entre la diversité mesurée grâce à l'indice de Shannon-Weaver (c'est-à-dire $-\Sigma pi log_{10} pi$, où pi est la part relative du site occupée par le milieu i (Shannon et Weaver 1949) et la diversité théorique maximale (c'est-à-dire $log_{10} N$ où N est le nombre de milieux EUNIS niveau 1 dans le paysage) (Pielou 1966). Lors de la phase de test du prototype 2015, la part relative des milieux EUNIS niveau 1 a été déterminée dans le paysage des 163 sites tests. La figure ci-dessous représente la distribution de l'indice d'équitabilité dans les paysages des 163 sites tests. Le premier quartile est de 0,382, la médiane est de 0,490 et le troisième quartile de 0,570.

<figure><img src="image_62.png" /><figcaption>**Figure 42** : Indice d'équitabilité des milieux EUNIS niveau 1 dans le paysage des 163 sites tests de 2015.</figcaption></figure>

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

L'indicateur Équipartition des milieux est notamment basé sur l'indice d'équitabilité. Étant donné le mode de calcul de ce dernier, l'indice d'équitabilité varie entre 0 et 1. L'indice d'équitabilité est de 0 quand la totalité du paysage est occupée par un seul milieu EUNIS niveau 1. Il est de 1 lorsqu'il y a équipartition des milieux EUNIS niveau 1 dans le paysage. La valeur de l'indicateur d'équipartition des milieux suivra donc la même variation que l'indice d'équitabilité, mais en tenant compte de l'emprise du paysage occupée par des milieux qui ne sont pas entièrement anthropisés.

$$ \text{\textbf{Équipartition des milieux}} = \left( - \frac{\sum pi \log_{10} pi}{\log_{10} N} \right) \times \text{\textbf{part relative du paysage en milieux naturels}} $$

Où

N ; est le nombre de milieux EUNIS niveau 1 dans le paysage. Les milieux « I Habitats agricoles, horticoles [...] » et « J Zones bâties [...] », qui ont souvent la plus forte empreinte anthropique, ne sont pas considérés.
pi ; est la part relative du paysage occupée par le milieu EUNIS niveau 1 i, sauf les milieux « I Habitats agricoles, horticoles [...] » et « J Zones bâties [...] ».

L'indicateur « équipartition des milieux » est de 0 quand la totalité du paysage est occupé par un seul type de milieu naturel EUNIS niveau 1 et/ou quand il est occupé que par des milieux qui ne sont pas naturels. Il est de 1 lorsqu'il y a équipartition des milieux naturels EUNIS niveau 1 dans le paysage et quand il est occupé que par des milieux naturels. Bien que les retours des tests de 2015 démontrent que les valeurs de 0 et 1 n'ont jamais été atteintes pour cet indicateur (aucun paysage parfaitement homogène ou avec une part de chaque milieu EUNIS niveau 1 identique), la formule d'origine pour calculer l'équitabilité est conservée pour calculer l'indicateur sans réétalonnage ; mais en tenant compte ici de la part relative du paysage avec des milieux naturels.

**Motifs justifiant un réétalonnage de l'indicateur par rapport à celui de la version 1 de la méthode :**
l'indicateur de la version 1 tenait aussi compte des milieux souvent fortement anthropisés. Il apparaissait nécessaire de se focaliser uniquement sur les milieux souvent avec des habitats semi-naturels et naturels.

**Question à laquelle répond l'indicateur :** quelle est l'équipartition des milieux naturels au sens de la nomenclature EUNIS niveau 1 dans le paysage ?

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

**Interprétation de l'indicateur et principales limites :** quand la valeur de l'indicateur croît, la part relative de chaque milieu naturel EUNIS niveau 1 naturel est de plus en plus similaire à celle des autres milieux naturels EUNIS niveau 1 dans le paysage, il y a équipartition ; et la part relative qu'ils occupent dans le paysage croît également. À l'inverse, quand la valeur de l'indicateur diminue, un type de milieu ou quelques milieux naturels EUNIS niveau 1 dominent de plus en plus les autres milieux naturels du paysage ; et/ou leur part relative dans le paysage diminue.

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

<figure><img src="image_63.png" /></figure>
2. « Corridors boisés », « Corridors aquatiques permanents », « Corridors aquatiques temporaires », « Rareté des grandes infrastructures de transport » et « Rareté des petites infrastructures de transport »

Définition des corridors

De nombreuses définitions d'un corridor sont proposées dans la littérature (par ex. Beier et Noss 1998, Tischendorf et Fahrig 2000a, Chetkiewicz et al. 2006). **Pour Puth et Wilson (2001), la clef de leur définition réside dans un double mécanisme : (1) la canalisation et (2) le mouvement.** Ainsi, une structure est un corridor si quelque chose y transite avec une trajectoire plus restreinte que celles possibles dans les unités d'habitat et la matrice. Les corridors sont souvent considérés comme des éléments linéaires du paysage qui connectent au moins deux unités d'habitat naturelles ou semi-naturelles et qui facilitent les mouvements d'un ou plusieurs taxons (Soulé et Gilpin 2001). Il est possible de décrire les corridors selon leur isolement temporel, leur durée d'existence, la présence et l'emplacement des connexions (Leibowitz et Vining 2003 dans Leibowitz 2003), leurs attributs structurels (sinuosité, largeur, longueur) (voir Hess et Fischer 2001), leurs formes (en bandes, en lignes, anastomosés) (Forman et Godron 1981, Noss 1983), leur nature (par ex. aquatique versus terrestre)...

Propriétés des corridors

Les corridors sont des éléments de connectivité, mais ce sont aussi des habitats potentiels, des filtres, des barrières qui s'opposent au déplacement des individus, ou encore des puits et des sources pour les populations (Hess et Fischer 2001). Par exemple, les cours d'eau sont des corridors puisque des organismes vivants, des nutriments et des matériaux y transitent (Forman 1995) et ils facilitent la connexion entre les écosystèmes tributaires. Cependant ils constituent aussi des habitats puisque des espèces y accomplissent tout ou partie de leur cycle biologique (Fraser et al. 1999). Hess et Fischer (2001) soulignent donc la nécessité d'intégrer la complexité des fonctions des corridors et de cibler explicitement certaines fonctions dans les projets de conservation. En effet, ces fonctions sont complexes et dépendent aussi de la matrice et des organismes (Tischendorf et Fahrig 2000a).

Les corridors sont des zones d'interactions biotiques et abiotiques majeures entre les unités d'habitat dans le paysage qui ont une influence disproportionnée sur les fonctions comparé à la superficie qu'ils occupent (Puth et Wilson 2001). En général, le taux d'extinction des populations dans des unités d'habitat distinctes décroît quand la qualité ou la superficie de l'unité d'habitat est plus grande alors que la recolonisation s'accroît avec le linéaire de corridors (Forman 1995). Des expérimentations à grande échelle ont montré que les unités d'habitat connectées par des corridors abritaient plus d'espèces végétales autochtones que les unités d'habitat isolées. Ces différences augmentent par ailleurs avec le temps sans que l'invasion par des espèces allochtones des unités d'habitat connectées s'accroissent (Damschen et al. 2006). Il a été démontré que les corridors accroissent très significativement les déplacements entre unités d'habitat (par ex. Haddad et al. 2003). Le rôle des corridors pour le déplacement des invertébrés, des vertébrés non aviaires et des plantes est plus évident que pour les oiseaux qui se déplacent moins fréquemment dans les corridors ; même s'ils les utilisent aussi plus fréquemment que la matrice pour se déplacer. Il a également été démontré que les déplacements d'individus sont plus fréquents dans les corridors naturels que dans ceux « manipulés » (Gilbert-Norton et al. 2010). La jonction créée par les corridors entre des unités d'habitat en fait une piste d'action intéressante pour limiter les effets négatifs de la fragmentation ou favoriser la préservation de populations viables dans les unités d'habitat (Beier et Noss 1998, Orrock et al. 2003).
Les efforts pour maintenir et créer ces corridors sont donc importants dans des projets de conservation (Gilbert-Norton et al. 2010). Des synthèses bibliographiques telle que celle de Sordello et al. (2013) peuvent accompagner une interprétation plus poussée sur l'effet variable des types de corridors selon les espèces considérées.

Les corridors ont une influence majeure sur les flux d'individus. Dans le cadre de cette méthode, il est choisi de discuter l'effet des corridors au regard de la connectivité qu'ils peuvent générer dans le paysage du site. Les types de corridors décrits dans le paysage tiennent principalement compte des exigences biologiques des organismes (terrestres, aquatiques ou amphibies), de l'existence temporaire ou permanente des corridors et des perturbations anthropiques associées. Ainsi, cinq types de corridors sont distingués : (1) les corridors boisés, (2) les corridors aquatiques permanents (habitats aquatiques linéaires avec un écoulement le plus souvent permanent), (3) les corridors aquatiques temporaires, (4) les grandes infrastructures de transport (surtout les autoroutes, les routes nationales et les voies ferrées) et (5) les petites infrastructures de transport (autres réseaux routiers que ceux précités). Il est considéré qu'en général plus les corridors boisés et les corridors aquatiques sont importants dans le paysage d'un site, plus ils sont favorables à la connectivité. A l'inverse, plus les infrastructures de transport sont importantes dans le paysage d'un site, moins elles sont en général favorables à la connectivité (effet barrière pour le déplacement de la plupart des individus) (Encadrés ci-après).
## Encadré 17 : « Corridors boisés »

**Paramètre à la base de l'indicateur** : les alignements d'arbres ou plantations d'arbres fruitiers dont la largeur est < 25 m, avec un espace minimum entre deux haies parallèles ≥ 50 m et d'une longueur ≥ 100 m, conformément à la définition de l'Institut National de l'Information Géographique et Forestière (2011) pour les haies de la BD TOPO®.

**Sources d'informations pour mesurer le paramètre** : l'observateur choisit d'utiliser (1) les haies du fichier « ZONE VEGETATION » de la BD TOPO® récente et/ou (2) les haies dont il mesure le linéaire sur une BD ORTHO® récente.

Deux sources d'information sont proposées car l'identification des haies dans la BD TOPO® n'est pas complète à l'échelle nationale (40 départements sur la BD TOPO® de 2012 où les haies sont identifiées).

Des corrections grâce à des connaissances de terrain sont possibles. Lorsque l'observateur utilise la BD TOPO® mais qu'elle lui paraît incomplète (haies récentes non inventoriées), il peut ajouter les haies identifiables sur une BD ORTHO® récente. Il peut aussi corriger des informations de la BD TOPO® selon sa connaissance du terrain (par ex. arrachement récent d'une haie qui avait été inventoriée dans la BD TOPO®).

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

**Indicateur** : proportion du paysage occupée par les corridors boisés.

**Étalonnage de l'indicateur** : cas 2.2 de la section VI.1.3.3. La gamme de variation et la distribution des mesures sur le paramètre sont connues sur 40 départements<fnref n="34" /> où les haies sont vectorisées dans le fichier « ZONE VEGETATION » de la BD TOPO® de 2012. Un examen visuel a permis de vérifier que ces départements étaient représentatifs de contextes bocagers très variés (par ex. Vendée : bocage très dense, Alpes Maritimes : bocage très réduit, Ain : intermédiaire).

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

Les 40 départements sont découpés en 3 038 mailles de 10 × 10 km. La figure ci-dessous représente la distribution de la part relative de corridors boisés dans les 3 038 mailles (c'est-à-dire superficie des corridors boisés dans la maille en ha / superficie de la maille en ha). Le premier quartile est de 0,00799, la médiane est de 0,02121 et le troisième quartile est de 0,03794. La valeur extrême supérieure (Q3 + 1,5 × étendue interquartile) est de 0,08266. 64 mailles ont une part relative de corridors boisés > 0,08266 (valeurs atypiques).

<figure><img src="image_64.png" /></figure>

**Figure 43** : Part relative de corridors boisés en France métropolitaine d'après la BD TOPO® de 2012 sur des mailles de 10 km × 10 km dans 40 départements (n = 3 038 mailles).

**Valeur octroyée à l'indicateur** :

<footnote n="34">³⁴ Ain, Allier, Alpes-Maritimes, Ardèche, Ardennes, Aube, Aveyron, Bas-Rhin, Bouches-du-Rhône, Calvados, Cher, Deux-Sèvres, Drôme, Eure, Finistère, Haute-Marne, Hautes-Pyrénées, Haut-Rhin, Indre, Isère, Landes, Loire, Loire-Atlantique, Maine-et-Loire, Marne, Mayenne, Morbihan, Nièvre, Nord, Pas-de-Calais, Puy-de-Dôme, Pyrénées-Atlantiques, Rhône, Sarthe, Savoie, Tarn, Vaucluse, Vendée, Vienne, Yonne. Sur les autres départements, le fichier « ZONE VEGETATION » de la BD TOPO® de 2012 existe, mais les haies ne sont pas distinguées des autres types de zones de végétation vectorisées.</footnote>
La valeur de l'indicateur sera de 0 s'il n'y a pas de corridors boisés dans le paysage. Elle augmentera avec la part relative de corridors boisés dans le paysage. Elle sera de 1 lorsque la part relative de corridors boisés dans le paysage atteindra la valeur extrême supérieure obtenue sur les 3 038 mailles de 10 × 10 km sur 40 départements, soit la valeur de 0,083. La part relative de corridors boisés est donc multipliée par 1 / 0,082661701 = 12,09750 pour obtenir l'indicateur.

La relation entre la superficie de corridors boisés renseignée par la BD TOPO® et le linéaire de corridors boisés mesurés à partir de la BD ORTHO® a été étudiée dans le paysage de 68 sites tests du prototype 2015 où ces valeurs étaient connues. Il existe une relation linéaire (r² = 0,87, p-value < 2,2.10⁻¹⁶, ordonnée à l'origine fixée à 0) entre ces deux valeurs sur ces 68 sites. **Part relative de corridors boisés dans le paysage d'après le fichier « ZONE VEGETATION » de la BD TOPO® = 1,10634 × densité de corridors boisés mesurés par l'observateur sur la BD ORTHO® en km / ha.** Ainsi, d'après cette relation, la valeur extrême supérieure sur la BD TOPO® de 0,08266 correspond à une densité de haies (mesurée sur la BD ORTHO®) de 0,07471 km/ha.

À partir de cette relation, une formule est proposée pour calculer l'indicateur. Elle tient compte du fait que différentes sources d'information peuvent être mobilisées et que l'observateur peut appliquer des corrections.

La superficie de corridors boisés est calculée via la BD TOPO® et/ou l'observateur mesure des linéaires de haies sur la BD ORTHO® qui ne sont pas sur la BD TOPO® :

SI [part relative de corridors boisés dans le paysage d'après la BD TOPO® + 1,10634 × densité de corridors boisés dans le paysage en km/ha mesuré sur la BD ORTHO®] est ≥ 0,08266, **ALORS Corridors boisés** = 1.

SI [part relative de corridors boisés dans le paysage d'après la BD TOPO® + 1,10634 × densité de corridors boisés dans le paysage en km/ha mesuré sur la BD ORTHO®] est < 0,08266, **ALORS**

**Corridors boisés** = (part relative de corridors boisés dans le paysage d'après la BD TOPO® + (1,10634 × densité de corridors boisés dans le paysage en km/ha mesuré sur la BD ORTHO®)) × 12,09750

**Question à laquelle répond l'indicateur** : quelle proportion du paysage est occupée par des corridors boisés ?

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

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

L'interprétation est à nuancer selon le contexte paysager (par ex. une faible densité de corridors boisés dans un paysage forestier n'a pas le même effet que dans un paysage ouvert majoritairement « terrestre ») et l'indicateur ne tient pas compte du taux d'éléments boisés (par ex. bosquets, arbres isolés) dans le paysage, qui est souvent considéré comme un aspect également clef pour la connectivité fonctionnelle.

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

<figure><img src="image_65.png" /></figure>