reproduire l'enrichissement et le confinement vertical des panaches de dilution des fleuves, et de comprendre
que, même en présence de forts courants de marée, certaines baies peuvent s'avérer sujettes au confinement
par manque de dérive résiduelle de marée, et conduire à l'eutrophisation sous l'effet d'apports terrigènes
modestes. Cinq sites principaux dans le monde ont focalisé la majeure partie de l'effort de modélisation
de l'eutrophisation marine et de l'anoxie : la mer Baltique, la mer du Nord, le golfe du Mexique, la baie de
Chesapeake et la mer Noire. Les mers de Chine et du Japon et le nord de l'Adriatique constituent aussi des
sites souvent modélisés. Utilisés pour comprendre la part des divers facteurs conduisant à l'eutrophisation et
pour en déduire des scénarios de restauration, les modèles marins ont aidé, dès les années 1990, à définir
des remédiations qui puissent réduire les grandes zones mortes (dead zones) mondiales au moindre coût.
Plusieurs études de la Manche/mer du Nord, la mer Baltique et la baie de Chesapeake ont associé en chaîne
des modèles de bassins-versants, de réseaux fluviaux et de mer côtière réceptrice, parfois forcés par des scé-
narios de changement climatique. Même si, encore aujourd'hui, certaines études se contentent d'un modèle
statistique ou d'un modèle mécaniste 0D ou 1D, on observe depuis les années 1990 le passage de modèles
mécanistes à compartiments interconnectés (éventuellement bicouches) à des modèles 3D à maillage fin,
cartésien ou curvilinéaire. La multiplicité des sources de nutriments arrivant dans le milieu marin (apports de
nombreux fleuves de tailles très différentes, apports océaniques, atmosphériques, flux issus des sédiments)
a promu le marquage numérique d'un élément chimique, capable de le suivre dans le réseau trophique 3D
depuis sa source. La partie biogéochimique des modèles marins (ERSEM, MIRO, ECOMARS) simule quasiment
toujours le cycle de l'azote (considéré comme le premier élément limitant en eau marine), mais souvent aussi
ceux du phosphore et du silicium, rarement celui du carbone. Quand l'oxygène dissous est le descripteur cible
du modèle, les couples oxydant/réducteur du fer, du manganèse et du soufre peuvent être simulés, dans l'eau
et le sédiment. En raison de leur nuisance potentielle, ce sont certains groupes algaux (dinoflagellés, flagellés
Phaeocystis, macroalgues ulvacées) qui font la spécificité de nombreux modèles marins, à l'instar des cyano-
bactéries en eau douce. Les modèles ont parfois été utilisés pour la construction d'indices de risque d'eutro-
phisation (par exemple : EUTRISK).
<table><caption>Tableau 5.1. Récapitulatif des modèles les plus utilisés et de leurs caractéristiques. MO : matière organique. N : azote. BV : bassin-versant ; DBO : demande biochimique en oxygène.</caption><thead><tr><th>Milieu</th><th>Nom</th><th>Échelle spatio-temporelle</th><th>Physique</th><th>Biogéochimie</th><th>Spécificités</th><th>Forçages</th><th>Principales applications</th><th>Limites</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="10">BASSINS-VERSANTS</td><td>TNT2</td><td>5 à 100 km²<br>Paysage<br>Journalier</td><td>Système à nappe<br>superficielle.<br>Développement C et P</td><td>Biotransformation dans<br>les sols (MO) et zones<br>humides (sol-nappe)</td><td>N. Contexte armoricain.<br>Cycle de N dans les<br>paysages agricoles</td><td>Anthropique (paysage,<br>système de culture,<br>climatique)</td><td>BV Algues vertes.<br>Scénarios d'évolution des<br>paysages, cultures</td><td>Données détaillées sur les<br>systèmes de culture</td></tr><tr><td>STICS-MODCOU</td><td>10 à 10 000 km²<br>Journalier</td><td>Système à nappe<br>profonde. Transfert de<br>nappe</td><td>Biotransformation dans<br>les sols (MO)</td><td>N. Contexte du BV de<br>la Seine. Cycle de N et<br>systèmes agricoles</td><td>Anthropique (paysage,<br>système de culture) et<br>climatique</td><td>BV de la Seine. Scénarios<br>d'évolution des systèmes<br>de culture</td><td>Données détaillées sur<br>les nappes et système de<br>culture</td></tr><tr><td>SWAT</td><td>10 à 10 000 km²<br>Journalier</td><td>Notion d'unité hydro-<br>logique représentative<br>(HRU)</td><td>Fonctions semi-<br>empiriques</td><td>N et P. Large communauté<br>internationale. Plateforme.<br>Modulanté</td><td>Anthropique et climatique<br>par HRU</td><td>Scénarios BMP (best<br>management practices)</td><td>Nb paramètres. Faiblesse<br>des prédictions (calage)</td></tr><tr><td>INCA</td><td>10 à 10 000 km²<br>Journalier</td><td>Notion d'écosystème (y<br>compris agricoles)</td><td>Fonction semi-empiriques</td><td>N et P. Surtout dédié aux<br>écosystèmes faiblement<br>anthropisés</td><td>Anthropique et climatique<br>par HRU</td><td>Scénarios de répartition<br>des écosystèmes (y<br>compris agricoles)</td><td>Nb paramètres. Faiblesse<br>des prédictions (calage)</td></tr><tr><td>MONERIS</td><td>500 à 500 000 km²<br>Interannuel</td><td>Modèle conceptuel<br>à trois-quatre<br>compartiments</td><td>Surplus N et P. fonction<br>de transfert, rétention<br>(surface nappe)</td><td>N et P. Si. Rapportage DCE</td><td>Anthropique (surplus)</td><td>Europe, BV européens<br>(Danube, etc.)<br>Estimation exports</td><td>Test de scénarios<br>simplistes (surplus)</td></tr><tr><td>NUTTING</td><td>500 à 5 000 km²<br>Interannuel</td><td>Modèle conceptuel à deux<br>compartiments. Proche de<br>SPARROW et GREEN</td><td>Surplus N et P. fonction<br>de transfert et rétention<br>(surface)</td><td>N et P. Rapportage DCE</td><td>Anthropique (surplus)</td><td>France. Masses d'eau<br>DCE. Calcul exports N et P<br>Risque eutrophe</td><td>Test de scénarios<br>simplistes (surplus)</td></tr><tr><td>OCDE</td><td>Lacs</td><td>OD morphométrie</td><td>P et chlorophylle</td><td>Modèles statistiques<br>empiriques à l'état<br>stationnaire</td><td>Apports de P</td><td>Calcul des apports<br>maximums admissibles<br>de P</td><td>Pas d'état transitoire, pas<br>de groupes algaux</td></tr><tr><td>DYRESM-CAEDYM</td><td>Lacs</td><td>1DV</td><td>Cycles N, P, Si, oxygène</td><td>Différents groupes<br>phytoplanctoniques dont<br>les cyanobactéries</td><td>Apports aux limites +<br>météo</td><td>Scénarios de réduction<br>de P</td><td>Logiciel payant</td></tr><tr><td>CE-QUAL W2</td><td>Lacs et estuaires stratifiés</td><td>2DV cartésien avec<br>couplage possible<br>lac → fleuve → estuaire<br>avec ramification</td><td>Cycles N, P, DBO, oxygène,<br>pH</td><td>N groupes phyto, zoo,<br>macrophytes à définir,<br>sulfure et méthane, flux<br>hyporhérique</td><td>Idem</td><td>Eutrophisation en eau<br>stratifiée</td><td></td></tr><tr><td>ELCOM-CAEDYM</td><td>Lacs, estuaires et côtier</td><td>3D</td><td>Cycles N, P, Si, oxygène</td><td>Idem DYRESM-CAEDYM</td><td>Idem</td><td>Simulation des blooms de<br>cyanobactéries</td><td>Logiciel payant</td></tr></tbody></table>
## ESTUAIRES, LAGUNES ET MER CÔTIÈRE

<table><thead><tr><th>Milieu</th><th>Nom</th><th>Échelle spatio-temporelle</th><th>Physique</th><th>Biogéochimie</th><th>Spécificités</th><th>Forages</th><th>Principales applications</th><th>Limites</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="10">RIVIÈRES ET FLEUVES</td><td>QUAL2EU</td><td>Réseau fluvial</td><td>1DH ramifié en régime permanent</td><td>Cycles N, P, DBO, oxygène</td><td>Outils variés d'étude de sensibilité</td><td>Apports eau et substances dans chaque maille + éclairement</td><td>Optimisation rejets ponctuels et diffus</td><td>Pas de dimension verticale ; pas de régime transitoire</td></tr><tr><td>EFDC-WASP</td><td>Fleuves et estuaires</td><td>1DH à 3D curviligne</td><td>Cycles N, P, DBO, oxygène, métaux,</td><td>Simulation de diagenèse sédimentaire</td><td>Idem</td><td>Scénarios de réduction d'apports</td><td></td></tr><tr><td>MIKE HYDRO river</td><td>Cours d'eau</td><td>1DH</td><td>Cycles C, N, P, oxygène</td><td>Interface utilisateur convivial</td><td>Idem</td><td>Scénarios de modification de rejets</td><td>Logiciel payant, peu décrit et figé</td></tr><tr><td>PEGASE</td><td>Bassins-versants et réseau fluvial</td><td>1DH ramifié</td><td>Cycles N, P, DBO, oxygène</td><td>Couplé à un SIg, avec interface utilisateur convivial</td><td>Idem</td><td>Scénarios de modification de rejets ponctuels et diffus</td><td>Pas de nappe ni de sédiment</td></tr><tr><td>RIVERSTRALER</td><td>Réseau fluvial Évolution pluridécennale de l'éutrophisation des grands fleuves</td><td>1DH ramifié</td><td>Cycles C, N, P, Si, oxygène</td><td>Diatomées, chlorophylécées, cyanobactéries ; couplé à un GIS (plateforme pyNuts)</td><td>Idem +mesures décadaires de débit en plusieurs points</td><td>Scénarios de réduction de rejets ponctuels et diffus</td><td>Pas d'états transitoires en dessous de la décade, pas de nappe</td></tr><tr><td>PROSE-RIVE</td><td>Cours d'eau</td><td>1DH non ramifié</td><td>Cycles N, P, DBO, bactéries, oxygène</td><td>Divers types de matière détritique</td><td>Idem</td><td>Effet d'aménagements des rejets sur O<sub>2</sub></td><td>Pas de réseau fluvial, ni nappe, ni sédiment</td></tr><tr><td>MIKE 3 ECO</td><td>Côtier</td><td>3D cartésien</td><td>Cycles C, N, P, oxygène</td><td>Interface utilisateur convivial</td><td>Marée aux limites + météo + apports fluviaux</td><td>Optimisation de rejets</td><td>Logiciel payant, peu décrit et figé</td></tr><tr><td>DELWAQ</td><td>Côtier</td><td>3D volumique curviligne</td><td>Cycles N, P, Si, oxygène</td><td>N groupes phyto, macrophytes, pH, réseau trophique</td><td>Idem</td><td>Eutrophisation lagunaire et côtière</td><td>Logiciel payant complexité</td></tr><tr><td>MIRO&CO</td><td>Côtier</td><td>3D cartésien</td><td>Cycles N, P, Si</td><td>Phyto Phaeocystis, traçage N</td><td>Idem + apports atmosphériques N</td><td>Blooms Phaeocystis, scénarios DCE</td><td>Pas de sédiment</td></tr><tr><td>ECOMARS3D</td><td>Côtier</td><td>3D cartésien</td><td>Cycles N, P, Si, oxygène</td><td>Ulves, trois phytotoxiques, traçage N et P</td><td>Idem + apports atmosphériques N</td><td>Marées vertes, scénarios DCE</td><td>Pas de biochimie dans le sédiment</td></tr><tr><td>ERSEM</td><td>Côtier</td><td>OD à 3D</td><td>Cycles C, N, P, Si, oxygène</td><td>Quotas généralisés, trois groupes phyto, biogéochimie dans sédiment</td><td>Idem</td><td>Eutrophisation mer du Nord et Méditerranée</td><td>Très complexe, difficile à calibrer</td></tr><tr><td>MOHID</td><td>Estuaire et côtier</td><td>3D cartésien</td><td>Cycles N, P, DBO, oxygène</td><td>Calcul de flux intégrés par zones, couplage avec modèle de bassins-versants</td><td>Idem</td><td>Estuaires et lagunes</td><td>Écologie rudimentaire</td></tr><tr><td>WQMAP</td><td>Côtier</td><td>3D curviligne</td><td>Cycles N, P, oxygène</td><td>Bathymétrie sur système d'information géographique mondial</td><td>Idem</td><td>Rejets industriels et urbains</td><td>Ni macrophytes, ni réseau trophique</td></tr><tr><td>ECOPATH-ECOSIM</td><td>Écosystème marin</td><td>OD</td><td>Réseau trophique complexe</td><td>Calculs d'indices de transfert de la matière dans le réseau</td><td>Apports nutriments, contraintes écophysiologiques</td><td>Réponses des espèces exploitées à l'eutrophisation</td><td>Pas de physique spatialisée</td></tr></tbody></table>
### 5.4.3. L'utilisation des modèles

#### Contrôle des apports de nutriments azotés et phosphorés aux milieux aquatiques

Grâce à la fiabilité de la simulation des débits très variables par la partie hydraulique des modèles, et aux variations tamponnées des concentrations, les modèles de bassins-versants sont en mesure de produire des flux réalistes de N et P dissous sous divers scénarios. Mais les flux particulires beaucoup plus intermittents restent imprécis, et la simulation de scénarios futurs bute sur l'incertitude quant à l'évolution des pressions anthropiques. Dans le réseau hydrographique (rivières puis fleuves) drainant ces bassins-versants, les modèles ont permis de reconstruire l'évolution à long terme des flux de nutriments sous l'effet des changements d'activités humaines, ce qui permet d'évaluer l'amplitude de variation des apports possibles. Le PIREN-Seine a ainsi reconstruit l'évolution pluriséculaire des activités polluantes, mais aussi épuratrices, du bassin de la Seine et son impact sur le niveau d'eutrophisation du fleuve. Une modélisation du Danube a reproduit l'exemple saisissant de la baisse de 25 % des flux azotés et de 50 % des flux phosphorés suite aux changements sociétaux des années 1990 en Europe centrale et de l'Est, ayant entraîné des fermetures d'industries, de grandes fermes d'élevage et une baisse notable de la consommation d'engrais.

Dans le cas où l'on veut prévenir l'eutrophisation de lacs et d'estuaires, dont la production primaire est avant tout limitée par l'accès à la lumière et le temps de résidence de l'eau, l'approche OCDE a permis d'estimer le flux azoté ou phosphoré maximum annuel que chaque écosystème à l'équilibre peut accepter du bassin-versant en amont sans dépasser un niveau acceptable de biomasse chlorophyllienne. En mer côtière, se pose la question du rôle respectif des diverses sources de nutriments ; le traçage numérique a permis de visualiser l'action à longue portée, parfois transfrontière, de certains grands fleuves (Loire, Seine, Rhin, etc.) et d'évaluer la part de chacun dans l'eutrophisation des zones côtières ouest-européennes, mais aussi de montrer la part non négligeable (entre 10 et 30 %) des dépôts azotés atmosphériques dans les eaux du large.

#### Contrôle de la biomasse végétale et des algues toxiques

Dans les rivières et les fleuves, le temps de résidence dans un tronçon s'allonge au fur et à mesure que l'on descend des têtes de bassin (éventuellement torrentueuses en montagne) vers le cours inférieur et l'estuaire. Les modèles reproduisent ce risque croissant d'eutrophisation de la source vers l'embouchure, et certains montrent la compétition entre phytoplancton emporté par le courant et phytobenthos fixé au fond. Contrairement au phytoplancton, le phytobenthos peut croître dans les eaux courantes des parties plus en amont des fleuves, générant d'ailleurs un freinage du courant exploré par quelques modèles. À la fin du XXe siècle, étant donné la richesse nutritive de beaucoup de fleuves, les modèles montraient rarement une limitation de la croissance algale par P ou N, seul Si limitait la croissance des diatomées après leur efflorescence printanière ; l'éclairement et le temps de résidence restaient les facteurs de contrôle dominants. Depuis l'interdiction du phosphate dans les lessives et la déphosphatation généralisée des stations d'épuration, plusieurs cas modélisés montrent une limitation par le P qui a diminué partiellement les très fortes proliférations visibles dans le cours médian des fleuves. Les diatomées dominent en général le phytoplancton printanier et automnal, alors que l'été, la baisse du débit et le fort éclairement autorisent la croissance d'algues non siliceuses, des chlorophycées notamment. Pour diminuer l'eutrophisation des cours d'eau stricto sensu, les modèles ont donc en général recommandé de baisser les apports phosphorés plutôt que les apports d'azote. La modélisation a aussi apporté des propositions de critères d'eutrophisation plus adaptés aux fleuves. Si on peut en effet transférer les critères d'eutrophisation lacustre (par exemple : biomasse chlorophyllienne planctonique dans la colonne d'eau) aux systèmes fluviaux lents (lentiques) tels que la Seine, il faut les modifier pour les cours d'eau rapides (lotiques) tels que la Garonne amont. Des critères dynamiques comme la production primaire et la respiration, ainsi que leur rapport, permettent de diagnostiquer soit l'eutrophisation d'un segment autotrophe (production/respiration > 1) où la production dépasse 1-2 mg C.m⁻².j⁻¹ soit une pollution organique d'un segment hétérotrophe (production/respiration < 1) où la respiration dépasse 1-2 mg C.m⁻².j⁻¹. Par ailleurs, si la cible ultime est la diminution de l'eutrophisation côtière, les modèles peuvent fournir à travers les rapports N/P/Si des flux à l'embouchure des indices de risque (par exemple : ICEP) de développement d'espèces marines toxiques (diatomées Pseudo-nitzschia ou dinoflagellés en eaux à fort rap-
port N/Si). C'est par ce lien avec l'eutrophisation marine que des modèles récents recommandent donc égale-
ment une forte baisse des apports azotés dans les fleuves.

Dans les lacs, les modèles montrent en général qu'une augmentation des apports en P ne modifie pas beaucoup la biomasse des diatomées (assez vite limitées par la diminution de l'éclairement disponible par effet d'auto-ombrage), alors qu'elle stimule la prolifération estivale des cyanobactéries. Selon les modèles, l'augmentation prévue de la température de l'eau liée au changement climatique aurait tendance à avancer la floraison printanière de diatomées, après laquelle l'épilimnion resterait plus longtemps carencé en azote inorganique dissous, favorisant alors la prolifération des espèces de cyanobactéries fixatrices d'azote, et une diminution consécutive du zooplancton herbivore en raison de la faible valeur nutritive des cyanobactéries.

Les estuaires ont une production primaire limitée par l'éclairement, en raison de la forte turbidité de la zone de transition eau douce-eau de mer. Mais de nombreux estuaires sont aussi protégés des proliférations planctoniques par leur faible temps de résidence, à tel point qu'un modèle a servi à explorer les effets d'une possible dérivation partielle du Yangzi Jiang dans un bras plus rapide, avec l'objectif de diminuer la production primaire et la réorienter vers des espèces moins nuisibles. Toutefois, dans une vingtaine de cas finlandais et une quinzaine au Canada, la chlorophylle moyenne ou le déficit d'oxygène dans les eaux de fond ont pu être significativement corrélés avec le pourcentage de surface agricole sur le bassin-versant. Plusieurs modèles de petits estuaires ont montré que l'eutrophisation estuarienne pouvait être réduite par la baisse des apports fluviaux azotés, alors que d'autres ont montré que dans les grands estuaires, c'était le P qui restait l'élément de contrôle, comme en eau douce. Le constat que pratiquement aucun estuaire au monde ni aucune zone marine côtière tempérée (à part le nord très peu salé de la mer Baltique) ne semble favorable à la prolifération de cyanobactéries, pourtant capables de surmonter la limitation par N, a posé aux scientifiques une énigme, que deux modèles OD très simples ont tenté de résoudre. Les deux montrent que, en mer, la croissance des cyanobactéries devient trop faible pour contrebalancer la dispersion par les courants et la prédation exercée par le zooplancton et les invertébrés benthiques filtreurs. Ceci est en partie dû à la biodisponibilité plus faible du molybdène et du fer, qui ralentit tellement la croissance des cyanobactéries qu'elles ne parviennent plus à générer des quantités de cellules photosynthétiques suffisantes pour alimenter en énergie les cellules spécialisées dans la fixation d'azote gazeux.

En lagune, les modèles ont permis, en augmentant les apports d'azote, de reproduire le remplacement succes-
sif des prairies de zostères et des petites espèces de phytoplancton par des accumulations de macroalgues
benthiques vertes puis, enfin, par des proliférations de grandes espèces de phytoplancton. Ils montrent aussi le
passage d'une limitation phosphorée printanière à une limitation azotée estivale. La simulation de cultures ostréi-
coles dans une lagune crée un puits de phytoplancton drainant des nutriments bien au-delà de la stricte zone de
culture, et génère une source locale de nutriments recyclés à partir des biodépôts organiques sédimentés sur le
fond. Les installations conchylicoles en lagune créent donc une fixation locale au fond d'une partie des apports
nutritifs provenant sporadiquement des bassins-versants. Ce foyer benthique de nutriments est la cause d'une
prolifération de macroalgues vertes qui, en mourant, augmentent encore la matière organique concentrée au fond.

En mer côtière, les proliférations de macroalgues vertes se sont avérées contrôlées par la richesse en azote de l'eau littorale. Les modèles ont eu pour objectif d'estimer des seuils de concentration à ne pas dépasser à l'exutoire des fleuves, pour contenir ces « marées vertes » à un niveau acceptable. Dans plusieurs autres sites, les modèles suggèrent qu'une réduction forte des apports azotés pourrait diminuer la prolifération de flagellés (*Phaeocystis*) ou de dinoflagellés, et la toxicité des diatomées *Pseudo-nitzschia* par baisse du rapport N/Si. La gestion des ressources halieutiques, à l'aide du modèle de réseau trophique à l'état stable ECOPATH, simulant de nombreux compartiments animaux jusqu'aux poissons, a montré que l'eutrophisation pouvait maintenir l'écosystème dans un état productif, mais un peu immature, car le réseau trophique ramifié a laissé place à quelques petits réseaux trophiques à chaînes courtes.

Contrôle de l'oxygène dissous dans les eaux de fond

Dans les rivières et les fleuves, la consommation d'oxygène était, jusqu'à la moitié du XXe siècle, massivement le fait de la dégradation des rejets bruts de matières organiques, tant urbains qu'industriels (tanneries, etc.). Une première étape d'épuration de ces rejets a conduit alors à rejeter dans les fleuves le produit de la dégradation aérobie de ces matières organiques, c'est-à-dire pour l'azote, d'abord de l'ammonium, puis du nitrate si le pro-
cédé d'épuration comporte une phase aérobie. Les modèles simulant la nitrification expliquent que ces rejets « clarifiés » ont pu effectivement restaurer l'oxygénation du fleuve en aval immédiat des stations d'épuration, mais que la lente nitrification bactérienne, au fil du fleuve, de cet ammonium rejeté en amont a reporté le problème de l'anoxie parfois très en aval, non loin de l'embouchure (Seine, Loire). Depuis la fin des années 2000, l'ajout systématique d'une étape finale de nitrification/dénitrification dans les stations d'épuration a permis de supprimer cet effet délétère différé en dégazant l'azote dans l'atmosphère. La simulation des profils d'ammonium et d'oxygène dissous lors de trois époques successives montre la spectaculaire restauration de l'oxygénation de tout le cours de la Seine au fur et à mesure que sa teneur en ammonium était rabaissée.

**En lac**, les modèles ont permis d'évaluer quantitativement les effets à attendre d'une réaération artificielle de l'hypolimnion. Dans les petits réservoirs, l'entraînement de l'eau de l'hypolimnion par des bulles ascendantes permetrait de déstratifier localement la colonne d'eau, et d'introduire de l'oxygène dans l'eau par diffusion à travers les parois de microbulles (diamètre ≈ 1 mm).

**En estuaire**, le risque d'anoxie vient de l'isolement d'une couche de fond, qui reçoit les matières détritiques sédi-mentant sans pouvoir renouveler son oxygène dissous à partir de l'atmosphère. La modélisation montre que l'ap-profondissement de l'estuaire par dragage peut aussi transformer un estuaire bien mélangé verticalement en un estuaire à biseau salé, propice à l'hypoxie si l'on n'a pas parallèlement diminué la quantité de matière détritique.

**En lagune**, du fait de la très faible hauteur d'eau et de la proximité des stocks sédimentaires, plusieurs modèles se sont focalisés sur la simulation de l'accumulation des matières organiques dans les sédiments, notamment en zone ostréicole génératrice de biodépôts. La minéralisation intense de ces dépôts provoque un flux nutritif vers l'eau de fond, qui stimule la prolifération de macroalgues vertes, et une forte consommation d'oxygène en été, qui peut conduire à l'anoxie mortelle pour la faune (phénomène de malaïgue). La prise en compte des flux benthiques d'azote et de phosphore dans le modèle s'avère en général indispensable à une simulation réaliste de l'état d'eutrophisation des lagunes.

**Les zones hypoxiques de mers côtières** (en mer Baltique, mer Noire, golfe du Mexique), tant dans les modèles statistiques que dans les modèles mécanistes, se sont avérées liées (mais de façon non linéaire) aux apports croissants d'azote par les fleuves locaux. On explique ainsi l'apparition au début des années 1970, puis l'exten-sion de la zone eutrophe et hypoxique la plus vaste au monde (22 000 km²), dans le golfe du Mexique. Plus la zone est stratifiée, plus les processus de respiration instantanée du phytoplancton et des bactéries minéralisa-trices dans la zone obscure de la colonne d'eau ressortent comme les processus contrôlant ces hypoxies, la lente minéralisation du stock détritique sédimentaire constituant un facteur aggravant. Les résultats de différents modèles peuvent être utilisés pour compléter la couverture géographique des réseaux de surveillance et fournir une carte de l'état d'oxygénation des fonds, comme en mer Baltique (Figure 5.5).

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

Figure 5.5. Évaluation de la concentration annuelle minimum en oxygène dissous (mg/L) des eaux de fond de la Baltique et de la baie Allemande à partir de mesures et de modélisations de l'année 2006. Source : Almroth et Skogen, 2010.
## Scénarios de remédiation testés par simulation

Sur les bassins-versants, les scénarios le plus souvent testés concernent l'application de bonnes pratiques agricoles, donc la réduction de la fertilisation. Ces scénarios aboutissant à une amélioration insuffisante de la qualité de l'eau, les modèles peuvent tester des mesures complémentaires, comme la mise en place de zones tampons (bandes enherbées, zones tampons riveraines). Enfin, les modèles ont exploré des scénarios plus radicaux, tels que le développement de l'agriculture biologique ou de conservation, ou la conversion de terres arables en prairies permanentes ou en forêt. Sur les grands bassins-versants, les modèles montrent que le développement de l'urbanisation et de l'agriculture conventionnelle augmenterait les pertes de nutriments, mais restent plus ambigus sur l'effet d'une diversification des cultures, des changements climatiques et de la hausse du CO2. Par exemple, si le réchauffement est censé diminuer les flux d'eau, et donc aussi les flux dissous par lessivage des sols, les flux de nutriments sous forme particulaire pourraient s'intensifier lors d'événements extrêmes plus fréquents ; la hausse des températures jouera à la fois sur les processus sources (minéralisation de l'azote du sol, diminution de l'extension des zones humides dans les têtes de bassins-versants) et les processus puits (dénitrification). Ces simulations prennent rarement en compte les changements à moyen et long terme de l'utilisation du sol, induits ou non par les changements climatiques, dont l'effet pourrait être bien supérieur à l'effet thermique direct sur le fonctionnement des systèmes.

Dans les rivières et les fleuves, les modèles montrent que l'amélioration ultime des traitements des rejets urbains dans les stations d'épuration (déjà très efficace pour beaucoup d'entre elles) ne parviendrait qu'à baisser les biomasses planctoniques que de quelques pourcents supplémentaires. Si les modèles ont contribué à focaliser la lutte contre l'eutrophisation des cours d'eau sur l'abaissement des rejets phosphorés, la prise en compte désormais des effets des apports terrigènes sur l'eutrophisation marine amène à tester des scénarios de diminution combinée des flux azotés et phosphorés continentaux, allant jusqu'à prendre en compte des modifications profondes des systèmes agricoles, voire des systèmes alimentaires (diminution de la part des produits animaux dans l'alimentation) (cf. ESCo Élevage et environnement).

Dans les lacs, des simulations ont évalué l'efficacité de différentes mesures physiques (réaération par bulleurs) ou chimiques (traitement des eaux usées, réduction des nutriments issus de l'élevage) et de leur combinaison pour préserver la qualité des lacs. Les modèles permettent par exemple de conseiller un nombre de buses, un débit gazeux et une taille de bulles (diamètre = 1 mm) optimaux pour induire la déstratification estivale. Ils montrent aussi que l'augmentation de poissons herbivores peut contribuer à la restauration du Bon état écologique en diminuant la biomasse phytoplanctonique.

En estuaire, plusieurs modèles ont montré que la réduction des apports nutritifs par baisse du débit fluvial ne réduirait pas la biomasse phytoplanctonique estuarienne autant qu'une baisse des concentrations dans l'eau fluviale. Un modèle multirégressif calibré sur 10 estuaires américains se jetant dans le golfe du Mexique, donnant le niveau d'hypoxie en fonction de l'intensité de la stratification, du flux d'azote et du rapport P/N du fleuve, a montré que sept estuaires requerraient entre 50 et 95 % de réduction des flux azotés actuels pour revenir à une oxygénation suffisante. Toutefois, dans un cas d'estuaire moyennement eutrophe hébergeant de la conchyliculture (élevage de moules du Limfjord danois), un modèle a expliqué la baisse de croissance du cheptel (et son impact économique négatif) par une réduction trop forte des apports terrigènes, suite aux recommandations faites pour recouvrer le Bon état écologique de la DCE. En ce qui concerne l'effet du changement climatique, un modèle a montré que les surfaces des herbiers régresseront encore de quelques pourcents si le niveau marin monte de 30 cm, mais qu'elles pourraient réaugmenter de 50 % si on diminuait les apports terrigènes de nitrate de 50 % ou plus.

L'une des principales motivations des modèles de lagunes eutrophes a été la simulation d'opérations de remédiation basées sur la diminution des apports nutritifs terrigènes, la circulation de l'eau par pompage ou l'élargissement des canaux vers la mer, l'exploitation de la biomasse végétale, la modification de l'emplacement et de la densité d'élevage des structures ostréicoles, ou l'enlèvement de la couche superficielle des sédiments saturée en nutriments. La diminution des apports nutritifs terrigènes (azotés pour les lagunes marines et saumâtres, phosphorés pour les lagunes quasiment douces) semble être en général la stratégie de remédiation la plus efficace, mais il convient de bien cerner la part respective de l'urbain et de l'agricole dans ces apports. En cas de dominance urbaine, la stratégie couplant une minéralisation partielle de la matière organique en stations d'épuration
et un by-pass partiel des rejets en mer apparaît à efficacité égale comme moins onéreuse que la minéralisation complète de la matière organique en stations d'épuration. Dans le cas de bassins-versants agricoles, les modèles permettent de montrer que c'est la partie diffuse des apports azotés d'origine agricole qu'il conviendrait d'abord de diminuer fortement, car les apports ponctuels de N et P d'origine urbaine ne représentant souvent qu'une faible partie des apports. Dans les lagunes conchyliocles comme l'étang de Thau, vu le point de départ très côtier des malaïgues, la modélisation montre qu'éloigner les parcs ostréicoles de la côte limiterait considérablement le risque d'extension des malaïgues et que la réduction de la biomasse en élevage freinerait l'autoalimentation de la malaïgue en diminuant la matière organique morte. Aucun modèle n'a encore vraiment simulé l'effet attendu du raclage de la couche superficielle du sédiment.

En mer côtière ouverte, si P et Si s'avèrent souvent limitants à la fin de la floraison printanière, c'est N qui devient limitant en été, quand les risques de prolifération de dinoflagellés toxiques ou d'hypoxie de fond sont les plus grands. En Europe du Nord-Ouest, on peut considérer que les objectifs OSPAR de réduction des apports ont été atteints voire dépassés pour P grâce à l'implémentation de mesures environnementales, tandis que, pour N, des modèles montrent qu'un changement radical des pratiques agricoles devait être envisagé pour atteindre ces objectifs. Sauf dans les mers encloses (mer Baltique, très peu salée, et mer Noire peu salée), où il faut réduire les apports de P la très grande majorité des modélisations recommandent une réduction des apports de N, souvent dans de fortes proportions. C'est toujours le cas pour les accumulations littorales de macroalgues vertes, mais c'est également souvent dans les cas d'eutrophisation phytoplanctonique, par exemple pour limiter les efflorescences de Phaeocystis de mer du Nord ou diminuer l'anoxie du golfe du Mexique. Certains modèles évaluent entre 45 % et 70 % la réduction nécessaire des apports terrigènes d'azote pour obtenir un résultat significatif. Quelques modèles suggèrent également qu'il est important de ne pas laisser les apports azotés saturer les capacités dénitrifiantes du sédiment, ni les apports de phosphore saturer les oxydes de fer adsorbeurs de phosphate, car une aggravation soudaine de l'eutrophisation (point de basculement) pourrait en résulter. La constitution d'un stock sédimentaire de matière organique est pointée comme un retardateur potentiel des effets d'une remédiation et la cause d'un réoligotrophisation plus lente que l'eutrophisation (phénomène d'hystérésis) : pour les grands sites majeurs enclavés comme la mer Baltique, même en cas d'arrêt brutal et définitif des apports anthropiques terrigènes, la modélisation suggère que le retour à une situation de non-eutrophisation pourrait prendre un siècle. Pour cette mer, les modèles tendent à montrer que le réchauffement climatique risque d'étendre les zones hypoxiques et anoxiques, sauf si l'on parvient à réduire fortement les apports de nutriments. L'augmentation des bivalves ou poissons brouteurs s'avère être un levier de remédiation à utiliser avec précaution, en raison des effets indirects en retour que cela peut induire : si la colonne d'eau est effectivement épurée de son excès de phytoplancton, le recyclage plus rapide des nutriments peut augmenter la production primaire et donc les biodépôts organiques sur le fond et les risques d'hypoxie.

### 5.4.4. Les limites actuelles des modèles et les améliorations envisageables

Pour la partie physique (hydrodynamique, température et salinité), les modèles ont incontestablement fait des progrès en réalisme quand ils sont passés d'une approche par compartiments (modèles multiboîtes numériquement diffusifs) à une approche aux dérivées partielles dans l'espace 1D, puis 2D et enfin 3D.
Pour la partie biogéochimique et écologique des écosystèmes aquatiques, il n'existe pas vraiment de consensus clair sur les processus à prendre en compte, leur hiérarchisation, et surtout la façon de les formuler. Ne simulant qu'un seul cycle biogéochimique (P en eau douce, N en eau marine), les premiers modèles historiques ne pouvaient pas faire émerger d'eux-mêmes une limitation préférentielle par N ou P alors qu'aujourd'hui la plupart des modèles de fleuves, d'estuaires et d'écosystèmes côtiers simulent en parallèle les cycles de N et P voire Si, et parviennent à désigner par eux-mêmes la succession dans le temps et/ou l'espace de l'élément le plus limitant. C'est ainsi qu'en milieu marin, les modèles désignent bien d'eux-mêmes l'azote comme l'élément limitant des marées vertes à macroalgues, tandis qu'ils montrent une succession plus complexe dans le cas des eaux colorées à phytoplancton : leur limitation printanière est souvent aujourd'hui le fait du phosphore et/ou du silicium, tandis que leur limitation estivale repasse sous
le contrôle de l'azote. Le forçage encore peu fréquent de modèles marins par des modèles fluviaux permet d'explorer des scénarios de réduction couplée de N et P. Par ailleurs, initialement dotés d'une variable phytoplanctonique unique, les modèles essaient aujourd'hui de simuler la compétition entre différents types algaux par introduction de traits fonctionnels dans la formulation des compartiments phytoplanctoniques ou benthiques ; mais cela se heurte pour l'instant au manque de paramétrisation robuste des traits de ces groupes. Le couplage de processus se déroulant dans le sédiment avec ceux pris en compte dans la colonne d'eau se développe progressivement pour les describeurs chimiques, mais très peu pour les describeurs biologiques : presque aucun modèle ne gère à l'heure actuelle les phases sédimentaires dormantes des cyanobactéries, micro- ou macroalgues proliférantes. Par ailleurs, les flux nutritifs entre eau et sédiment estimés par les modèles s'avèrent être très sensibles au type de formulation (avec seuil ou graduellement variable) adopté pour l'effet de la teneur en oxygène sur la bioturbation. Enfin, très peu de modèles d'eutrophisation intègrent une description détaillée du réseau trophique, et l'on manque actuellement d'études sur les modifications de biodiversité induites par l'eutrophisation récurrente : stimulation du plancton gélatineux, régression de la diversité algale, succession des macroalgues : *Cladophora* -> *Pylaïella* -> *Ulva* dans une baie marine graduellement enrichie, effet des substances toxiques issues de l'eutrophisation telles que $H_2S$, cyanotoxines ou toxines phytoplanctoniques. De même, très peu de modèles ont abordé l'impact des contaminants (métaux, pesticides, polluants émergents) dans les processus liés aux phénomènes d'eutrophisation. Les études de sensibilité ou d'incertitude existantes montrent le plus souvent que les paramètres des équations ont des effets corrélatifs, et que seuls quelques-uns contrôlent les résultats. On note aussi un effet d'échelle, les modèles de petits écosystèmes s'avérant plus sensibles que ceux de grands systèmes. En partie à cause de l'énorme temps de calcul requis pour réaliser les simulations avec de gros modèles 3D, la calibration est faite sur un nombre très réduit de paramètres, et le degré d'incertitude sur les résultats des modèles est rarement quantifié. Une autre source d'incertitude réside dans les forçages utilisés, qui s'avèrent souvent imprécis dès qu'il s'agit d'activités humaines, car ce sont des données difficiles d'accès et à réactualiser souvent, du fait de leur variabilité dans le temps et l'espace. C'est notamment le cas des activités agricoles : type de fertilisation, transferts d'effluents d'élevage à courte ou longue distance, type d'interculture, de travail du sol, etc. Par ailleurs, la lente réponse des compartiments de stockage (nappes souterraines, sédiments) fait que les écosystèmes eutrophes sont plus souvent en état transitoire que stationnaire, et peu de modèles disposent des longues séries temporelles d'observations qui seraient nécessaires pour bien les calibrer/valider. Enfin, il ne faut pas oublier que plusieurs variables d'état des modèles sont très rarement mesurées, notamment les variables détritiques, dans l'eau et les sédiments. Tout cela devrait inciter les auteurs à faire preuve de beaucoup de prudence dans leurs conclusions. Sur la mer Baltique et la mer du Nord, quelques articles récents ont comparé les résultats de plusieurs modèles, ou les ont combinés dans des simulations dites ensemblistes. La disparité entre les modèles augmente quand on passe de la physique (courants, température, salinité) à la chimie (nutriments) puis à la biologie (algues, brouteurs).

L'application des modèles à l'évaluation de scénarios de remédiation est réalisée pour fournir de grandes tendances suite à des modifications fortes des forçages, et souvent en ne considérant qu'un segment du continuum, alors que les flux nutritifs se transfèrent et se transforment des têtes de bassin à la mer côtière. En raison du passage graduel d'une limitation de la croissance phytoplanctonique par le phosphore en eau douce à une limitation par l'azote en mer, il convient de savoir où se trouvent, sur le gradient de salinité, les proliférations planctoniques et les hypoxies que l'on souhaite voir diminuer pour évaluer le rôle respectif des apports terrigènes de N ou P. L'introduction systématique des compartiments accumulateurs et donc à temps de réponse long, qu'ils soient physiques (sol, nappes souterraines, bras morts de fleuves, marais maritimes) ou biogéochimiques (stocks des sols et sédiments) constitue une voie d'amélioration des modèles. La modélisation des transferts diffus de phosphore reste en particulier un défi scientifique, en raison de leur intermittence et leur grande variabilité (entraînement par les pluies d'orage, érosion des berges, etc.). Le chaînage des modèles de bassin-versant avec ceux des réseaux fluviaux puis enfin avec ceux de la mer côtière a commencé à se pratiquer depuis les années 2000, mais concerne souvent des systèmes de grande extension et utilise des formalisations simplifiées. La fiabilisation de ces chaînes de modèles et une meilleure évaluation de leurs incertitudes sont un préalable à leur utilisation opérationnelle pour cerner les flux maximums admissibles qui garantiraient la non-eutrophisation de l'ensemble du continuum aquatique.
### 5.4.5. Des approches systémiques de modélisation : SFA, ACV et modèles bioéconomiques

Parallèlement à ces approches de modélisation, des démarches d'estimation des flux et des risques potentiels d'eutrophisation ont été développées pour mieux estimer les impacts des activités humaines sur les flux d'azote et de phosphore. Ces approches sont particulièrement intéressantes dans des démarches de comparaison de scénarios de remédiation.

L'approche SFA (Substance Flow Analysis) permet de calculer des flux, à l'échelle d'un pays ou de régions, pour mettre en évidence la contribution de certaines filières de production, notamment de filières agricoles. Les flux aux systèmes naturels sont basés sur des coefficients estimés souvent très grossièrement, de sorte qu'ils n'ont pas de sens à l'échelle locale. Cette approche a été particulièrement appliquée pour estimer les flux de phosphore. Par exemple, un inventaire réalisé au Royaume-Uni a permis de comparer la production de phosphore sous forme de déjections aux besoins des cultures, indiquant un léger excédent ; puis de distinguer la provenance selon les différentes filières de production animale. Au niveau français, cet inventaire des flux de phosphore a été fait à l'échelle nationale et sur deux grandes régions (Bretagne, Bassin parisien). Il a permis de quantifier les flux liés à l'alimentation animale et aux déjections, et donc de calculer un coefficient d'excration, puis de les comparer aux exportations par les cultures. Cette approche permet d'approcher l'échelle à laquelle peuvent s'instaurer des déséquilibres entre les apports et les exportations par les cultures.

L'approche ACV, ou analyse du cycle de vie, et le calcul d'une empreinte azote ont été développés pour évaluer les impacts potentiels sur l'eutrophisation de modes de production, en agriculture notamment, de traitement des eaux. Ces approches ont pu être appliquées à une filière de production agricole, à des modalités de production, plus récemment à un territoire. L'intérêt de ces approches est de bien prendre en compte l'ensemble des sources, y compris les transports, les infrastructures, etc., et donc de resituer les impacts de filières dans une vision globale des modalités de production. La limite de ces approches est qu'elles ne sont pas contextualisées, étant basée sur des approches normatives de coefficients d'impact. Ces approches permettent aussi de considérer un ensemble d'impacts (changement climatique, acidification, etc.) et d'analyser des synergies et/ou des antagonismes entre différents enjeux. Les travaux réalisés s'accordent en général sur la nécessité de tenir compte du devenir des émissions qu'elles soient atmosphériques, dans le sol ou dans l'eau, et de leurs effets, notamment par la notion de charge critique. Les modèles sont basés sur une simplification, considérant l'élément limitant par référence au ratio de Redfield. L'empreinte N est une méthodologie prometteuse d'autant plus qu'elle est couplée à l'analyse du cycle de vie, prenant en compte le système anthropique et le milieu. Elle permet de donner une vision globale de l'usage et de l'efficience de l'azote.

Cet inventaire des méthodes doit aussi souligner les tentatives encore peu nombreuses pour coupler des modèles biophysiques et économiques. Certains des résultats issus de ces modèles ont été évoqués ci-dessus dans la partie économique.
## 5.5. Agir dans la complexité : instruments et pratiques d'une gestion intégrée

### 5.5.1. Une gestion intégrée de l'eau pour une meilleure prise en charge de l'eutrophisation

De nombreux travaux publiés depuis les années 1990 mettent l'accent sur l'intérêt d'aborder les processus d'eutrophisation dans le cadre de dispositifs de recherche fondamentale et de recherche finalisée visant la production de connaissances interdisciplinaires, en articulant sciences biophysiques et sciences humaines et sociales. Ils relèvent, pour la plupart, de l'écologie appliquée et des sciences de gestion. Cette évolution n'est pas propre à l'étude des problèmes d'eutrophisation, mais concerne de façon générale la plupart des problèmes environnementaux résultant à la fois de l'accélération des changements et du couplage entre changements environnementaux et changements sociaux dans les systèmes socioécologiques complexes. Elle est particulièrement développée dans le domaine de la gestion de l'eau et des zones côtières, où les principes de la gestion intégrée sont repris dans différents dispositifs de politiques publiques. La diversité disciplinaire des auteurs comme l'évolution des politiques publiques participent ainsi à la structuration d'un domaine de production scientifique relevant des sciences de la soutenabilité, qui investit de nouvelles approches conceptuelles de la gestion de l'eau et dont l'eutrophisation constitue un cas d'école. Ce domaine de recherche, en plein développement, vise à construire des connaissances interdisciplinaires permettant une compréhension et une prise en charge effective des problèmes de durabilité. Très structuré en Scandinavie et en Amérique du Nord, il est encore peu développé en France.
La plupart des travaux qui s'inscrivent dans cette perspective restent cependant circonscrits à l'Europe et à l'Amérique du Nord, aires géographiques pour lesquelles les pollutions azotées et phosphorées font l'objet d'une problématisation ancienne et de politiques publiques très structurées. Les publications en sciences sociales qui prennent l'eutrophisation comme objet central d'analyse et non comme élément de contexte restent néanmoins encore peu nombreuses, et portent souvent sur des données assez anciennes. Le fait que la gestion intégrée soit de longue date reconnue, en France comme en Europe, comme un principe directeur de la gestion de l'eau s'est beaucoup moins traduit en sciences sociales qu'en sciences biophysiques, par de la recherche finalisée. De fait, les travaux sur les politiques de l'eau restent globalement dis joints de ceux qui portent sur la gestion intégrée des socioécosystèmes concernés par l'eutrophisation. L'ambition des travaux sur la gestion intégrée est généralement de produire des modèles à dimension générique : aussi insistent-ils malheureusement peu sur le contexte réglementaire et les dispositifs d'action publique précis attachés aux cas étudiés.

Ces travaux sur la gestion intégrée des socioécosystèmes concernés par l'eutrophisation ont deux points communs. Le premier est que les approches développées répondent globalement au principe d'une gestion intégrée de l'eau, définie comme la prise en compte des processus socioécologiques et de leurs interactions dans un territoire donné (un bassin-versant, par exemple). Le second, lié à cet ancrage conceptuel, réside dans le questionnement de la production des savoirs au sein de la gestion intégrée. Quels savoirs doit-on et peut-on mobiliser pour rendre compte des processus socioécologiques qui concourent à l'eutrophisation ? Comment peut-on les élaborer afin de les rendre opérationnels pour la gestion ? Comment doit-on les présenter aux acteurs qui sont susceptibles de prendre des décisions ou de changer leurs pratiques ? Les modalités d'implication des porteurs d'enjeux sont ainsi discutées dans leur efficacité et limites respectives.

### Un traitement de la complexité des processus d'eutrophisation

L'appel à une gestion plus intégrée est d'abord lié à la mise en évidence et à la réévaluation de la complexité des systèmes concernés et des phénomènes d'eutrophisation qu'ils subissent, appelant à un dialogue entre différentes disciplines scientifiques, au-delà du domaine strict des sciences de l'environnement. Les différentes dimensions de cette complexité ont été développées dans les chapitres précédents : les processus d'eutrophisation sont multifactoriels, non linéaires, marqués par des irréversibilités. L'eutrophisation apparaît comme un
phénomène multiforme, caractérisé à la fois par la chronicité, l'existence d'épisodes de crises et de points de
basculement, qui oblige à repenser les formes traditionnelles de lutte contre les problèmes environnementaux. La
littérature scientifique relative à la gestion de l'eutrophisation véhicule donc de façon générale l'idée majeure que
les réponses apportées seront intégrées et systémiques, c'est-à-dire prenant davantage en compte la nature et la
multiplicité des interactions et rétroactions entre changements sociaux et politiques d'une part, et changements
écologiques d'autre part. La spatialisation et la temporalité des processus socioécologiques concernés obligent
en effet à déconstruire un mode de pensée linéaire et de simple causalité.

Les expériences interdisciplinaires entre sciences sociales et sciences de l'environnement au sujet de l'eutro-
phisation reprises dans la littérature soulèvent deux enjeux scientifiques majeurs. Le premier enjeu réside
dans la difficulté d'obtenir des données issues de domaines scientifiques différents afin de les intégrer dans
un questionnement ou un modèle communs ; que ce soit parce que les données socio-économiques sont man-
quantes, ou parce qu'elles relèvent de démarches qualitatives et non quantitatives. Le second enjeu est relatif
au fait que les approches en sciences sociales, notamment lorsqu'elles s'appuient sur des enquêtes par entre-
tiens, « englobent » le sujet de l'eutrophisation dans un système discursif et cognitif bien plus large que le seul
processus biophysique. Si cela revêt un intérêt majeur pour le sociologue ou l'anthropologue, cela complique
d'une certaine manière l'échange interdisciplinaire. Celui-ci doit alors générer un dialogue réflexif entre disci-
plines pour tenter d'articuler des résultats qui ne sont pas portés par les mêmes langages, et qui concernent
des échelles d'appréhension différentes. La complexité sociale est également largement questionnée par les
chercheurs en sciences sociales (sociologues, anthropologues, politistes et géographes) qui développent des
approches en termes de représentations et perceptions sociales diversifiées, d'enjeux socio-économiques
et politiques potentiellement contradictoires et de prises en charge publiques contrastées : ces approches
peuvent parfois paraître, à court terme, moins opératoires et impliquer une prise de risque pour certains
acteurs. Elles sont cependant essentielles dans le cadre d'une action publique efficace dans le temps long.

L'évaluation des effets des politiques publiques de lutte contre l'eutrophisation

Le développement de la recherche sur la gestion intégrée est lié au recul dont disposent désormais les chercheurs pour analyser les politiques de gestion de l'eutrophisation et leurs effets. Les travaux consacrés à l'analyse des politiques de lutte contre l'eutrophisation font d'abord apparaître la multiplicité des trajectoires suivies et leur forte dépendance aux contextes locaux. Ils apportent des éléments précieux de contextualisation des politiques mises en œuvre depuis le début du XXe siècle.

Face à des phénomènes complexes dont il est très difficile de venir à bout, les auteurs font état de l'écart persistant entre les objectifs affichés, les moyens engagés et la faiblesse des résultats. En effet, des résultats significatifs sur le plan de la maîtrise des flux de phosphore et d'azote ont pu être obtenus dans certaines circonstances précises, de façon temporaire ou plus durable. Ils sont en revanche beaucoup plus limités en termes de restauration des milieux et de diminution des conséquences de l'eutrophisation. Ces résultats sont globalement convergents avec ceux que produisent les sciences de l'environnement jusqu'à présent, bien que les travaux en sciences humaines et sociales adoptent généralement un point de vue plus critique, du fait de leur attention aux conditions sociopolitiques dans lesquelles des instruments de politiques publiques sont conçus et mis en œuvre.

Les recherches menées par les historiens, sociologues, géographes et politistes mettent en effet l'accent sur l'impor-
tance historique des activités de cadrage des porteurs d'enjeux, qu'il s'agisse des acteurs industriels ou agricoles
mis en cause, ou des gestionnaires publics de la ressource : celles-ci recouvrent l'ensemble des activités visant à
produire et à définir le sens des idées destinées à mobiliser ou à contre-mobiliser, pour contrôler les termes dans
lesquels un problème est mis à l'agenda politique et devient public. Du fait de la prédominance des approches tech-
niques du problème et de la difficulté à infléchir des modèles de développement qui tendent vers une augmentation
des facteurs de stress des hydrostèmes, ces activités de cadrage ont joué un rôle déterminant dans la prise en
charge effective de l'eutrophisation : elles ont conduit à la fois à une limitation du spectre des instruments d'action
publique mobilisés, à une focalisation sur certaines activités et à un ajustement à la baisse des objectifs poursuivis.
La gestion de l'eutrophisation implique par ailleurs la prise en compte des intérêts et des représentations par-
fois antagonistes des acteurs sociaux au sujet des problèmes d'eutrophisation. Du fait des tensions sociales et
politiques liées à l'eutrophisation, à ses conséquences et à sa gestion dans certains territoires, la participation
d'acteurs extra-institutionnels – ou de groupes d'intérêts dont la collaboration avec l'administration est moins établie – au travail de problématisation est assez limitée et suscite la méfiance. Elle s'avère pourtant essentielle dans une perspective de changement, en empêchant que les stratégies d'évitement obèrent dans la durée la crédibilité des institutions et la légitimité des régulations environnementales. De nombreux travaux menés dans la région des Grands Lacs et en Europe montrent ainsi le rôle majeur que joue la mobilisation des associations de défense de la qualité de vie, d'usagers (comme les pêcheurs ou les praticiens d'activités aquatiques) ou de scientifiques lanceurs d'alerte dans la mise en mouvement de l'action publique. Leur intégration dans la gouvernance locale de la qualité de l'eau, comme dans les Commissions locales de l'eau en France, oblige certains acteurs clés à intensifier leurs efforts. C'est par exemple le cas en France quand, en 2008-2009, des associations locales de lutte contre les marées vertes alertent sur les dangers sanitaires associés à la décomposition des algues vertes sur les plages en Bretagne : bien que la prévalence et la gravité de ce risque ne soient pas reconnues par tous les porteurs d'enjeux, ce changement de cadrage occasionne une implication beaucoup plus importante de l'État et le lancement d'un plan gouvernemental de lutte contre les algues vertes doté de moyens conséquents.

Dans ce contexte, l'absence de reconnaissance de la diversité des représentations et des « façons de connaître » est un point de faiblesse des politiques négociées. Les représentations sociales constituent et reflètent en effet des formes d'appropriation des éléments de l'environnement, auxquels sont attribués un sens et une valeur. Autrement dit, une meilleure connaissance des perceptions de la qualité de l'eau et des problèmes qui l'affectent est susceptible de contribuer à transformer les porteurs d'enjeux et d'intérêts particuliers en contributeurs effectifs de la conception et de la mise en œuvre des politiques de gestion.

## La dynamique des connaissances et les relations entre sciences et politiques

Pour faire face à l'incertitude et à la complexité des problèmes d'eutrophisation, un consensus s'est donc progressivement construit pour les aborder simultanément dans leurs dimensions scientifique et politique. Les gestionnaires des milieux, et de l'environnement de manière plus générale, sont à l'interface de la production scientifique et de l'application de mesures visant à enrayer les processus d'eutrophisation. Le partage des savoirs entre scientifiques et gestionnaires n'est pas seulement dépendant de l'état des connaissances concernant l'eutrophisation, mais également de la manière dont ces connaissances sont diffusées et partagées. Il est ainsi impossible de comprendre la production et la diffusion des connaissances utiles à la gestion de l'eutrophisation sans les relier à leurs contextes sociopolitiques d'émergence et de lieux de diffusion. C'est dans cette perspective que des travaux s'intéressent, plus particulièrement, à la réception et à la coconstruction de connaissances hors de la sphère « scientifiques/gestionnaires ». Ces travaux concernent majoritairement les agriculteurs dont les pratiques impactent les milieux aquatiques et sont à ce titre, réglementées. Plus rarement, ils s'intéressent à la gestion des déchets et des eaux usées et concernent ainsi une population plus large et les opérateurs publics locaux.

Les processus d'eutrophisation sont alors abordés comme des problèmes sociopolitiques, dans le cadre de réflexions plus larges sur la qualité de la démocratie en contexte de fortes incertitudes, comme condition d'une bonne prise en charge des problèmes environnementaux. Plus que de développer la connaissance, il s'agit alors d'aller dans le sens du développement d'un modèle politique de dialogue autour des connaissances. Ce changement aurait plusieurs vertus :

* faciliter la mise en évidence des liens entre problèmes locaux (l'approvisionnement en eau, le développement local, la cohabitation des activités et des usages, la qualité des milieux, etc.) et les changements globaux, notamment la perturbation des cycles biogéochimiques de l'azote et du phosphore ;

* permettre d'appréhender conjointement l'ensemble des processus qui agissent sur la qualité de l'eau et la diversité des dimensions à prendre en compte ;

* s'inscrire dans une perspective finalisée, dans un contexte où la gestion s'appuie très fortement sur la production et l'interprétation de données scientifiques ;

* faire de la qualité de la communication entre des acteurs sociaux et plus largement, de la reconnaissance de la pluralité des regards, des savoirs et des formes de problématisation une condition de la réussite des politiques mises en œuvre, allant au-delà du simple dialogue entre la recherche et les organismes gestionnaires, intégrant le poids des activités humaines dans les processus d'eutrophisation et les implications sociales et économiques des actions de remédiation.
Les savoirs relatifs à l'eutrophisation, ses causes et ses impacts sont en effet au centre des questionnements non seulement dans leurs significations, mais surtout dans leur capacité à créer du lien et du sens au sein des rapports sociaux. En particulier, la façon dont les connaissances scientifiques sont mobilisées dans les politiques de lutte contre l'eutrophisation a fait l'objet de lectures circonstanciées et souvent critiques dans la littérature. Le défi majeur consiste ainsi en une transformation effective des interfaces science-politique pour permettre la compréhension, la sensibilisation, la mobilisation des acteurs et leur participation effective dans des politiques qui sont exigeantes en termes d'objectifs, s'inscrivent dans le long terme et mettent en relation des mondes sociaux aux cultures et aux intérêts parfois très éloignés.

### 5.5.2. Principes de la gestion intégrée

La diffusion de la gestion intégrée s'est appuyée sur des expériences nationales et supranationales. Pour le cas français, la loi sur l'eau de 1964, en créant les Agences de l'eau, a consacré un principe de territorialisation de la gestion, à travers les bassins-versants et de démocratisation participative avec les différentes instances et déclinaisons locales telles que les Schémas d'aménagement de gestion des eaux (SAGE). La gestion par district géographique impulsée, dès 2000, par la DCE à l'aide de plans de gestion et de programmes de mesures a renforcé les principes de gestion intégrée.

Le Parlement mondial de l'eau définit la gestion intégrée des ressources en eau comme « un processus qui favorise le développement et la gestion coordonnés de l'eau, des terres et des ressources connexes, en vue de maximiser, de manière équitable, le bien-être économique et social sans pour autant compromettre la pérennité d'écosystèmes vitaux ». Cette définition portée initialement par les instances internationales œuvrant avec les grands groupes privés est discutée et appréhendée de manière différente par les chercheurs. La gestion intégrée de l'eau rassemble plusieurs principes. Quatre d'entre eux sont transversaux aux études relatives à l'eutrophisation : l'approche socio-écosystémique, la gestion dite « adaptative », la prise en compte des connaissances « profanes » et les approches participatives. Le cadre d'analyse « Pressions-État-Impacts-Réponses » (PSIR) fait dans ce cadre l'objet de nombreuses adaptations et de nouveaux développements depuis le milieu des années 2000. Les travaux menés par C. Pahl-Wostl et ses collaborateurs insistent par exemple sur l'intérêt de cette approche pour accroître la capacité du système à faire face au changement et à produire des réponses autonomes (Figure 5.6). L'ensemble du processus doit être perçu comme itératif et procédant par boucles successives, par opposition à l'approche assez linéaire et séquentielle qui est souvent adoptée lors de l'utilisation du système PSIR.

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Figure 5.6. La gestion adaptative représentée dans un cadre PSIR étendu (Pression-État-Impact-Réponse). Les boîtes indiquent le type de variables et de processus qui sont importants.
Source : Pahl-Wostl, 2007.
De par sa dimension participative et l'hétérogénéité des groupes sociaux potentiellement concernés, la gestion intégrée des socioécosystèmes implique un travail approfondi sur la diversité des façons de connaître et de problématiser une situation donnée, ainsi que la conception d'indicateurs prenant en compte la dimension sociétale de la prise en charge des pollutions et des processus de changement. La science politique, la sociologie, la psychologie environnementale, l'ethnologie, l'économie, les sciences de gestion peuvent utilement contribuer à cette prise en compte.

### 5.5.3. Expériences et pratiques de la gestion intégrée

#### Gestion intégrée et modélisation

L'élaboration des connaissances pour la gestion se situe à l'interface des sciences de l'environnement et des sciences sociales, nécessitant d'étendre le seul processus « naturel » aux interactions plus générales entre sociétés humaines et les autres composantes des socioécosystèmes. Penser « à l'interface » nécessite pour les chercheurs comme pour les gestionnaires de trouver des outils de dialogue communs.

Dans ce cadre, les modèles sont largement investis et discutés dans la littérature en sciences de l'environnement. Fait nouveau depuis les années 2000, le degré d'intégration des modèles s'accroît et s'étend progressivement au-delà de la modélisation bioéconomique. Les articles théoriques comme les expériences empiriques prenant en compte les dimensions politique et sociale des problèmes d'eutrophisation restent toutefois rares. En dehors de l'économie, les publications en sciences sociales qui découlent de ce mouvement portent pour l'instant moins sur les données utilisées dans les modèles que sur leur réception et leur utilisation dans les arènes de la participation.

#### LA MODÉLISATION CONCEPTUELLE

Les principes de la gestion intégrée de l'eau se déclinent à travers diverses démarches conceptuelles afin de mieux appréhender la complexité des processus socioécologiques de l'eutrophisation. Un large consensus se dessine concernant la nécessité :

* d'aborder de manière globalisée et non plus localisée ce type de pollution et ses effets ;

* de penser conjointement dynamiques écologiques et sociales dans une perspective de durabilité (entendue au sens large).

Ce consensus agit à deux niveaux différents. Il questionne la production scientifique dans sa capacité à rendre compte d'un tel fonctionnement systémique et/ou suggère, par la pratique de la gestion, de mettre en place ce cadre de réflexion ; les deux niveaux sont bien évidemment liés, nombre de chercheurs étant impliqués dans des programmes de recherche appliquée. Cette littérature donne lieu à des conceptualisations le plus souvent schématisées, montrant les interactions permanentes entre les éléments du système, peu soumises à l'expérience du terrain, mais servant prioritairement de cadres analytiques. Elles se sont particulièrement développées à l'appui des plans de gestion pluriannuels associés à la prise en charge des pollutions dans les Grands Lacs d'Amérique du Nord, en mer du Nord et en mer Baltique. Peu d'entre elles parviennent cependant à concilier la précision dans la description des interactions au sein du système avec un niveau de lisibilité suffisant pour accroître l'intelligibilité des processus et des leviers pour les non-experts. Le modèle ci-dessous s'efforce de montrer les liens et les trajectoires possibles entre les différents éléments, en incluant les aspects socio-économiques. La représentation au sein d'une même figure se heurte ici, comme le soulignent les auteurs, aux effets spatio-temporels différés de certaines relations. Ainsi, certaines relations au sein de ce schéma sont typiques des zones peu profondes, tandis que d'autres sont plutôt susceptibles d'avoir lieu au large (Figure 5.7).
<figure><img src="image_61.png" /></figure>

Figure 5.7. Cette figure complète le schéma descriptif général de l'eutrophisation (Figure 2.7) avec un compartiment consacré à la sphère socio-économique, dans le cadre d'une application du modèle conceptuel Drivers-Pressures-State-Impacts-Responses (DPSIR) développé par l'Agence environnementale européenne, au cas de l'eutrophisation de la mer Baltique. Ce type de représentation, incluant les dynamiques sociales, est encore très peu développé dans la littérature internationale, à la fois en raison du petit nombre de programmes de recherche interdisciplinaires ayant abouti à la production d'analyses en termes de gestion intégrée d'une part, de la complexité de lecture qui résulte de l'ajout des effets socio-économiques et des options de gestion dans le modèle d'autre part. Le processus est ici divisé en i) causes, ii) effets primaires, iii) effets secondaires, iv) réponses sociales, et v) options de gestion. Les causes sont ensuite divisées en quatre catégories, qui sont liées aux sources de nutriments. Les effets primaires sont regroupés en une partie physique et chimique et une partie biologique. Différentes couleurs indiquent si un effet n'est pas détecté, si la preuve de son occurrence dans la mer Baltique manque, ou si cet effet est typique des zones peu profondes. Source : Lundberg, 2005.
Les chercheurs de l'Alliance pour la résilience proposent ainsi une lecture systémique de l'eutrophisation à travers la notion de cycle d'adaptation. Ce type de modélisation intégrée prend appui sur des analyses longitudinales de long terme, documentées par des données historiques d'écologie qui sont liées à des données contextuelles (changements démographiques, socio-économiques et politiques). La modélisation rétrospective permet une meilleure représentation des dynamiques des socioécosystèmes, mais reste à dominante descriptive. Le cas du lac Mendota aux États-Unis en est un bon exemple, représentatif d'une longue phase de détérioration suivie de tentatives répétées pour restaurer la qualité de l'eau (Figure 5.8) : les auteurs identifient quatre cycles principaux, chacun étant divisé en quatre phases (Carpenter et al., 2001) :

* Le premier cycle débute avec l'arrivée des immigrés européens autour de 1840 développant l'agriculture et réduisant la résilience du lac, du fait des ruissellements des sols labourés et des sédiments entraînés, réduisant la transparence de l'eau du lac. Cet état d'exploitation connaît une longue transition. La population croît, mais de manière lente ainsi que l'impact de l'agriculture sur le lac. L'intensification de l'agriculture et de l'urbanisation après la Seconde Guerre mondiale génère la phase 3 ou l'effondrement du système, clôturant le cycle 1.

* Le deuxième cycle débute par la phase de renouvellement et de réorganisation. Dès les années 1970, plusieurs projets concernent le détournement des eaux usées, sans grand succès. Des épisodes de croissance d'espèces végétales envahissantes génèrent une nouvelle mise en visibilité de l'eutrophisation. Pour les auteurs, le cycle 2 s'achève sur une transition institutionnelle (qui prend en charge le problème) mais pas sur un changement d'ordre écologique.

* Le troisième cycle est impulsé par les gestionnaires du lac afin de réduire le phosphore à l'échelle du sous-bassin hydrographique. Le faible engagement des agriculteurs explique, en partie, l'échec rapide de ce cycle.

* Le quatrième cycle commence dans les années 1980 avec une approche en termes de biromanipulation, par l'introduction de poissons piscivores (les carnivores exerceront une forte pression de prédation sur les poissons planctonophages, permettant au zooplancton brouteur plus abondant d'exercer une plus forte pression de broutage sur le phytoplancton et ainsi réduire la concentration en algues). Cette action de manipulation artificielle ne fonctionne que quelques années, et elle est mise en défaut par la pêche et par de forts événements pluvieux s'accompagnant de fortes reprises d'érosion et d'entraînement de sédiment et de phosphore au lac, clôturant le quatrième cycle.

* Le cinquième et dernier cycle émane de la collaboration entre les gestionnaires et les chercheurs qui se lancent, à la fin des années 1990, dans un nouveau programme d'action ambitieux (réduction de 50 % des apports de P) liant la participation des agriculteurs, le contrôle de l'érosion et la préservation ou la restauration des zones riveraines et des zones humides. Les niveaux de phosphore ont tendance à se stabiliser voire à décliner (sans que les auteurs puissent encore l'associer avec certitude aux actions entreprises).

<figure><img src="image_62.png" /><figcaption>Figure 5.8. Cycles de gestion du Lac Mendota, Wisconsin, États-Unis. Chacun des quatre cycles connaît quatre phases. Source : Carpenter et al., 2001.</figcaption></figure>
UNE DERNIÈRE FAMILLE DE TRAVAUX EST FONDÉE SUR LA CONSTRUCTION DE SCÈNARIOS PROSPECTIFS, EN LIEN AVEC LA DÉTERMINATION D'OBJECTIFS DES POLITIQUES PUBLIQUES ET DES TRAJECTOIRES D'ÉVOLUTION,

Ces démarches ont notamment permis de mettre en avant, dans le champ de l'économie, l'intérêt du couplage bioéconomique pour déterminer des objectifs de politiques publiques. Certains auteurs préconisent également des approches différentes, comme de tenter d'améliorer simplement la situation actuelle. Les travaux réalisés en anthropologie et en sociologie sur ce sujet sont moins nombreux et plus critiques. Ils mettent davantage en avant les biais attachés aux choix de scénarios, les asymétries d'information et de pouvoir qui les sous-tendent, ainsi que le processus de sélection/exclusion des savoirs, notamment des savoirs contextualisés, qui les accompagnent. En l'état actuel des connaissances, les effets de ces démarches sur le plan de l'adhésion des porteurs d'enjeux, de leur mobilisation, de l'effectivité des politiques publiques mises en œuvre restent incertains.

Coconstruire avec les acteurs locaux : le cas des pollutions agricoles diffuses

Les expériences de coconstruction engagées par les chercheurs se concentrent aujourd'hui majoritairement sur les espaces agricoles, ouvrant aux agriculteurs un nouvel espace d'échanges, dans des formes alternatives aux propositions cadrées jusqu'alors par les institutions. Mais la majorité des expériences menées se réalise en lien étroit avec les acteurs institutionnels, ce qui constitue une condition et un appui de la recherche, mais introduit aussi un biais important dans l'évaluation des résultats produits, puisque celle-ci est adossée à des perspectives de transformation des pratiques et de régulation, donc comporte une forte dimension normative.

Les objectifs poursuivis dans le cadre de telles démarches sont multiples :

* développer des alternatives de gestion prenant en compte les points de vue des acteurs locaux afin de résoudre les conflits liés à la ressource en eau ;

* élaborer des modèles relatifs aux apports de nutriments depuis les espaces agricoles jusqu'à leur émission dans les masses d'eau réceptrices afin de partager les connaissances avec les acteurs locaux ;

* construire des outils sous forme de scénarios pour planifier et estimer économiquement la gestion future.

Dans le contexte institutionnel de l'application de la DCE, la majorité des articles internationaux sur ce thème émanent de collectifs de chercheurs scandinaves. Mais des recherches sont également menées, depuis le début des années 2000, en France et au Royaume-Uni, focalisés sur l'échelle locale. De fait, un nombre croissant d'acteurs s'intéresse aux pratiques agricoles et à leurs possibles modifications dans le cadre de la mise en œuvre des réglementations. Celles-ci génèrent, selon les pays, des tensions politiques plus ou moins fortes entre le monde agricole et celui de la protection des milieux aquatiques.

L'ensemble de ces travaux interroge la capacité d'un modèle à être performant dans un cadre participatif. Deux couvrants de recherche peuvent ici être distingués : l'un est fondé sur la théorie classique des choix rationnels, centrée sur le calcul coût/bénéfices réalisé par les individus ; l'autre introduit une dimension plus qualitative et contextuelle à l'analyse. De façon générale, les enquêtes les plus approfondies mettent en évidence l'importance des identités collectives, de la mémoire des rapports sociaux et de la qualité des relations avec les institutions comme facteurs d'engagement dans des programmes d'amélioration de la qualité de l'eau. Les connaissances partagées au sein du monde agricole concernant les processus d'eutrophisation sont fondamentales pour modifier les pratiques de production et de gestion. L'importance de la diffusion des savoirs au sein du monde agricole et de ses propres règles de fonctionnement est régulièrement soulignée. La confiance, l'expérimentation qui se partage, les liens identitaires et collectifs sont ainsi à considérer pour étudier les mobilisations dans le monde agricole.

Le cas des marées vertes en France suscite des travaux en termes de sciences de gestion assez proches de ceux menés à l'étranger. La difficile articulation entre les logiques économiques et les politiques publiques d'une part, et entre les politiques publiques elles-mêmes reste un obstacle majeur à la diminution de l'eutrophisation. Les formes de l'engagement des agriculteurs et des parties prenantes oscillent entre une inscription localisée et territorialisée et une normalisation plus étendue. Le risque encouru est celui d'un système polarisé entre d'un côté, une culture de l'écologie industrielle, au sens d'une limitation technologique des impacts, et de l'autre, une série de microsystèmes alternatifs, promouvant des changements systémiques des modes de production. Deux autres points sont, cependant, plus amplement développés dans le cas français. Le premier est la prise de parole des scientifiques engagés dans des dispositifs d'expertise. Le second point réside dans la mise en évidence de la dimension symbolique associée aux algues vertes. « Figures du désordre », elles problématisent
les conséquences environnementales de choix de société : cette accession au statut de symbole des méfaits du productivisme agricole accentue la complexité de la gestion et les incertitudes attachées à la prise en charge de l'eutrophisation côtière en Bretagne.

La littérature relatant les expériences de coconstruction au sein des territoires agricoles questionne également la pertinence et l'efficacité des modèles comme outils participatifs et l'intérêt de se focaliser sur le partage des savoirs relatifs à l'eutrophisation. Leur utilisation généralisée est à l'origine d'une multiplicité d'épreuves pour les acteurs sociaux impliqués : dans leurs traductions expertes ou profanes, dans leur capacité à traduire des attachements, des valeurs et des identités, à rendre compte de la complexité des systèmes socioécologiques et à aboutir à de nouvelles actions de gestion.

## Les tensions associées à la production et à la diffusion des connaissances

Les cas d'eutrophisation permettent ainsi de rendre compte à la fois de l'engouement pour les méthodes participatives comme alternative possible aux démarches plus classiques générées par la régulation économique et/ou réglementaire des problèmes environnementaux, mais aussi des limites que ces mêmes méthodes comportent en termes d'action publique. Certains auteurs mettent même en avant leur possible instrumentalisation.

Les limites reposent sur la difficile représentation de l'ensemble des acteurs ne partageant pas les mêmes connaissances et n'étant pas dotés des mêmes ressources pour participer aux concertations. Les intérêts socio-économiques et politiques contribuent également à la mise en échec d'une mise en partage : les leviers les plus importants se situent à d'autres échelles et certains acteurs structurants (comme les grandes organisations économiques agricoles) sont sauf exception absents des dispositifs mis en place.

Ce point rejoint le constat plus général selon lequel persiste une césure majeure entre les objectifs, les instruments et les modes de gouvernance des politiques de l'eau d'une part, et ceux des politiques agricoles d'autre part. Les leviers dont disposent les acteurs locaux, y compris agricoles, pour infléchir des modèles productifs qui ne sont pas orientés majoritairement vers la production locale et qui s'insèrent dans le cadre de marchés et des politiques agricoles construits à d'autres échelles, sont de fait limités. Dans ce contexte, s'assurer de la participation effective de l'ensemble des acteurs de la filière doit permettre de mieux répartir l'effort contributif, tout en appuyant des évolutions structurelles dans le monde agricole et agroalimentaire. Cette condition n'est toutefois pas suffisante.

De façon plus générale, les enjeux associés à la diffusion des connaissances, à leur partage, à leur coconstruction dans des espaces de négociation, soulèvent deux tensions majeures. La première résulte du caractère protéiforme des espaces de négociation. Certains résultent d'expériences portées par des chercheurs, dans le cadre d'un programme, qui articulent les « bonnes » conditions pour instruire un dialogue constructif, mais restent soumis à la temporalité de la recherche et aux cadrages institutionnels. D'autres émanent directement de dynamiques institutionnelles (auxquelles les chercheurs participent ou qu'ils observent) et qui peinent, souvent, à se défaire de rigidités technocratiques (en matière d'échanges, d'enjeux soulevés, etc.). L'espace de la négociation, dans sa forme « idéale », reste au final profondément ambigu. La seconde tension porte sur l'échelle de la coconstruction, entre l'échelle du territoire « concerné », du local voire du microlocal et celle plus globale, d'un hydrosystème et de son bassin-versant, par exemple. Les savoirs, mais aussi les pratiques, les attachements ne participent pas de la même manière à ces diverses échelles d'appréhension de l'eutrophisation.

Les tensions soulignées par les exercices de gestion participative de l'eutrophisation désignent, en effet un angle mort dans les travaux jusqu'alors réalisés à ce sujet. Peu de chose sont dites au sujet de la culture professionnelle des acteurs (lorsqu'il ne s'agit pas des chercheurs) en charge de ces exercices, qu'ils relèvent des sphères agricoles, environnementales, administratives. La diffusion de « la pratique de l'interface » et de ses apports en termes cognitifs et relationnels auprès des acteurs institués est à l'heure actuelle abordée de façon peu approfondie dans la littérature, par contraste avec le face-à-face entre les chercheurs et les acteurs locaux.

Ainsi, en elles-mêmes, ces limites et ces tensions ne différencient pas fondamentalement la gestion de l'eutrophisation d'autres problématiques de gestion de la qualité de l'eau, et toutes reçoivent des éléments de réponse par une gestion intégrée de l'eau à l'échelle des bassins-versants, telle qu'elle a été instituée et développée dans le droit français depuis la création des Agences de l'eau en 1964. Plusieurs dimensions de la gestion de l'eutrophisation impliquent cependant de franchir un pas supplémentaire dans l'intégration de la gestion. La première est
l'articulation de différentes échelles de temps. La seconde concerne les niveaux de gestion : si les mécanismes biophysiques de l'eutrophisation sont principalement locaux, ses ressorts sociopolitiques ne peuvent être appréci-hendés uniquement à cette échelle. Si les politiques de gestion ont progressivement pris en compte la nécessité de prévenir les pollutions à la source, elles font aujourd'hui face à un double défi pour prendre en charge les pol-lutions diffuses : celui de réorienter les politiques agricoles aux échelons communautaire et national d'une part, celui de reconstruire les liens entre les activités agricoles et les territoires dans lesquels elles s'inscrivent, sur un plan économique, politique et social. Dans ce contexte, l'encouragement de l'innovation sociale et territoriale constitue, plus qu'une forme d'accompagnement au changement dans un contexte de fragilité de l'agriculture sur de nombreux territoires, un complément indispensable aux dispositifs de gouvernance intégrée de la qualité de l'eau à l'échelle des bassins-versants.
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# 6. Conclusions générales

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Deux définitions de l'eutrophisation ont été proposées à partir de l'analyse de la littérature : l'une traitant de l'eutrophisation dite « naturelle » ou géologique, et l'autre de l'eutrophisation **anthropique**. Il est apparu important de les dissocier car la description de l'eutrophisation naturelle ne doit pas occulter la menace que font peser les activités humaines sur les cycles du phosphore et de l'azote, au même titre que sur celui du carbone. Aujourd'hui, c'est bien le développement accéléré de l'eutrophisation d'origine anthropique qui concentre l'essentiel des inquiétudes sociétales et des préoccupations de gestion. C'est donc de l'eutrophisation d'origine anthropique qu'il s'agit dans cette expertise scientifique collective.

## 6.1. Les constats

Les écosystèmes aquatiques sont des systèmes complexes, dont le fonctionnement est régi par des équilibres dynamiques. L'eutrophisation est un déséquilibre de fonctionnement, déclenché par un changement dans les quantités, les proportions relatives ou les formes d'azote et de phosphore entrant dans les systèmes. La nature et l'intensité des réponses dépendent également de facteurs environnementaux tels que la lumière, le temps de résidence de l'eau et la température.

Le **mécanisme général** de réponse des écosystèmes à ces changements d'apports de nutriments est commun aux écosystèmes d'eaux continentales et marines : une augmentation de l'azote et du phosphore entraîne une augmentation de la biomasse végétale, générant progressivement une diminution de la pénétration de la lumière dans la colonne d'eau. Les écosystèmes aquatiques passent ainsi d'un système avec des apports limités de nutriments à un système progressivement saturé en nutriments, dans lequel le nouveau facteur limitant devient la lumière. Ce mécanisme induit une cascade de réactions en chaîne, avec notamment une modification de la structure des communautés biologiques et des réseaux trophiques, ainsi que des changements dans les
cycles biogéochimiques. Ces changements peuvent s'opérer de manière progressive, proportionnellement aux forçages, ou au contraire de manière brutale. Les effets les plus notables de l'eutrophisation sont les **proliférations végétales**, parfois **toxiques**, la **perte de biodiversité** et les **anoxies** qui peuvent se traduire par la mort massive d'organismes aquatiques.

Chaque écosystème est unique et possède son histoire et sa dynamique propre, elle-même liée aux conditions géologiques, géomorphologiques, hydrologiques, écologiques et climatiques locales, mais aussi aux pressions anthropiques passées et présentes et à leur nature, ainsi qu'aux contextes sociologiques et économiques dans lesquelles elles se sont inscrites. Ainsi, si les mécanismes sont génériques, les **trajectoires de l'eutrophisation** sont diverses, en lien avec la diversité des situations locales, avec des effets de seuils très dépendants des contextes passés et présents. Des conditions aggravantes existent : des liens sont ainsi suspectés entre eutrophisation, toxicité et invasions biologiques. Les apports d'éléments toxiques modifient les chaînes trophiques, ceci pouvant créer des conditions plus favorables à l'eutrophisation. Les modifications des chaînes trophiques peuvent offrir des conditions favorables aux invasions biologiques. La **vulnérabilité** à l'eutrophisation varie avec ces propriétés intrinsèques de l'écosystème aquatique récepteur. La vulnérabilité est donc à définir en prenant en compte toute la chaîne de causalités directes et indirectes qui les relie.

Il résulte de cette complexité qu'il est très difficile de prédire l'évolution écologique et biogéochimique des écosystèmes aquatiques. Il est ainsi très difficile d'extrapoler avec précision des résultats obtenus sur un type d'écosystème à d'autres. Par ailleurs, les **changements climatiques** vont probablement aussi jouer un rôle favorisant l'eutrophisation. Si le rôle du climat sur les flux de nutriments semble encore en débat dans la littérature scientifique, car il dépend de l'interaction avec les usages des sols et les activités humaines, l'effet sur les communautés biologiques fait l'objet de plus de consensus : l'élévation de la température est clairement un facteur aggravant le développement de la biomasse végétale. L'allongement du temps de stratification des milieux lents, la consommation plus précoce des nutriments par le phytoplancton et la modification induite des équilibres stœchiométriques favoriseraient en outre la fréquence de développement des proliférations algales nocives, en particulier à cyanobactéries.

Les **usages du sol et les activités humaines** (urbanisation, industrialisation, agriculture) de ces cent dernières années ont radicalement amplifié les pressions et transformé les paysages. Ils ont impacté la qualité des sols, des eaux de surface et des eaux souterraines. La majorité des nappes phréatiques est polluée par les nitrates tandis que les sols et les sédiments sont souvent enrichis en phosphore. Le temps de transfert de l'azote depuis les bassins-versants vers les écosystèmes aquatiques se chiffre en dizaines d'années et la biodisponibilité en phosphore des sols et des sédiments s'est accrue. Cela explique en partie la faible diminution des flux d'azote, et, dans une moindre mesure, de phosphore aux exutoires des bassins-versants malgré les efforts engagés de diminution des intrants. Les trajectoires de restauration doivent donc se construire en fonction de leurs contextes locaux.

Un **consensus** croissant existe sur la **nécessaire réduction conjointe des apports en azote et en phosphore**, même si certains écosystèmes sont plus sensibles à l'azote ou au phosphore. En effet, tous les systèmes (traitement des eaux, des déchets, systèmes agricoles), les données biologiques, et les approches économiques soulignent l'importance de considérer ensemble N et P dans la remédiation et la prévention. Les stratégies de limitation des flux d'azote et de phosphore passent par différents niveaux d'action selon la vulnérabilité des écosystèmes aquatiques :

(1) Une **utilisation raisonnée des intrants**, fonction des milieux (sol, nappe) ; des gains d'efficacité de l'utilisation de l'azote et du phosphore semblent en effet encore possibles. Ces gains sont à rechercher tant dans le traitement des déchets et des eaux usées que dans la gestion agricole des fertilisants (composition, outils de pilotage et de contrôle dans les sols, la plante, etc.) et de l'alimentation animale (composition adaptée, etc.). Des marges de manœuvre existent à ce niveau et doivent être mises en œuvre. Cependant, dans un certain nombre de cas, elles ne suffiront pas, et d'autres leviers, touchant à la conception même des systèmes (par exemple un changement de type de production), devront être envisagés.

(2) Une **couverture végétale des sols la plus continue possible**, dans l'espace et le temps, qu'il s'agisse d'interculture, de cultures associées, de prairies, d'agroforesterie, etc. qui permette l'assimilation, en continu, des nutriments par la biomasse végétale terrestre. Cette biomasse contribuera à la séquestration du carbone dans les sols, renforçant par là même celle de l'azote et du phosphore. Les **densités animales doivent être**
**revues et limitées** à la capacité des sols à recevoir des effluents (directement ou après traitement). Un maintien des **conditions aérées** des sols, des nappes, des sédiments favorisera l'adsorption du phosphore.

(3) Le **maintien ou la restauration de la diversité des paysages** (haies, zones humides, ripisylves, etc.) qui limitent les fuites des nutriments vers les écosystèmes aquatiques par différents processus (adsorption, dénitrification, etc.). À l'inverse, il faut éviter toute transformation augmentant la vitesse d'écoulement de l'eau, comme le drainage, la rectification, l'endiguement et le dragage des cours d'eau, l'imperméabilisation des sols (urbanisation, dégradation et tassement des sols).

L'action publique en matière de gestion de la qualité de l'eau s'est organisée en **trois périodes** : celle de l'**assainissement**, en grande partie réalisée dans les pays industrialisés, mais qui demeure une urgence dans les pays à fort développement ; celle, toujours actuelle, du **traitement des pollutions industrielles et domestiques** ; et celle désormais prioritaire du **traitement des pollutions diffuses agricoles**. Dans les pays industrialisés, les évolutions observées en eau douce ont été plutôt positives depuis quelques décennies, plus fortement sur le phosphore que sur l'azote, tandis qu'en milieu marin les phénomènes d'eutrophisation semblent peu diminuer depuis le début du XXIᵉ siècle.

L'eutrophisation est un processus encadré par plusieurs **textes réglementaires** aux logiques différentes. Ainsi coexistent des directives « usages » morcelées, datant des années 1980, ciblées sur l'encadrement d'un domaine, avec des directives à ambition plus globale comme la DCE ou la DCSMM des années 2000 : la **Directive Nitrates** est axée sur l'origine agricole des nitrates, avec un seuil de 50 mg/L défini par rapport à la norme de potabilité ; la sensibilité des écosystèmes doit être explicitement prise en compte dans la caractérisation des masses d'eau pour la définition des zones vulnérables, sachant que le processus d'eutrophisation en milieu aquatique continental dépend également fortement du phosphore assimilable et des rapports relatifs entre nutriments ; la **DERU** encadre la collecte, le traitement et les rejets d'eaux résiduaires, avec des normes d'émission ponctuelle, mais pas de norme pour le milieu récepteur ; la **DCE** et la **DCSMM** exigent, quant à elles, la mise en place des mesures nécessaires pour maintenir ou atteindre l'objectif de bon état écologique des masses d'eau, via notamment un recensement régulier de l'état de santé général intégré des hydrosystèmes. À l'exception de la DCSMM, les directives ne donnent pas de préconisation précise concernant l'eutrophisation, considérée dans un ensemble de pressions potentiellement dégradantes. À chacun de ces textes répondent des dispositifs de suivi ciblés, qui sont essentiellement utilisés pour vérifier la conformité aux normes de leur domaine et qui sont insuffisamment mis en relation.

Dans le domaine de la **caractérisation de l'eutrophisation**, deux considérations fortes ressortent : d'une part, des dispositifs mis en place antérieurement à la DCE étaient plus ciblés pour encadrer le processus d'eutrophisation (par exemple diagnose rapide des plans d'eau ; suivi eutrophisation de l'Agence de l'eau Rhône-Méditerranée-Corse) : certaines variables, la fréquence de leurs relevés ou leur spatialisation étaient riches d'enseignement (cycles de 24 heures pour l'oxygène et le pH, à différentes hauteurs de la colonne d'eau pour les milieux profonds, successions saisonnières des communautés de phytoplancton ou de macrophytes, etc.). Cette assertion doit être nuancée pour le milieu marin, souvent régi par des conventions internationales et pour lequel des protocoles dédiés à l'eutrophisation ont été conservés. D'autre part, les indices biologiques de chaque élément de qualité de la DCE rendent compte d'un état général des masses d'eau sous l'effet de multiples pressions ; c'est cette propriété qui a été optimisée lors de leurs récentes mises en conformité (indices multimétriques répondant à la variété des dégradations possibles). L'examen conjoint des différents indices renforce l'ambition portée par la DCE de réaliser une évaluation plus holistique et lisible du grand public et des gestionnaires ; en revanche, cela rend plus difficile l'extraction d'un signal individualisé, comme l'eutrophisation et plus encore l'information relative à certains symptômes susceptibles de survenir (proliférations algales ou anoxies temporaires).

La quasi-absence de **modèles bioéconomiques** rend difficile l'accompagnement de la remédiation. Ces modélisations seraient à construire très tôt dans le processus de restauration pour intégrer dès le départ des aspects biophysiques, écologiques et économiques. Les études existantes indiquent que les coûts associés aux impacts qui ont pu être évalués sont élevés, renforçant l'importance de la remédiation et de la prévention. Les études concernant les plans de remédiation indiquent qu'il n'existe pas de solution idéale, mais seulement des politiques ciblées, conçues pour des situations particulières, avec des instruments développés de manière souvent ad hoc, une fois les problèmes correctement identifiés, analysés et les différentes solutions possibles évaluées.
De même, la **sociologie de l'environnement** est actuellement peu développée en France. Des pans entiers ne sont pas étudiés, tels que les mobilisations environnementales et les représentations des milieux. Le cas des marées vertes fait exception. Les transformations des territoires ne sont plus uniquement perçues comme d'ordre biophysique. Les dimensions sociologiques commencent à être prises en compte, appelant à une gestion différenciée selon les socioécosystèmes et leurs différentes échelles spatiales, mettant en jeu des acteurs différents autour de l'eutrophisation.

## 6.2. Les verrous et les pistes d'investigations futures

### 6.2.1. Vers des approches de recherche systémiques

Les travaux de recherche très intégrateurs, à l'échelle territoriale, sont encore peu présents pour répondre à des enjeux de gestion différenciée des têtes de bassin-versant, du corridor fluvial, des espaces côtiers. La remédiation de l'eutrophisation doit donc aller vers des **approches systémiques** intégrant les hydrosystèmes, les espaces urbains et agricoles, les modes de production, d'alimentation et de recyclage. La question des transitions agricoles est de manière générale étroitement liée à celle de l'eutrophisation. Les modèles mêlant simultanément les aspects biophysiques et économiques devraient être développés pour servir de base de discussion pour la définition de programmes de remédiation, malgré les incertitudes liées à une connaissance imparfaite mais en constante progression des phénomènes biophysiques, écologiques et socio-économiques. L'évolution de l'eutrophisation doit également être mieux mise en regard avec les évolutions des socioécosystèmes, dépassant des focalisations sectorielles comme celle sur l'agriculture de ces dernières décennies, le partage de savoir pouvant recréer du lien entre des groupes sociaux et des secteurs d'activité s'inscrivant dans des mondes sociaux aujourd'hui disjoints.
Des **sites d'investigations interdisciplinaires**, où s'étudieraient sur le **long terme** les dynamiques biophysiques et sociétales doivent donc être plus nombreux et plus divers (lacs, rivières, littoral), et ceux existants pérennisés. Le renforcement des coopérations entre sciences biophysiques et sciences humaines et sociales doit se faire en prétant une attention particulière à la bonne intégration des disciplines travaillant à partir de données quantitatives et qualitatives.

### 6.2.2. Utilisation des données existantes et pistes d'amélioration des cadres et des réseaux de suivi réglementaires

Les résultats d'expériences françaises de remédiation, pourtant nombreuses et anciennes, restent souvent enfouis dans une littérature grise difficile d'accès et de qualité inégale. Elles risquent de sortir de la mémoire collective si on n'y prête pas intérêt rapidement. Un enjeu est d'analyser ces expériences et d'en **publier des synthèses** dans des revues internationales. Il faut aussi encourager la numérisation des données anciennes, leur bancarisation et leur mise à disposition, compte tenu de l'importance des séries de longue durée. **L'analyse des trajectoires des problèmes publics**, selon la diversité des systèmes, les gouvernances mises en place, notamment à l'échelle européenne et internationales font partie intégrante des analyses de ces expériences. Enfin, il faut tirer parti des séries ayant pu être constituées et les interpréter (par exemple les données de proliférations de cyanobactéries mesurées à l'échelle nationale au sein des réseaux santé, etc.).

La réflexion sur le **champ réglementaire**, ses limites d'efficacité et d'applicabilité et sa possible harmonisation entre milieux, mais aussi entre pays voisins, constitue un axe de recherche pour des investigations futures : comment mieux tenir compte du continuum terre-mer dans lequel le processus d'eutrophisation se manifeste à différents degrés ? Mais aussi comment mieux tirer parti de l'information recueillie au sein des réseaux de surveillance, tout en distinguant bien quatre fonctions distinctes pour l'utilisation des données : (1) conformité aux
normes en vigueur, (2) états statistiques réguliers des milieux et de leurs évolutions spatiales et temporelles, (3) approfondissement des connaissances pour un thème donné et (4) suivi de l'efficacité des actions de remédiation. Il est possible que certaines confusions et incompréhensions perdurent quand les trois premières fonctions sont assignées aux mêmes jeux de données. La qualité des données mobilisées (nature, précision, représentativité spatiale et temporelle), tant pour les variables d'état chimique que pour les variables biologiques est essentielle : données de pressions (passées et actuelles), données chimiques et leur contextualisation géographique.
Ces réflexions permettront de dépasser les approches actuelles définissant des **seuils d'eutrophisation** sur une base essentiellement physicochimique. S'agissant de la norme de 50 mg/L de nitrates, elle est clairement relative à la potabilité de l'eau et non à la prévention des milieux vis-à-vis du processus d'eutrophisation. Avant la mise en œuvre de la DCE, une grille de consensus avait été proposée avec différentes valeurs guides dans la gamme de 2 à 50 mg/L de nitrates. Il serait intéressant d'analyser la trajectoire historique de ces valeurs et leur déclinaison territoriale. Dans tous les cas, la transparence sur les critères de jugement et la pédagogie qui y est associée sont primordiales pour établir des gammes de valeurs seuils. Des **conseils scientifiques**, des **interfaces sciences-société** doivent être mis en place de manière à créer des espaces de discussion dans la mise en place de ces démarches de diagnostic et de remédiation. Si des démarches normatives peuvent encadrer les problèmes d'eutrophisation, leur adaptabilité aux caractéristiques des bassins-versants doit aussi être pensée dans une démarche de progression des connaissances et des diagnostics et de gestion adaptative. Les **sciences citoyennes** sont encore peu visibles dans le domaine de l'eau en France à l'heure actuelle. Ces initiatives pourraient représenter un apport supplémentaire de connaissances, notamment pour des crises fugaces qui échappent à la surveillance actuelle des réseaux, mais pourraient aussi renfermer des vertus pédagogiques, ouvrant et dynamisant le dialogue entre spécialistes et observateurs potentiels.

L'analyse des impacts sociaux, sanitaires et culturels de l'eutrophisation appelle la réalisation d'études de cas et la production de connaissances très contextualisées, aujourd'hui presque inexistantes. Du point de vue des sciences sociales, il s'agit de prendre en compte les **mobilisations sociales**, les **conflits** et les **formes de problématisation** multiples qui accompagnent l'émergence de l'eutrophisation comme problème public, au travers d'une part de ses conséquences les plus dommageables, d'autre part des transformations profondes des représentations sociales associées aux écosystèmes qui caractérisent nos sociétés contemporaines. Les travaux existants montrent en effet que le spectre des instruments d'action possibles et l'efficacité des politiques en dépendent.
L'évaluation monétaire des impacts de l'eutrophisation reste encore une vraie question de recherche. Peu de références sont disponibles, et les impacts à long terme sont difficiles à évaluer.

### 6.2.3. Vers une méthodologie d'analyse du risque d'eutrophisation

Concernant les dispositifs d'étude et de suivi, une réflexion devrait s'engager pour dégager les espaces à risques de demain et définir quels devraient être leurs accompagnements opérationnels et scientifiques, complémentaires des dispositifs existants. Cela devient de plus en plus nécessaire compte tenu d'une possible exacerbation des phénomènes d'eutrophisation dans le futur sous l'effet conjugué des changements globaux. L'analyse de la littérature préconise qu'une **méthodologie d'analyse de risque** devrait combiner 1) les transferts et les transformations hydrobiogéochimiques le long du continuum terre-mer, 2) les facteurs de vulnérabilité des écosystèmes, ainsi que 3) les aléas climatiques.

La prise en compte de la variabilité des apports, des temps de résidence et des transferts de nutriments dans les têtes de bassins-versants et plus généralement le long du **continuum terre-mer** est un enjeu à la fois théorique et appliqué. Cela nécessite de renforcer la surveillance des sols et des nappes phréatiques, de dévelloper pour cela des indicateurs de la mobilité du phosphore et des transferts d'azote dans les têtes de bassins-versants. Le suivi des évolutions des sols et des eaux, au plus près des actions, est une nécessité pour s'assurer de leur efficacité. Le renforcement des méthodologies de surveillance et d'estimation des flux, en analysant l'effet des fréquences, des périodes et zones optimales de mesures, des incertitudes, en combinant des acquisitions par des capteurs haute fréquence, constitue également un enjeu. Les futures technologies in situ ou aériennes ouvrent des champs d'investigation par rapport aux situations actuelles, soit à la haute
fréquence temporelle, soit à une plus large emprise spatiale, qu'il s'agisse des sols ou des eaux. Il s'agira de les intégrer à de nouvelles stratégies de suivi, et de revoir la stratégie d'échantillonnage des eaux. Par sa prise en compte de plus en plus réaliste des facteurs physiques, chimiques et biologiques et l'enchaînement possible d'amont en aval de modèles de l'eutrophisation de divers milieux aquatiques allant des têtes de basins jusqu'à l'océan, la modélisation déterministe restera un outil clé pour l'exploration de scénarios d'apports nutritifs et climatiques, et devra assortir ses prévisions d'intervalle de confiance.

La vulnérabilité est à définir en prenant en compte toute la chaîne de causalités directes et indirectes qui influencent les propriétés intrinsèques de l'écosystème aquatique récepteur, en lien avec la diversité des situations locales, des contextes passés et présents. Les voies de progrès pour caractériser cette vulnérabilité portent sur plusieurs points. D'une part, à partie de l'extraction et de la calibration de l'information portée par les indicateurs biologiques : (1) mieux comprendre comment certaines métriques déjà utilisées dans les indicateurs biologiques ou des nouvelles métriques, signent des basculements significatifs vers des situations eutrophes, (2) repérer ces basculements dans les trajectoires de situations suivies de façon approfondie dans le temps et les interpréter en termes fonctionnels (flux et concentrations de nutriments versus relations entre les groupes biologiques). En parallèle, certains paradigmes doivent être revisités, notamment la relation entre nutriments C et Si et la production de biomasse végétale, qui semble plus complexe quand on cherche à mieux comprendre le déterminisme des proliférations algales, les changements de communautés et les ajustements trophiques. Pour ce faire, des travaux couplés en hydrologie, en géochimie, en physiologie et en écologie seront nécessaires.

Les **changements globaux** impliquent des changements dans les dynamiques hydrologiques, sédimentaires et thermiques ainsi que des changements d'usage des sols et des activités humaines. La prise en compte de l'aléa climatique est donc essentielle dans une méthodologie de caractérisation du risque d'eutrophisation. Déterminer les rôles respectifs du climat et des activités humaines est une question de recherche centrale que la modélisation peut contribuer à instruire, en complément et à partie de l'observation long terme. Les interactions entre le climat et les processus écophysiologiques, biogéochimiques (biotransformations dans les sols, les zones humides de transition et les milieux aquatiques), hydrologiques (connectivité, distribution des temps de résidence et transferts) et écologiques (réseaux trophiques) devront être éclairées. L'augmentation des concentrations en CO₂ atmosphérique devra être prise en compte, celle-ci pouvant par exemple favoriser la productivité des écosystèmes terrestres et aquatiques, et dans le même temps, intensifier les proliférations de cyanobactéries. Ces éléments créent une grande incertitude, dans les pays de l'hémisphère nord en particulier, sur les évolutions futures des écosystèmes aquatiques. Le rôle des espèces invasives vis-à-vis de l'eutrophisation en eau douce devrait être intégré aux investigations ; à titre d'exemple, la Loire, mais aussi d'autres cours d'eau de l'ouest de la France, sujets à ces invasions, sont des sites d'études à privilégier, dès lors qu'ils bénéficient de séries suffisamment riches (flux de nutriments, autres compartiments biotiques) pour y réaliser une étude systémique fonctionnelle.

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## AUTEURS ET ÉDITEURS DE L'EXPERTISE

### Pilotes scientifiques

• Gilles Pinay, CNRS : biogéochimie, bassins-versants, zones humides, azote.

• Chantal Gascuel, INRA : hydrologie, hydrochimie, bassins-versants, nutriments, agriculture, structure du paysage et qualité des eaux, modélisation agrohydrologique.

• Alain Ménesguen, Ifremer : modèles d'eutrophisation marine (marées vertes, eaux colorées, hypoxie) ; seuils de bon état écologique ; modélisation de populations d'espèces benthiques (exploitées ou invasives).

• Yves Souchon, Irstea : hydroécologie, habitat physique, hydromorphologie des cours d'eau, thermie, dynamique temporelle des communautés.

### Experts scientifiques

• Lynda Aissani, Irstea : génie de l'environnement, évaluation environnementale, analyse du cycle de vie, territoire, méthanisation.

• Pierre Anschutz, CNRS : cycle du phosphore, interface eau-sédiment, interaction eaux souterraines-eaux de surface, processus redox, milieux côtiers et lacs.

• Carole Barthélemy, université Aix-Marseille : sociologie de l'environnement, approches interdisciplinaires des interactions nature/société, pratiques, usages et représentations sociales de l'environnement.

• Fabrice Beline, Irstea : génie des procédés, procédés de traitement et valorisation, méthanisation, épuration des effluents et des déchets organiques.

• Gudrun Bornette, CNRS : écologie végétale, zones humides, rétrocontrôles trophie-thermie-contraintes physiques et fonctionnement.

• Catherine Boutin, Irstea : génie des procédés, traitements des eaux usées domestiques, performance, végétaux aquatiques, petites collectivités, assainissement non collectif.

• Magalie Bourblanc, Cirad : politiques publiques de l'eau et politiques agricoles ; analyse de l'action publique ; analyse de la construction des problèmes publics ; sociologie politique de l'expertise scientifique.

• Annie Chapelle, Ifremer : microalgues toxiques, modélisation, anoxie, sédiment, cycles de l'azote et du phosphore, phytoplancton.

• Christian Chauvin, Irstea : eaux continentales, macrophytes, bio-indication, relation biologie et physico-chimie.

• Pascal Claquin, université de Caen-Normandie : phytoplancton, écosystèmes côtiers, production primaire, diatomées, écophysiologie et écologie.

• Alain Crave, CNRS : rivières, flux de sédiments, géomorphologie fluviatile.

• Pascal Denoroy, INRA : fertilisation, agriculture, gestion des sols, dynamique terrestre du P.

• Jean-Marcel Dorioz, INRA : spéciation, bassins-versants, lacs, pollution diffuse, sols.

• Jean-Marc Douguet, université Paris Saclay : économie écologique, évaluation intégrée, analyse intégrée, indicateurs, médiation des connaissances environnementales.

• Isabelle Doussan, INRA : droit de l'environnement, droit de l'eau, droit des ICPE.

• Patrick Durand, INRA : transfert de nutriments, agriculture et qualité des eaux, structure du paysage et cycle de l'eau, modélisation agrohydrologique intégrée, hydrologie des bassins-versants.

• Claire Étrillard, INRA : droit de l'environnement, droit de l'eau, droit des ICPE, réglementation des effluents et des déchets organiques.

• Agathe Euzen, CNRS : eau, perception, représentation, usages, pratique, développement durable.

• Didier Gascuel, Agrocampus Ouest : écologie marine, réseaux trophiques, modèles trophodynamiques, stocks halieutiques, mers européennes.

• Élisabeth Gross, université de Lorraine : écologie végétale, écologie chimique, stœchiométrie écologique, lacs plats, macrophytes-phytoplankton-cyanobactéries benthiques.

• Nicolas Hoepffner, Joint Research Center, Italy : phytoplancton, production primaire, télédétection, DCSMM

• Jean-François Humbert, université Pierre et Marie Curie : écologie microbienne, écosystèmes lentiques
et lotiques, vie planctonique et vie benthique, cyanobactéries, surveillance et gestion des écosystèmes aquatiques continentaux.

• Geneviève Lacroix, Royal Belgian Institute of Natural Sciences : modélisation hydrodynamique, modélisation écologique, eutrophisation côtière, modélisation du transport de larves, manche orientale mer du Nord.

• Olivier Le Pape, Agrocampus Ouest : écologie marine, écologie côtière, habitats halieutiques essentiels, conséquences des pressions anthropiques, bon état écologique.

• Alain Lefebvre, Ifremer : dynamique du phytoplancton, systèmes instrumentés haute fréquence, surveillance, observation, OSPAR, DCSMM.

• Jean-Marie Lescot, Irstea : économie, ressources naturelles, agriculture, environnement.

• Alix Levain, INRA : socioanthropologie de l'environnement, histoire environnementale, relations sciences-sociétés, sociétés rurales et littorales, confrontation aux changements environnementaux, pollutions aquatiques.

• Laurence Miossec, Ifremer : surveillance, qualité milieu marin, directives européennes (DCE, DCSMM), bon état écologique.

• Florentina Moatar, université de Tours : flux de nutriments, analyse de suivis spatio-temporels, régime thermique des cours d'eau, modélisation du changement climatique, eutrophisation des cours d'eau.

• Behzad Mostajir, CNRS : réseau trophique microbien, interactions trophiques, plancton, structure et fonctionnement, ingénierie écologique.

• Alexandrine Pannard, université de Rennes 1 : écologie du phytoplancton, contrôles physiques, activité photosynthétique, structure des communautés, diversité.

• Frédéric Rimet, INRA : phytoplancton, diatomées, écotoxicologie, bio-indication, DNA-barcoding.

• Nadège Rossi, Centre d'étude et de valorisation des algues : écologie marine côtière, macroalgues, bio-indicateur, eutrophisation.

• José-Miguel Sanchez-Pérez, CNRS : modélisation hydrobiologique et biogéochimique, cours d'eau.

• Sabine Sauvage, CNRS : modélisation, interactions hydrologie-biologie-géochimie, transferts de matières, hydrosystèmes.

• Philippe Souchu, Ifremer : milieu côtier, recyclage, résilience, stratégies d'abattement, indicateurs.

• Jean-Philippe Terreaux, Irstea : économie, ressources naturelles, environnement, agriculture.

• Philippe Usseglio-Polatera, université de Lorraine : invertébrés, biotraits, diagnostics écologiques, multistress, cours d'eau.

• Brigitte Vinçon-Leite, École des ponts ParisTech : lacs et réservoirs, hydrodynamique, phytoplancton, hydrologie urbaine, cyanobactéries, modélisation intégrée.

Cette liste n'inclut pas les chercheurs sollicités directement par l'un des experts ci-dessus pour contribuer ponctuellement à la rédaction d'une section du rapport. Ces chercheurs sont cités dans les contributions écrites du rapport auxquelles ils ont apporté leur concours.

Coordination

• Morgane Le Moal, CNRS

Documentation

• Sybille de Mareschal, Irstea

• Monique Delabuis, INRA

• Isabelle Dubigeon, CNRS

• Alain-Hervé Le Gall, CNRS

• Annick Salaün, Ifremer
ANNEXE
# CAHIER DES CHARGES DE L'ESCO EUTROPHISATION

## I - Contexte et enjeu

Les phénomènes d'eutrophisation et le rôle qu'y jouent notamment les apports de nutriments et leur interaction avec d'autres facteurs sont actuellement peu ou mal perçus, leurs connaissances ne sont ni consolidées et encore moins partagées. C'est pourquoi, les ministères en charge de l'écologie et de l'agriculture, ont demandé une expertise scientifique collective (ESCo)<fnref n="1" />.

Le besoin de réaliser cette expertise scientifique collective sur l'eutrophisation se situe dans un contexte réglementaire large comprenant la *Directive cadre sur l'eau (DCE)* (directive 2000/60/CE), la *Directive cadre stratégie pour le milieu marin (DCSMM)* (directive 2008/56/CE), qui intègrent la notion d'eutrophisation dans les critères de bon état écologique respectivement des masses d'eau continentales, de transition et marines (descripteur 5 pour l'eutrophisation), la *Directive nitrates* (directive 91/676/CEE) dans les critères de classement en zones vulnérables, ainsi que la *Directive pour les Eaux résiduaires urbaines (DERU)* (directive 91/271/CEE) pour la délimitation des zones sensibles.

Compte-tenu de ces enjeux et en raison des délais impartis liés aux calendriers de mise en œuvre des directives, l'expertise scientifique collective apportera des informations validées, permettant d'éclairer ces politiques publiques.

## II - Objet et champ de l'Expertise Scientifique collective

L'eutrophisation a pour particularité qu'il s'agit d'une notion utilisée à la fois par la communauté scientifique et par les politiques publiques, dont les définitions sont multiples. L'expertise clarifiera la définition de l'eutrophisation en prenant en compte les besoins et enjeux opérationnels pour l'action publique. L'analyse produira un état des lieux critique des connaissances scientifiques certifiées au plan européen et mondial sur les causes et mécanismes d'eutrophisation des eaux et identifiera les verrous scientifiques nécessitant l'acquisition de nouvelles connaissances qui pourraient faire l'objet de recherches supplémentaires.

Elle prendra en compte le continuum terrestre-aquatique, c'est à dire le système de transfert des bassins versants aux écosystèmes aquatiques inclus dans la notion de bassin versant dans la mesure où ils permettent de caractériser le risque d'eutrophisation. Sont exclus du champ de l'ESCo l'analyse détaillée de l'impact des activités humaines (systèmes agricoles, modalités de traitements de l'eau...) sur l'eutrophisation.

L'expertise servira de base scientifique en vue d'améliorer la cohérence des modalités de mise en œuvre des différentes directives concernées (Directive nitrates, DCE, DCSMM et DERU).

<footnote n="1">1. Cette expertise a notamment été annoncée lors d'une réunion avec les représentants de la profession agricole le 24 juillet 2014 dans le cadre de la directive nitrate.</footnote>
# III - Questions et thématiques scientifiques

## 1 - Etat des lieux

Sur la base des publications scientifiques, il sera dressé un état des lieux dans le monde des formes et manifestations d'eutrophisation, des enjeux associés pour se recentrer sur le cas de la France (métropolitaine et DOM). Ce constat permettra de poser le contexte et de relier l'analyse théorique avec les enjeux identifiés en France. Sur la base de l'analyse de la littérature scientifique, l'ESCo dressera, sur la base des connaissances disponibles :

### A) UN ÉTAT DES LIEUX DES FORMES D'EUTROPHISATION

* Les formes de manifestations de l'eutrophisation.

* Le recensement et la description des impacts environnementaux, économiques et sociaux :

- impacts environnementaux (approches ACV et multicritères).

- impacts économiques et sociaux des phénomènes d'eutrophisation et politiques de lutte contre l'eutrophisation (coûts des dommages, analyse coûts-bénéfices, ...).

### B) UN ÉTAT DES LIEUX EN FRANCE

* Les formes d'eutrophisation observées en France : les manifestations de l'eutrophisation (lieux et périodes, conditions, ...) et les enjeux associés (toxicité, déséquilibres trophiques, ...).

* Les modalités de surveillance de l'eutrophisation en France : état des programmes de surveillances, données disponibles, degré de connaissance concernant l'état d'eutrophisation des eaux et critères utilisés :

- données mobilisables (nationales, régionales et locales), sur la qualité de l'eau, les suivis biologiques, la structure des réseaux hydrographiques, l'occupation du sol..., leur pertinence et leur qualité.
Analyse des lacunes et difficultés, y compris spatiales et temporelles.

## 2 - Définition de l'eutrophisation, causes et symptômes

L'expertise fera une analyse des mécanismes biotiques et abiotiques responsables de l'eutrophisation et identifiera les facteurs qui lui sont liés. L'expertise donnera une définition scientifique de l'eutrophisation en soulignant le caractère complexe et multiforme de ce processus et de ses manifestations dans les grands types d'écosystèmes aquatiques continentaux et marins. Cette analyse sera mise en parallèle d'une analyse juridique sur la définition de l'eutrophisation dans les directives. Cette analyse devra permettre aux pouvoirs publics de proposer une définition de l'eutrophisation pertinente d'un point de vue scientifique, adaptée aux enjeux identifiés et permettant de répondre aux exigences réglementaires liées à l'application des directives européennes.

### A) DÉFinition scientifique

* Définitions scientifiques de l'eutrophisation : les différentes formes d'eutrophisation (marées vertes à ulves, phytoplancton...), description des mécanismes associés, critères (communautés d'algues, facteurs abiotiques...) caractérisant les perturbations écologiques.

* Facteurs à l'origine de l'eutrophisation : identification des facteurs du milieu prédominants, variation en fonction du contexte.

* Symptômes et manifestations de l'eutrophisation : conséquences sur les différents écosystèmes aquatiques et risques associés.

### B) CADRE RÉGLEMENTAIRE OU JURIDIQUE

Sur la base des documents réglementaires qui seront notamment fournis par les Ministères en charge de l'Écologie et de l'Agriculture, l'ESCo analysera le(s) cadre(s) juridiques relatif(s) à l'eutrophisation : à partir des publications, comment la notion d'eutrophisation est définie dans les réglementations, quelle est leur complémentarité, et quels sont les critères pris en compte.
# 3 - Caractérisation de la vulnérabilité des milieux à l'eutrophisation : outils et méthodes pertinents

L'objectif est d'éclairer les pouvoirs publics dans la définition des critères permettant de caractériser la vulnérabilité des milieux aquatiques à l'eutrophisation et dans le choix des méthodes appropriées. Ces questions scientifiques seront traitées séparément pour les cas particuliers de l'eutrophisation continentale et de l'eutrophisation littorale et marine.

## 3-1 VULNÉRABILITÉ DES MILIEUX AQUATIQUES

a) Etat des lieux des connaissances scientifiques relatives aux critères les plus pertinents pour caractériser la vulnérabilité des milieux aquatiques vis-à-vis de l'eutrophisation (eutrophisation continentale, littorale et marine).

b) Etat des lieux des méthodes ou modèles existants pour évaluer la vulnérabilité des milieux à l'eutrophisation, domaine de validité et pertinence.

c) Identification des critères et méthodes pertinents pour caractériser la vulnérabilité des milieux continentaux et marins à l'eutrophisation en relation avec la richesse des milieux en nutriments :

* rôle des nutriments dans les phénomènes d'eutrophisation, notion de risque lié aux nutriments présents dans le milieu et de gradation du risque, prise en compte des flux de nutriments dans le réseau hydrographique et dans le milieu marin;

* changements et évolutions probables avec le changement climatique;

* études et modèles existants, seuils proposés par la littérature : analyse des variabilités et pertinence;

* identification des critères les plus adaptés pour mesurer les teneurs en nutriments dans le milieu (quand et où mesurer, à quelle fréquence...), en lien avec le fonctionnement biologique des écosystèmes et le comportement des nutriments dans le milieu.

## 3-2 RISQUES LIÉS AUX TRANSFERTS DANS LES BASSINS-VERSANTS

Comment caractériser le risque d'eutrophisation des milieux en lien avec les propriétés des bassins versants vis-à-vis des transferts de nutriments ?

Estimation des stocks et des temps de résidence des nutriments dans les bassins versants.

Analyse critique des modèles couplés et non couplés de carbone, azote et phosphore selon différentes échelles et contextes.

# 4 - Bilan et identification des besoins en termes de connaissances
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L'eutrophisation touche de nombreux lacs, réservoirs, rivières et zones côtières, en France et dans le monde. Elle génère des perturbations majeures pour les écosystèmes aquatiques et a des impacts sur les biens et les services associés, sur la santé humaine et sur les activités économiques. Dans certains espaces, elle est devenue une question socialement vive. Les débats sur l'identification des facteurs et des niveaux de risque d'eutrophisation, permettant d'orienter les politiques publiques, ont conduit les ministères en charge de l'environnement et de l'agriculture à confier au CNRS, à l'Ifremer, à l'INRA et à Irstea la réalisation d'une Expertise scientifique collective (ESCo) sur le sujet.
Cette ESCo établit un état des lieux critique sur les connaissances scientifiques disponibles au plan international sur les causes, les mécanismes, les conséquences et la prédictibilité des phénomènes d'eutrophisation. Elle identifie les notions considérées comme certaines et celles encore entachées d'incertitudes, les lacunes, les questions faisant l'objet de controverses scientifiques, ainsi que les leviers d'action existants pour endiguer l'eutrophisation.

Expertise réalisée à la demande des ministères en charge de l'environnement et de l'agriculture, avec le soutien financier de l'AFB.

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Liberté • Égalité • Fraternité
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MINISTÈRE
DE LA TRANSITION
ÉCOLOGIQUE
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AGENCE FRANÇAISE
POUR LA BIODIVERSITÉ

ÉTABLISSEMENT PUBLIC DE L'ÉTAT

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MINISTÈRE
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