jeanflop/post-ocr-correction huggingface dataset:
de mesures (cadre de l'état initial, suivi) pour apprécier des écarts par rapport à ce référentiel (figure 1) [2]. Le diagnostic porte sur le classement des milieux (classement initial et classement sur retour d'expérience) et la définition des conditions de référence. Il est réalisé sur la base des éléments de classification des états écologiques et sur l'état chimique ; il est complété par une approche économique. La notion d'état écologique va bien au-delà d'une simple évaluation par des paramètres ; elle doit s'appuyer sur une compréhension des processus qui maintiennent le bon « fonctionnement » du milieu, dont dépendent les
le bon « fonctionnement » du milieu, dont dépendent les structures des peuplements. 1.1. Typologie et classement des milieux Conditions de référence Le diagnostic, réalisé selon les modalités définies dans les annexes I et V de la directive, commence par une typologie des milieux sur des critères exclusivement physiques, incluant nécessairement un cadre géographique (typologie « naturelle »). Il s'applique aux cours d'eau, aux lacs, aux estuaires. Concernant l'approche typologique, il s'agit d'établir une typologie à base physique régionalisée, suffisamment robuste et globale pour constituer un cadre cohérent, pour décrire les conditions naturelles abiotiques (hydromorphologiques et physico-chimiques) des différents types
les conditions naturelles abiotiques (hydromorphologiques et physico-chimiques) des différents types et les peuplements de référence correspondants. L'ampleur de ce travail et la rareté des milieux de référence pour certains types exigent probablement de la modélisation (modèles d'habitat, caractéristiques adimensionnelles au niveau des tronçons). Dans cette typologie, sont définies des « masses d'eau » qui correspondent aux unités à évaluer. Le type de masse d'eau pourrait être établi par le croisement de caractéristiques géographiques régionalisées et de la structure du réseau hydrographique exprimée par la méthode d'ordination de Strahler (rang) [3]. Une spatialisation des pressions anthropiques est réalisée concomitamment à cette
Une spatialisation des pressions anthropiques est réalisée concomitamment à cette typologie. Il s'agit bien des pressions et non des manifestations, au plan biologique par exemple, de ces pressions. Pour les pressions anthropiques, des modèles « pressions/impacts » spatialisés et pouvant être reliés à des scénarios d'évolution socio-économique sont à établir. Il en est ainsi par exemple pour les pollutions diffuses, en relation avec l'occupation du sol. Les milieux doivent être classés en trois catégories : les milieux de référence, sans contamination toxique, et pour lesquels la pression des activités humaines est considérée comme voisine de zéro, les milieux naturels plus
est considérée comme voisine de zéro, les milieux naturels plus ou moins modifiés ou dégradés, les milieux artificiels ou fortement modifiés. Les milieux de référence, après validation sur le terrain, doivent être échantillonnés en vue de définir pour chaque type des « conditions de référence », notamment biologiques. Ces milieux doivent être immédiatement préservés de toute dégradation, sauf dérogation justifiée par un intérêt général. Ces conditions de référence servent de repères pour définir « l'état écologique » des milieux naturels à l'aide principalement de bio-indicateurs. Les bio-indicateurs doivent être normés selon les peuplements de référence et utiliser des métriques permettant
selon les peuplements de référence et utiliser des métriques permettant l'inter-étalonnage. L'approche la plus simple consisterait à régionaliser les valeurs de référence des indices existants (indice biologique global normalisé par exemple). La diversité des conditions naturelles implique certainement de rechercher de nouvelles métriques qui présentent les variations les plus faibles selon des facteurs naturels et les plus fortes sur un gradient d'altération. Si l'écart à la référence mesuré sur les peuplements est « léger », et si les toxiques ne dépassent pas les seuils définis sur la base du risque écotoxicologique, les milieux sont considérés en « bon état »
écotoxicologique, les milieux sont considérés en « bon état » et doivent être conservés au moins dans cet état. Ils font l'objet d'une surveillance régulière. Si l'écart des peuplements est « modéré à fort » et/ou si les concentrations de toxiques dépassent les seuils fixés, les milieux sont classés dans un état « moyen », « médiocre » ou « mauvais » ; ils doivent être restaurés pour avoir un bon état en 2015, sauf dérogations justifiées en termes de coût et de faisabilité. Pour les milieux artificialisés ou fortement modifiés, les problèmes et les enjeux sont d'une autre nature.
modifiés, les problèmes et les enjeux sont d'une autre nature. Les milieux artificiels correspondent aux masses d'eau créées par l'homme. Un milieu est considéré comme fortement modifié si le fait de restaurer le milieu physique pour atteindre le bon état écologique aurait pour effet de limiter les usages existants et si ces usages ne peuvent être satisfaits par une meilleure solution environnementale (faisabilité, coût). Cette situation doit être justifiée et peut être remise en cause. L'obligation de bon état chimique s'applique à tous ces milieux. L'état de référence est un « potentiel écologique maximum » qu'il serait possible d'atteindre compte
« potentiel écologique maximum » qu'il serait possible d'atteindre compte tenu de l'artificialisation du milieu. L'objectif à atteindre est le « bon potentiel », soit un écart léger au potentiel maximum. 1.2. Éléments de classification des états écologiques La distinction entre un état à conserver (état « bon ») et un état à restaurer (état « moyen » ou « mauvais ») est bien sûr majeure pour l'action. Les définitions normatives des classifications de l'état écologique prévues dans la directive pour chaque type d'eau portent sur des éléments de qualité biologique, des éléments de qualité hydro-morphologique, des éléments de qualité
biologique, des éléments de qualité hydro-morphologique, des éléments de qualité physico-chimique. L'évaluation de la qualité biologique repose principalement sur la bio-indication déterminée par les peuplements. Il faut donc des bio-indicateurs dont la sensibilité et la fiabilité soient définies, avec des calages sur des états biologiques de référence et la détermination des fondements des écarts à la référence (écart léger entraînant conservation ou écart fort entraînant restauration). Les bio-indicateurs à utiliser reposent sur des métriques qualitatives et quantitatives (composition taxonomique, abondance et biomasse, diversité, taxons sensibles, structures d'âge) des peuplements de végétaux (phytoplancton, macrophytes, phytobenthos, algues macroscopiques, angiospermes), d'invertébrés et de
végétaux (phytoplancton, macrophytes, phytobenthos, algues macroscopiques, angiospermes), d'invertébrés et de poissons, en fonction des eaux. Les conditions imposées par la directive pour l'évaluation de la qualité hydro-morphologique portent sur les compartiments à évaluer (régime hydrologique, continuité de la rivière, conditions morphologiques, régime des marées) et concernent uniquement l'état de référence ; pour les autres états, l'évaluation repose entièrement sur l'impact au niveau des peuplements. Dans la pratique, les conditions physiques sont à évaluer en raison de leur lien avec l'état biologique. L'analyse de l'impact écologique des altérations hydromorphologiques est un sujet majeur de réflexion tant pour les milieux naturels que
sujet majeur de réflexion tant pour les milieux naturels que pour les milieux fortement modifiés (caractérisation de régimes hydrologiques, caractérisation de la géométrie hydraulique). Les éléments de qualité physico-chimique à prendre en compte peuvent être déclassants pour les états bons à mauvais pour chaque type d'eau (eaux côtières, eaux de transition, estuaires, eaux de lacs, eaux de rivière), il doit être fait référence au « fonctionnement de l'écosystème caractéristique » et aux « valeurs des éléments de qualité biologique », c'est-à-dire à l'altération des peuplements. Pour les toxiques, les niveaux de qualité physico-chimique pour le « bon état » sont
de qualité physico-chimique pour le « bon état » sont définis par les États membres sur la base de tests de toxicité aiguë et chronique sur végétaux, micro-crustacés et poissons ; une concentration moyenne annuelle admissible dans le milieu doit être définie pour l'eau, les sédiments ou les organismes. De plus, des facteurs de sécurité de 10 à 1000 sont appliqués aux résultats des tests la bio-accumulation doit être prise en compte ; les tests doivent être confrontés à des données de terrain ; un examen critique et une consultation publique sont demandés. Concernant les critères écotoxicologiques, la validation terrain
publique sont demandés. Concernant les critères écotoxicologiques, la validation terrain des niveaux qui seront proposés suppose de pouvoir relier des concentrations dans le milieu à des altérations des peuplements, en fonction des interactions biologiques, voire des conditions physiques du milieu. 1.3. État chimique Rappelons que le bon état est déterminé par la situation la plus déclassante entre l'état écologique et l'état chimique. Ce dernier se décline en deux catégories (bleu ou rouge) selon que les niveaux fixés sont ou non respectés. Cet état chimique se réfère au respect de normes de qualité environnementales fixées par des directives européennes existantes et
de qualité environnementales fixées par des directives européennes existantes et concernant diverses substances toxiques (Hg, Cd, HCH, substances dangereuses) ainsi que par des mesures qui visent à réduire la pollution par les substances prioritaires et à supprimer les rejets de substances dangereuses prioritaires. Concernant ces mesures, les dispositions à prendre ont la particularité d'être initiées au niveau communautaire. Une liste de 33 substances prioritaires dont 10 substances dangereuses prioritaires, et 15 en cours d'identification comme substances dangereuses prioritaires, a été publiée par le Parlement et le Conseil européens en novembre 2001. Ces listes sont révisées normalement tous les quatre ans
2001. Ces listes sont révisées normalement tous les quatre ans [4]. Des « normes de qualité chimique » doivent être établies au titre d'une liste de micro polluants indiqués aux points 1 à 9 de l'annexe VIII de la directive pour les classifications des états écologiques. Leur recouvrement partiel avec les normes de qualité environnementales est à bien illustrer dans la pratique. 1.4. Surveillance de l'état des milieux La directive impose une surveillance de l'état des milieux. Ce point n'est pas développé ici. Il est simplement souligné que la densité des points de suivi (nombre de points de surveillance) à
des points de suivi (nombre de points de surveillance) à mettre en place dans les 6 ans après l'entrée en vigueur de la directive et les « paramètres indicateurs » enregistrés (biologiques, chimiques, hydrologiques) sont à définir. On assistera à un renforcement substantiel de la conception et du contenu des réseaux de suivi actuellement opérationnels, à la fois en termes de nombre de points de surveillance, de nature des paramètres indicateurs d'état et de types de milieux suivis (cours d'eau, milieux stagnants, eaux littorales et souterraines) [5]. 1.5. Approche économique La directive sollicite des analyses socio-économiques dès le premier état
La directive sollicite des analyses socio-économiques dès le premier état des lieux analyse économique de l'utilisation de l'eau, calculs nécessaires à la prise en compte du principe de récupération des coûts des services liés à l'utilisation de l'eau, prévisions à long terme de l'offre et de la demande d'eau [6]. Parmi les nombreuses questions qui se posent, citons-en une, en référence aux problèmes identifiés par le groupe européen WATECO [7]. À quelle échelle (cohérente avec celles choisies pour les masses d'eau, les pressions et les programmes de mesures) réaliser l'analyse économique ? 2. Restauration : fondements du contenu et de
économique ? 2. Restauration : fondements du contenu et de l'opportunité de mesures d'amélioration La restauration des milieux, qui constitue l'objectif central de la directive, pose des questions scientifiques et techniques à la fois essentielles pour l'avenir et très complexes. Du fait de l'obligation de résultats et compte tenu des enjeux économiques et des délais de réponses des systèmes naturels aux actions de restauration, il faut disposer de modèles prospectifs permettant de prévoir l'efficacité des actions de restauration en termes de réponses biologiques. Le choix de la nature et de l'intensité des interventions prioritaires repose également sur des connaissances en
l'intensité des interventions prioritaires repose également sur des connaissances en économie et en socio-économie. Ces objectifs posent des questions non seulement en hydrobiologie sur les concepts, les processus et leurs interactions, les réponses biologiques, mais aussi en socio-économie à la fois pour rechercher le niveau optimal d'action et déterminer le coût des mesures correctives ainsi que leur acceptabilité sociale. 2.1. Aspects écologiques et aspects chimiques [2] Une réflexion approfondie doit être entreprise sur la capacité prédictive des outils existants et la nature des modèles à développer. Dans un premier temps, il peut s'agir de modèles d'impact mettant en relation le
il peut s'agir de modèles d'impact mettant en relation le niveau d'une variable d'impact (altération physique, pollution organique, eutrophisation, contamination toxique...) avec des réponses biologiques. Cinq types de modèles peuvent être envisagés (cas des cours d'eau). e Modèles morpho-dynamiques : influence à long terme des modifications des flux hydrosédimentaires Dans le cas des cours d'eau, les questions qui se posent ici portent sur leur fonctionnement physique. À l'échelle du bassin versant, en lien avec les tronçons de cours d'eau, il y a lieu de se préoccuper de l'impact sur les régimes hydro-sédimentaires des modifications du paysage, des pratiques culturales et
régimes hydro-sédimentaires des modifications du paysage, des pratiques culturales et de l'imperméabilisation. Au niveau des tronçons de cours d'eau, les variables de réponse concernent la dynamique hydrologique et morphologique, la continuité longitudinale des flux et des migrations, la connectivité avec le corridor rivulaire, en relation avec les modifications des régimes hydrosédimentaires et les aménagements structurants (barrages, endiguements, voies navigables, etc.) ou diffus (entretien, « chenalisation », etc.). Modèles d'habitat : réponses biologiques attendues à des modifications hydrologiques et/ou morphologiques Du tronçon à l'habitat aquatique, la question se pose de l'impact des modifications physiques sur la structure et la dynamique de
des modifications physiques sur la structure et la dynamique de l'habitat aquatique, la recherche de variables intégratives liant la morphologie à l'habitat à l'échelle des tronçons et des conséquences prévisibles sur les peuplements. Modèles de transfert : cheminement des polluants (nutriments et toxiques) du bassin à la rivière Les processus de transfert, le rôle des pratiques culturales, le rôle des structures physiques et végétales sont à analyser du bassin versant au milieu aquatique. Modèles de transformation et d'impact des toxiques À l'échelle du tronçon et d'un réseau, la connaissance du devenir et de l'impact des toxiques en fonction des conditions
devenir et de l'impact des toxiques en fonction des conditions physiques et du complexe organique est nécessaire. Modèles d'auto-épuration : devenir des flux polluants À l'échelle du tronçon et d'un réseau hydrographique, la question se pose du devenir de la matière organique et des nutriments dans les milieux en fonction des conditions physiques (morphologie et hydrologie) processus d'évolution de la matière organique et des nutriments, relations sources-impacts. L'étendue des difficultés s'accroît lorsqu'il s'agit de tenir compte d'une part de la variabilité des réponses biologiques à un impact donné en fonction des conditions naturelles, d'autre part des interactions entre ces différents
des conditions naturelles, d'autre part des interactions entre ces différents types d'impacts. Des « modèles de réponses fonctionnelles complexes » permettant d'évaluer l'importance relative des différents types d'impacts dans un contexte naturel donné sont donc à concevoir et établir. Le niveau de réduction optimal de chacune des causes reste une question importante pour restaurer le « bon état ». Aspects économiques et socio-économiques Des évaluations portant sur les coûts et/ou les bénéfices des actions à mener sont sollicitées par la directive dans au moins deux situations. Ce sont de telles évaluations qui permettent d'étaler les mesures dans le temps (ou
évaluations qui permettent d'étaler les mesures dans le temps (ou exceptionnellement de déroger aux objectifs de la directive) et de justifier a posteriori les impossibilités d'atteindre les objectifs (révision des plans de gestion) en raison d'incidences négatives importantes pour les « activités humaines de développement durable » que représenteraient les efforts nécessaires, ou du coût disproportionné des mesures, ou parce que les bénéfices sociaux et environnementaux de ces objectifs apparaîtraient inférieurs aux bénéfices pour la santé humaine de mettre en place une tarification incitative à l'efficacité de l'utilisation de la ressource ou d'y déroger en raison d'effets sociaux, environnementaux ou
ressource ou d'y déroger en raison d'effets sociaux, environnementaux ou économiques de la récupération des coûts. Les questions qui se posent sont de nature méthodologiques et politiques, selon WATECO. Comment quantifier l'efficacité des mesures prises ? Comment évaluer les résultats des politiques et fixer les objectifs à atteindre ? Comment assurer le lien avec les autres politiques, nationales et communautaires ? Des questions socio-économiques s'ajoutent aux considérations précédemment décrites. Quelles sont les structures sociales agissantes qui génèrent les impacts ? Quelles sont les motivations des acteurs ? Quelle est la perception sociale des changements environnementaux ? Quelles sont les attentes
perception sociale des changements environnementaux ? Quelles sont les attentes des populations ? En termes de coût et d'acceptabilité, vaut-il mieux agir au niveau social (changer le comportement des acteurs) ou au niveau technique (ingénierie écologique) ? Pour changer un comportement, quel est le niveau d'action (local, national, européen ?...) et sur quels leviers agir (éducation, économie, réglementation par exemple) ? Conclusion Dans tous les cas, s'impose la nécessité de quantifier l'ampleur des modifications d'origine anthropique par rapport à la variabilité naturelle, de spatialiser les problèmes à l'échelle nationale, de prévoir leur évolution à 15 ans au moins, d'aboutir à
prévoir leur évolution à 15 ans au moins, d'aboutir à des modèles prospectifs opérationnels, de rechercher selon les attendus de la directive des solutions à la source, c'est-à-dire au niveau des comportements des acteurs sociaux. Les éléments nécessaires à l'information-consultation du public et des utilisateurs n'ont pas été abordés. Leur lien avec les questions présentées dans ce papier nécessite des investigations approfondies pour assurer cohérence et appropriation collective progressive par tous les acteurs. Bibliographie [1] FONTAINE N., GLAVANY J. " Directive 2000/60/CE du Parlement européen et du Conseil du 23 octobre 2000 établissant un cadre pour une politique communautaire dans
octobre 2000 établissant un cadre pour une politique communautaire dans le domaine de l'eau JO L 327 du 22/12/2000, 72 p. [2] CEMAGREF. " État écologique Séminaire interne. Editions CEMAGREF, Antony, 2001. Actes à paraître. [3] WASSON J.G., CHANDERSIS A., PELLA H., SOUCHON Y. " Définition des hydro-écorégions françaises. Méthodologie de détermination des conditions de référence au sens de la directive cadre pour la gestion des eaux. Phase I CEMAGREF Lyon Ministère de l'Aménagement du territoire et de l'Environnement, 2001, 35 p.+ annexes. [4] FONTAINE N., NEYTS-UYTTERBROECK A. " Décision N° 2455/2001 /CE du Parlement européen et du Conseil du
N° 2455/2001 /CE du Parlement européen et du Conseil du 20 novembre 2001 établissant la liste des substances prioritaires dans le domaine de l'eau et modifiant la directive 2000/60/CE JO L 331 du 15/12/2001, 5 p. [5] BALLAND P., HUET P., LAURENT J.L., LUMMAUX J.C., MARTIN X., SCHLICH R. " Rapport sur les observatoires pour l'Environnement ". Ministère de l'Aménagement du territoire et de l'Environnement, ministère de la Recherche, 27 décembre 2001, 103 p. [6] Anonyme. " Contribution à la présentation de la directive cadre au comité de bassin Agence de l'eau Seine-Normandie, 26 avril 2001, 45 p. + annexes.
de l'eau Seine-Normandie, 26 avril 2001, 45 p. + annexes. [7] Anonyme. " How to make economics operationnal for the Water Framework Directive ? " Preparation of the guidance document. Summary of activities of the WATECO working group. Informal meeting of the EU Water Directors. Ministère de l'Aménagement du territoire et de l'Environnement, European Commission DG Environment, Gent 8 et 9 November 2001, p 27. Quelques questions soulevées par la directive cadre européenne sur l'eau La directive du 23 octobre 2000 établit un cadre pour une politique communautaire dans le domaine de l'eau. Elle est entrée en vigueur le 22
domaine de l'eau. Elle est entrée en vigueur le 22 décembre 2000 sous l'intitulé « directive 2000/60/CE du Parlement européen et du Conseil ». L'objectif de l'Union européenne est d'obtenir en 15 ans, sur la totalité de son territoire, un bon état chimique et écologique des eaux de surface, des eaux souterraines et des eaux côtières. Toute dérogation à ce principe est à justifier par une impossibilité technique ou économique. Cette communication est centrée sur les eaux de surface continentales. Un diagnostic systématique de l'état des milieux est indispensable et est à la base de la conception d'un réseau de
est à la base de la conception d'un réseau de suivi et de la restauration des milieux qui n'atteignent pas le « bon état ». Les besoins opérationnels sont des méthodes pour le diagnostic (typologie, bio-indicateurs, indicateurs et paramètres de suivi,...) et des modèles « prévisionnels » pour choisir les actions prioritaires de restauration. Les approches économiques interviennent au cours des processus de diagnostic et de restauration, pour éclairer les choix. Les grandes questions scientifiques et techniques qui se posent sont mises en évidence, en regard des groupes de connaissances qu'il convient de mobiliser. CIFEC INFO 2243 GÉNÉRATEUR CIFEC d'UV
qu'il convient de mobiliser. CIFEC INFO 2243 GÉNÉRATEUR CIFEC d'UV Désinfection des eaux potables, industrielles, usées, de piscine. Destruction des pesticides et chloramines. abattement sans réactif, permettant la conformité aux normes de potabilité, lampe moyenne pression à spectre large et puissance élevée, contrôle en continu des émissions UV avec alarme seuil mini, nettoyage automatique avec fréquence de nettoyage programmable, maintenance réduite du fait du nombre réduit de lampe nécessaire, inactivation du Cryptosporidium et du Giardia, complémentaire au chlore, tube de quartz dopé: pas de formation de nitrite partir des nitrates, CIFEC équipe la désinfection de plus de 20 000 communes
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