jeanflop/post_ocr_correction2 huggingface dataset:
diagnostic et la restauration des milieux aquatiques (eaux de surface continentales), cette communication présente les besoins de méthodes et de modélisation pour l'application de la directive au regard des questions scientifiques et techniques qu'elle soulève. 1. Diagnostic : caractérisation des milieux et des états Le diagnostic s'appuie sur un référentiel (ensemble de métriques physiques, chimiques et biologiques) et des méthodes 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 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 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 typologie. Il s'agit bien des pressions et non des manifestations,
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 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 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 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 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
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 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 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 » 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. 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
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. 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 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 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
« 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 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 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 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
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 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 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 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 concernant diverses substances toxiques (Hg, Cd, HCH, substances dangereuses) ainsi que par des mesures qui visent à réduire la pollution
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 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 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 [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 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
publiée par le Parlement et le Conseil européens en novembre 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 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 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 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
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 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 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 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
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 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 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 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 physiques et du complexe organique est nécessaire. Modèles d'auto-épuration :