Navigation – Plan du site
2014
680

Un indicateur global d’évaluation de la vulnérabilité écologique du milieu le long de grandes infrastructures linéaires : Pourquoi ? Comment ?

L’exemple du canal Seine-Nord Europe
A biodiversity intactness index for main linear infrastructure projects. The exemple of the Seine-North Europe project
Émilie Lorant-Plantier

Résumés

La prise en compte des milieux naturels et de la biodiversité par les maîtres d’ouvrage des grands projets d’infrastructures linéaires est une obligation réglementaire. Cette dernière s’avère souvent ardue en raison des caractéristiques intrinsèques de ce type de projets, mais également d’un déficit d’outils opérationnels et notamment d’indicateurs permettant d’évaluer la vulnérabilité écologique des milieux. Cet article contribue à combler ce déficit en proposant une méthodologie fondée sur la constitution d’une base de données et d’un indicateur, construits à partir de l’analyse de l’aire d’étude environnementale du projet Seine-Nord-Europe.

Haut de page

Texte intégral

Je remercie Matthieu Plantier pour avoir mis à mon service ses compétences mathématiques et toute sa rigueur scientifique sans lesquelles l’élaboration de cet indicateur aurait été bien plus laborieuse ! Je remercie également Hélène Chelzen, Anne Jégou et Pierre Pech pour leurs relectures attentives et leurs remarques d’une grande justesse qui m’ont permis de faire évoluer cet article et de l’enrichir. Je remercie également Messieurs Matthieu Kowalski, Jérôme Rayrole, Vincent Hamonet et Grégoire Goettelman du service PPP-Concessions de Bouygues Construction pour leurs remarques pertinentes et leurs critiques constructives sur l’indicateur qui ont contribué à son perfectionnement. Enfin, je remercie la Chaire BEGI de l’Université Paris I et le Groupe Eiffage qui ont financé mes recherches. Dans un tout autre registre, je remercie l’équipe des cascadeuses de la crèche du Petit Prince, Alison, Stéphanie, Sarah et Élodie et leur direction de choc, Laure et Frédérique, sans oublier Mireille et Cécile, pour m’avoir permis de concilier maternité et poursuite de mes activités de recherche.

Introduction

1L’objectif de cet article est de mettre en évidence l’existence de besoins émergents d’indicateurs de biodiversité, entrant dans la catégorie des indicateurs de développement durable, au titre de leur intégration aux projets d’aménagement durable. Il s’agit également d’apporter une contribution, afin de remédier à ce déficit, en proposant un indicateur opérationnel global permettant d’évaluer la vulnérabilité écologique des milieux le long de grandes infrastructures linéaires.

2L’indicateur présenté dans cet article a été conçu dans le cadre d’une recherche doctorale de géographie. Elle aborde les difficultés nouvelles auxquelles sont actuellement confrontés les aménageurs de grands projets d’infrastructures linéaires pour prendre en compte les enjeux environnementaux qui s’imposent à eux, notamment en termes de préservation des milieux naturels et de la biodiversité, à différentes échelles, et à faire aboutir leurs projets dans de bonnes conditions.

3Jusqu’à une période récente, ces enjeux constituaient une préoccupation très secondaire des maîtres d’ouvrage de ces grands projets et s’apparentaient à une simple prise en compte, de nature formelle, destinée à répondre à des obligations réglementaires telles que l’étude d’impact. En effet, ces obligations réglementaires ne donnaient que rarement lieu, en amont, à un examen minutieux et systématique par l’autorité administrative en charge d’autoriser la réalisation d’un projet, des propositions faites par les maîtres d’ouvrage pour s’y conformer. Dans le cas de l’étude d’impact, cette autorité n’avait que le pouvoir de la valider ou de demander des compléments d’informations mais en aucun cas de formuler des injonctions nécessitant une révision de fond du projet et des mesures envisagées. De même, en aval, les vérifications sur le terrain et les sanctions, en cas de manquements aux engagements pris, étaient rares et concernaient uniquement des projets relevant de législations spécifiques telles que la loi sur l’eau ou la loi sur les installations classées, dotées toutes deux de polices administratives dédiées exerçant des missions de contrôle et disposant d’un arsenal de sanctions administratives. Dès lors, la principale menace à laquelle s’exposaient les maîtres d’ouvrage de grands projets d’infrastructures linéaires, en cas d’atteintes importantes de leur projet aux milieux naturels liées à une mauvaise prise en compte des enjeux environnementaux, consistait en des recours et des poursuites engagés par des associations de protection de l’environnement qui intervenaient en aval des projets.

4Désormais, cette époque est révolue et les préoccupations environnementales sont en passe de devenir une des préoccupations de tout premier ordre des maîtres d’ouvrage de grands projets d’infrastructures linéaires. Deux mutations intervenues de manière concomitante sont à l’origine de cette révolution : d’une part, l’évolution profonde des modalités de la commande publique liée à l’apparition et à la généralisation de deux nouveaux types de contrats, les concessions et les contrats de partenariat public-privé, et d’autre part les évolutions législatives et des pratiques induites par le Grenelle de l’environnement.

5En effet, les contrats de partenariat public-privé, CPPP, sont une forme dérogatoire de la commande publique introduite dans le droit français en 2004 par l’ordonnance n° 2004-559 en date du 17 juin. Il s’agit de « contrats globaux » (Besson, 2008 ; Ministère de l’économie, des finances, de l’industrie, 2011), c’est-à-dire de contrats dans lesquels un opérateur privé se voit confier une mission globale de financement conjointement avec le maître d’ouvrage public, de construction, d’exploitation et d’entretien d’infrastructures destinées à une mission de service public. Il peut également contenir, de manière facultative, tout ou partie de la conception de l’ouvrage ou d’autres prestations relevant généralement de la compétence de l’opérateur public (Ministère de l’économie, des finances, de l’industrie, 2011). Ce type de contrat est destiné à des infrastructures dont l’exploitation ne fait pas l’objet d’un paiement direct de la part des usagers et dont la rentabilité n’est pas assurée. Les concessions ont été instituées, en France, dans leur forme contemporaine, par l’ordonnance du n° 2001-273 du 28 mars 2001. Il s’agit de contrats très similaires aux CPPP mais destinés à des infrastructures présentant une rentabilité assurée par l’existence d’un système de péage. Ces contrats peuvent donc s’apparenter à une forme de délégation de la maîtrise d’ouvrage de grands projets d’aménagement du public vers le privé.

6Or, dans le même temps, le Grenelle de l’environnement a conduit à un durcissement de la législation française en matière de protection de l’environnement qui s’est notamment traduit par une réforme de fond des études d’impact. La réforme de cet instrument, initiée par les articles 230 et 231 de la loi Grenelle II n° 2010-788 du 12 juillet 2010, s’est concrétisée avec la promulgation du décret n° 2011-2019 du 29 décembre 2011 entré en application le 1er juin 2012. Parmi les modifications introduites par ce texte, deux retiennent particulièrement l’attention des professionnels. La première modification consiste en l’apparition d’une procédure d’examen au cas par cas pour certaines catégories de projets pour lesquelles il revient au maître d’ouvrage de prouver qu’une étude d’impact n’est pas nécessaire. Cette procédure vient s’ajouter à la liste des projets nécessairement soumis à étude d’impact. Cette mesure devrait selon certains professionnels conduire à une augmentation du nombre d’études d’impact en raison du risque important de contestations et de recours contre lequel les maîtres d’ouvrage chercheront à se prémunir en choisissant de produire de manière volontaire une étude d’impact (Lémeri, 2010). La seconde modification consiste en la création d’une police administrative de l’environnement compétente pour contrôler l’effectivité des mesures prescrites par les études d’impact et dotée d’un dispositif de sanctions.

7D’autre part, le Grenelle de l’environnement a également conduit à une évolution des pratiques des autorités en charge de délivrer les autorisations. En effet, ces autorités ont désormais tendance à suivre les recommandations délivrées par les instances consultatives officielles spécialisées dans les questions relatives à la préservation de l’environnement, et tout particulièrement par le Conseil national de protection de la nature (CNPN). Ce dernier est en charge d’émettre un avis sur les demandes de dérogations relatives aux espèces animales ou végétales protégées pour les grands projets d’aménagement. De ce fait, depuis le Grenelle de l’environnement, des entreprises privées assurant des missions de maîtrise d’ouvrage de grands projets d’aménagement à travers des concessions et des contrats de partenariat public-privé doivent faire face à des situations de blocage, sans cesse plus nombreuses, de leurs projets. Ces blocages interviennent juste avant que les projets n’entrent véritablement dans leur phase opérationnelle, c’est-à-dire juste avant que les premiers travaux de construction ne débutent. Ils résultent des avis négatifs rendus par le CNPN ou des autorisations assorties d’une réévaluation à la hausse, très conséquente, des mesures de compensation pour la préservation de la biodiversité et des milieux naturels. Ces décisions sanctionnent les carences des études d’impact de l’avant-Grenelle. Face à cette situation nouvelle, de plus en plus de procédures d’attribution de contrats de partenariat public-privé ne parviennent pas à aboutir et restent bloquées au stade de la phase de dialogue compétitif : les entreprises privées soucieuses de ne pas encourir de risques financiers et de réputation exigent des garanties et posent des conditions de plus en plus nombreuses aux maîtres d’ouvrage publics qui peinent à les satisfaire. Enfin, ces évolutions initiées par le Grenelle de l’environnement viennent confirmer et prendre acte de l’affirmation de nouvelles attentes sociales en matière de préservation de l’environnement dont les entreprises ont pris conscience et qu’elles souhaitent valoriser au travers de la Responsabilité sociale de l’entreprise. Ce concept né dans les années 1950 peut être défini comme « l’ensemble des obligations légales ou volontaires, qu’une entreprise doit assumer afin de passer pour un modèle imitable de bonne citoyenneté dans un milieu donné » (Pasquero, 2005). Il conduit un nombre croissant d’entreprises à s’engager dans des domaines et des activités qui excèdent leurs champs d’action et leurs responsabilités économiques traditionnels, notamment dans le domaine de la protection de l’environnement. L’objectif est double : il s’agit d’une part de s’intéresser à la protection de l’environnement autrement qu’en termes de contraintes, en dépassant la biodiversité « réglementaire » (Vandevelde, 2013) afin de valoriser leur image, et d’autre part de mettre en place des pratiques durables susceptibles de constituer à l’avenir « un levier de prévention et de maîtrise des risques » (Eiffage, 2012).

8Dans ce contexte de transition, les objectifs poursuivis par cet indicateur sont donc pluriels. Si de manière théorique, cet outil a été pensé comme un indicateur opérationnel global permettant d’évaluer la vulnérabilité écologique du milieu le long de toutes les grandes infrastructures linéaires et destiné aux aménageurs, il s’adresse dans la pratique à divers acteurs pour lesquels le rôle qu’il est susceptible de jouer n’est pas le même. Dans un premier temps, il s’agit d’un outil destiné essentiellement aux entreprises privées, qui sont engagées dans une procédure de « dialogue compétitif » ou qui ont fait l’objet d’une délégation de maîtrise d’ouvrage dans le cadre de concessions ou de contrats de partenariat public-privé. Dans le premier cas, l’indicateur constitue un outil d’aide à la décision qui doit permettre aux entreprises candidates à l’appel d’offre de juger de la qualité de l’étude d’impact afin de savoir si elles maintiennent leur candidature. Si elles choisissent de le faire mais que l’indicateur a permis de mettre en évidence des lacunes de l’étude d’impact, ce dernier peut alors constituer un outil d’aide à la négociation avec le maître d’ouvrage public porteur du projet afin, par exemple, de revoir à la hausse sa participation financière.

9Dans le second cas, l’indicateur doit leur permettre de repérer les zones les plus problématiques que l’étude d’impact aurait négligées et pour lesquelles le lancement d’études complémentaires s’avère nécessaire pour proposer de nouvelles mesures de suppression, de réduction ou de compensation d’impacts. Dès lors, cet indicateur pourrait aider les entreprises à rendre les projets qu’elles portent « grenello-compatibles » (David et Lémeri, 2009 ; Francqueville, 2011) en comblant les lacunes des études d’impact dont elles ont hérité, si possible en amont des demandes d’autorisations et notamment de l’examen du CNPN, afin d’éviter les risques opérationnels et de réputation que représente un avis défavorable.

10À plus long terme, cet indicateur pourrait intéresser les bureaux d’études qui élaborent les études d’impact de grands projets d’aménagement pour le compte de maîtres d’ouvrage publics ou les maîtres d’ouvrage publics qui souhaitent vérifier le travail de ces bureaux d’études. Cet outil pourrait alors s’imposer comme un outil d’aide à la décision dans le choix du tracé. En effet, la biodiversité constitue un des critères de l’évaluation environnementale les plus difficiles à appréhender en raison du manque d’outils destinés à hiérarchiser les enjeux (Vandevelde, 2013). Une fois le tracé choisi, il pourrait être utilisé comme un outil d’identification des zones les plus vulnérables pour lesquelles il convient de lancer des études poussées pour éliminer, réduire ou compenser les impacts, afin de se conformer aux obligations règlementaires dans des conditions acceptables de moyens techniques et financiers.

11Cet indicateur est donc un outil ambivalent. D’une part, il cherche à évaluer la vulnérabilité écologique des milieux naturels face à de grands projets d’infrastructures linéaires perçus comme des risques potentiels pour la biodiversité. À l’inverse, en tant qu’outil conçu à destination des aménageurs, dans un contexte de durcissement des exigences sociétales et réglementaires en matière de protection de l’environnement, il contribue à penser la biodiversité comme un risque à la fois opérationnel, financier, juridique et de réputation pour ces projets (Vandevelde, 2013).

12Cet outil s’inscrit donc avant tout dans une « logique instrumentale » dans la mesure où l’évaluation qu’il propose tend à sécuriser les objectifs des maîtres d’ouvrage de grands projets d’infrastructures linéaires. Cependant, en tant qu’outil scientifique, conçu dans le cadre d’une recherche-action menée à la faveur d’un doctorat, il relève également d’une intentionnalité normative puisqu’il a été initialement conçu comme un outil dont le but en soi consistait à délivrer une évaluation scientifique opérante. Enfin il relève aussi d’une intentionnalité substantive car il est susceptible de participer, sur le long terme, d’une meilleure prise de décision des aménageurs en matière environnementale (Fiorino, 1989 ; Stirling, 2006 ; Vandevelde, 2013).

13Le projet Seine-Nord Europe, qui a servi de fondement à l’élaboration de cet indicateur, constitue un parfait exemple de cette évolution. En effet, ce grand projet d’infrastructure linéaire est un grand projet d’aménagement de transition. Tout d’abord, il s’agit d’un projet porté par un maître d’ouvrage public, Voies navigables de France (VNF), dont l’étude d’impact, réalisée par des bureaux d’études pour le compte de ce maître d’ouvrage, date de 2006. Il s’agit donc d’une étude d’impact de l’avant-Grenelle. D’autre part, ce grand projet d’aménagement devait initialement être réalisé dans le cadre d’un contrat de partenariat public-privé. Une partie de sa conception, sa construction et sa gestion auraient été déléguées à une entreprise privée. La procédure de dialogue compétitif, pour laquelle deux candidatures ont été retenues, celle de l’entreprise Bouygues Construction et celle d’un groupement issu d’un partenariat entre les entreprises Vinci et Eiffage, aurait dû aboutir à la désignation d’un maître d’ouvrage délégué en 2011. Cependant, la procédure a récemment été abandonnée en raison d’incertitudes concernant le bouclage financier de l’opération, qui résultent notamment des carences de l’étude d’impact et des études de faisabilité financière.

14Dans le cadre du travail de thèse qui l’a vu naître, l’élaboration de cet indicateur est intervenue après celle d’une base de données destinée à offrir une meilleure connaissance de l’aire d’étude environnementale du projet. Initialement, cet outil était simplement conçu pour permettre un repérage scientifique, c’est-à-dire résultant d’une analyse et garant d’une forme d’objectivité, des zones écologiquement les plus vulnérables comprises dans l’aire d’étude environnementale du projet Seine-Nord Europe. Il s’agissait donc avant tout de construire un indicateur synthétique d’avant-projet fondé sur la base de données du projet Seine-Nord Europe et destiné à mettre en évidence de manière efficace les zones comprises dans l’aire d’étude environnementale du projet, les plus susceptibles d’être impactées par l’infrastructure, pour lesquelles il existe de forts enjeux de préservation de la biodiversité.

15En dépit de l’élargissement des objectifs initiaux, cet indicateur est donc pour l’instant un simple outil théorique construit dans le cadre d’un travail de recherche, mais qui pourrait être amené à servir d’outil de réflexion aux maîtres d’ouvrage de grands projets d’infrastructures linéaires en cette période d’incertitudes.

16Dans cet article, nous dresserons tout d’abord un état de l’art des principaux types d’indices et d’indicateurs de biodiversité existants. Nous nous attacherons à la chronologie de leur émergence afin de mettre en évidence le changement de paradigme qui a présidé à leur évolution. Nous montrerons ensuite qu’il existe des besoins d’indicateurs de développement durable dans le domaine de l’aménagement. Nous présenterons brièvement le projet Seine-Nord Europe sur lequel nous nous sommes appuyés pour concevoir notre indicateur. Enfin, nous présenterons notre indicateur de développement durable en nous attachant à mettre en évidence la méthode qui a présidé à son élaboration (choix des paramètres, construction de l’indicateur) et les apports et les limites qui lui sont inhérents.

L’évolution des indicateurs de biodiversité

17En un siècle d’existence, les indicateurs de biodiversité ont considérablement évolué sous l’impulsion de chercheurs et plus récemment d’institutions. On citera notamment l’Intergovernmental Platform on Biodiversity and Ecosystem services, IPBES, plate-forme intergouvernementale composée d’un panel international d’experts sur la biodiversité, l’Union européenne au travers des actions de ses différents organes comme la Commission européenne (European Commission, 2003b, 2005a, 2005b ; Commission européenne 2002, 2008), mais également au travers des travaux des agences et offices qui lui sont associés, notamment l’Agence européenne pour l’environnement, AEE, (European Environmental Agency, 2005, 2007, 2008) ou Eurostat (Eurostat, 2006).

18Actuellement, il est possible de distinguer, à la suite des travaux de Bernard Chevassus-au-Louis, quatre grandes catégories d’indicateurs de biodiversité : les indicateurs d’état, les indicateurs de fonctionnement des écosystèmes, les indicateurs de pression et les indicateurs de préoccupations sociétales (Chevassus-au-Louis, 2009). Ces catégories reflètent l’évolution de la conception de la biodiversité et des préoccupations présidant à l’élaboration d’indicateurs. En effet, si la préoccupation politique et sociétale est relativement récente, la préoccupation scientifique est beaucoup plus ancienne.

19Le premier indicateur de biodiversité a été élaboré au début du 20e siècle par un biologiste danois, Johannes Schmidt (Schmidt, 1919). Ce précurseur cherchait à savoir si les variations phénotypiques entre des individus appartenant à une même espèce de poissons, étaient d’origine génétique ou au contraire environnementale, ce qui permettait de conclure à l’existence de stocks différents ou d’un stock unique (Chevassus-au-Louis, 2009). Il s’agit donc d’un indicateur de diversité génétique fondé sur un paramètre unique : le nombre de vertèbres d’une espèce de poissons.

20Ces travaux précurseurs sont suivis, trente ans plus tard, par ceux du mathématicien Claude Shannon assisté par Norbert Wiener et Warren Weaver (Shannon, 1948) et par ceux du statisticien Edward Hugh Simpson (Simpson, 1951). L’indicateur de Shannon, fréquemment désigné sous l’appellation d’indicateur de Shannon-Weaver, évalue l’hétérogénéité de la biodiversité d’une zone délimitée, en quantifiant la proportion d’une espèce donnée par rapport au nombre total d’espèces. L’indicateur de Simpson évalue la probabilité que deux individus pris au hasard, parmi la population d’une zone donnée, soient d’espèces différentes.

21La valeur de ces indices est d’autant plus grande que le nombre d’espèces est grand. Ils permettent de comparer la biodiversité de sites homogènes d’un même écosystème ou d’écosystèmes différents (Chevassus-au-Louis, 2009). Il s’agit dans les deux cas d’indicateurs de diversité spécifique prenant en compte un paramètre et fondés sur la théorie de l’information pour Shannon et sur la théorie des probabilités pour Simpson.

22Ces trois indicateurs poursuivaient donc des objectifs purement quantitatifs et n’étaient connus que par le cercle restreint de la communauté scientifique spécialisée. À ce titre, il ne s’agit pas d’indicateurs mais plutôt d’indices, selon la distinction établie par Harold Levrel et Denis Couvet, puisqu’ils poursuivent purement une exigence scientifique de synthèse et ne permettent pas une analyse des relations entre les hommes et la biodiversité (Couvet et al., 2008).

23Ces premiers indices ont fondé la lignée des indicateurs d’état qui servent à évaluer l’état de la biodiversité et ses dynamiques à partir d’un ou plusieurs paramètres. Il en existe deux grands types : les indicateurs d’abondance et les indicateurs de diversité spécifique. Plusieurs indicateurs contemporains majeurs relèvent de cette catégorie. On peut citer le « Red List Indice » (RLI), proposé par l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN), indicateur de diversité spécifique qui mesure la variation moyenne des statuts des espèces inscrites sur la liste rouge (Couvet et al., 2008), le « Living Planet Indice » (LPI), indicateur d’abondance, développé conjointement par le Programme des Nations Unies pour l’environnement (PNUE) et le World Wildlife Fund (WWF), qui évalue l’évolution de la population de vertébrés à l’échelle mondiale.

24Ces approches purement quantitatives sont remises en cause par l’émergence de l’écologie fonctionnelle qui étudie les écosystèmes sous l’angle des échanges de matière et d’énergie entre les êtres vivants qui les composent (Chevassus-au-Louis, 2009). Elle contribue à faire admettre l’idée selon laquelle la diversité des écosystèmes, mais également leur répartition sur la planète, constituent une composante essentielle de la biodiversité et de l’importance des interactions fonctionnelles de tous ordres, entre les espèces, y compris l’espèce humaine. Par là même, elle favorise l’émergence des indicateurs de fonctionnement des écosystèmes qui évaluent les interactions au sein et entre les groupes fonctionnels qui composent un écosystème (Chevassus-au-Louis, 2009) et les indicateurs de pression des écosystèmes qui évaluent les impacts des activités des sociétés humaines sur la biodiversité, en croisant des indicateurs d’état avec des informations ou des indicateurs ne s’intéressant pas à la biodiversité comme par exemple les performances agricoles (Kleijn, 2006 ; Chevassus-au-Louis, 2009 ; Alkan Olsson et al., in press). Dès lors, ces indicateurs se placent dans une optique d’évaluation qualitative et plus seulement quantitative. Parmi les principaux indicateurs contemporains relevant de ces deux catégories, on peut mentionner l’Index Trophique Marin (MTI) indicateur de fonctionnement des écosystèmes, élaboré dans le cadre du programme Sea Around Us et calculé par l’Organisation des Nations unies pour l’alimentation et l’agriculture (FAO). Il permet d’évaluer l’état des chaînes trophiques marines en estimant le niveau trophique moyen des poissons pêchés (Couvet et al., 2008). On peut également évoquer l’Indicateur de Spécialisation des Communautés, indicateur de fonctionnement des écosystèmes proposé par l’Union européenne. Il permet d’évaluer le degré de spécialisation des espèces à partir d’un coefficient de variation de leur densité, selon les habitats définis par la nomenclature Corine Land Cover (Julliard et al., 2006). On peut enfin citer l’Empreinte écologique, indicateur synthétique de pression proposé en 1995 par Mathis Wackernagel et William Rees (Wackernagel et Rees, 1995). Cet indicateur sert à évaluer, pour un territoire donné, la quantité de surface biologiquement productive utilisée par l’activité humaine. Il s’agit de « calculer la somme des surfaces nécessaires en moyenne, à une population [d’un territoire donné] pour se nourrir, se loger, se déplacer, consommer des biens et des services et assimiler les déchets de cette consommation dans les conditions de gestion et d’exploitation » (Raoul-Duval, 2008) pour une période de temps considérée.

25Enfin, plus récemment, à partir du début des années 2000, une nouvelle catégorie d’indicateurs a fait son apparition. Ces derniers n’ont pas pour vocation, comme les précédents, de mesurer l’état de la biodiversité et son évolution, mais d’établir des stratégies de gestion de la biodiversité afin d’améliorer sa prise en compte et sa préservation. Harold Levrel propose la dénomination d’« indicateur d’interaction » pour les désigner, car ils ont pour vocation de rendre compte des interactions entre les dynamiques de la biodiversité et les dynamiques économiques (Levrel, 2007 ; Chevassus-au-Louis, 2009). Ils constituent, à ce titre, de véritables « indicateurs de développement durable » (Raoul-Duval, 2008 ; Jégou et al., 2011). Appartient à cette catégorie, le Biodiversity Intactness Index ou BII (Biggs et al., 2004), indicateur synthétique, qui agrège plusieurs paramètres comme l’abondance spécifique de la biodiversité et son évolution ou le niveau d’anthropisation en fonction de l’utilisation du sol. Cet indicateur a été élaboré spécifiquement pour l’Afrique du Sud afin d’évaluer, aux différentes échelles de décision (État, provinces, municipalités), le lien entre réduction d’abondance de la biodiversité et niveau d’anthropisation (Chevassus-au-Louis, 2009). Ces indicateurs sont destinés à évaluer les pressions anthropiques sur la biodiversité et les réponses sociales permettant de compenser les effets négatifs (Chevassus-au-Louis, 2009). C’est ce dernier type d’indicateurs qui intéresse particulièrement les acteurs de l’aménagement.

26Cet état de l’art nous permet de constater, comme l’ont fait d’autres chercheurs tel Bernard Chevassus-au-Louis, qu’il existe une grande diversité d’indicateurs de biodiversité écologique efficients qui témoigne de l’engouement actuel pour ces outils. Pour autant, il est encore des secteurs, notamment celui de l’aménagement, dans lesquels les indicateurs de biodiversité opératoires font défaut.

Un engouement pour les indicateurs de biodiversité

27La gestion et la préservation de la biodiversité sont en passe de devenir une préoccupation majeure des pouvoirs publics (Ollagnon, 2006 ; Simon, 2006). Cette préoccupation a émergé dans les années 1990, à la suite du Sommet de la Terre de Rio en 1992. C’est à cette période que s’opère une prise de conscience par les milieux politiques et plus seulement scientifiques (pour lesquels la prise de conscience est antérieure et remonte aux années 1960), de la rareté et de la vulnérabilité des biens environnementaux (Raoul-Duval, 2008), mais également des services rendus aux sociétés humaines par les écosystèmes et de leur valeur économique à travers leur monétarisation (Freeman, 1991 ; De Groot, 1992 ; Costanza et al., 1997 ; Freeman, 2003 ; De Groot et al., 2002 ; Heal et al., 2005 ; Barbier, 2007).

28Cette prise de conscience s’est accompagnée d’un souci croissant de créer des outils dotés d’une rigueur scientifique, mais également accessibles à un public de non-spécialistes, capables d’évaluer de manière rigoureuse la biodiversité, son évolution, sa vulnérabilité mais aussi l’efficacité et la pertinence des mesures de protection mises en œuvre (Buckland et al., 2005 ; Raoul-Duval, 2008 ; Rametsteiner, 2009) et de systématiser ces démarches. Les indicateurs répondent donc à une demande sociétale contemporaine de connaissance à la fois de l’état de la biodiversité et de l’impact des sociétés humaines sur cette dernière (Couvet et al., 2008) de manière pragmatique, rapide, univoque (Chevassus-au-Louis, 2009). Le développement durable et la biodiversité en particulier sont même devenus l’un des champs privilégiés de la mise en œuvre de démarches d’évaluation (Boisvert et Holec, 1993 ; Bingham et al., 1995 ; Bossel, 1999 ; Ayong Le Kama et al., 2004 ; De Heer et al., 2005 ; Rametsteiner, 2009 ; Jégou et al., 2011 ). En témoigne la création de l’Intergovernmental Platform on Biodiversity and Ecosystem services (IPBES) créée en 2005 sur le modèle du GIEC. L’une des activités principales de cette plate-forme consiste en l’élaboration d’indicateurs de biodiversité. En témoigne également le lancement de projets de recherche, portés par l’Union européenne et la Commission des Nations Unies pour le développement durable (CDD), destinés au développement d’outils d’évaluation de la durabilité (Rametsteiner, 2009), au nombre desquels le programme « Streamlining European Biodiversity Indicators » en 2007 (SEBI, 2011), ayant pour objectif d’harmoniser les démarches entreprises par les différents pays européens dans ce domaine, avec celles menées au niveau communautaire et au niveau mondial. Ce programme est coordonné par l’Agence européenne de l’environnement (AEE). En 2001, l’Union européenne a même mis en place un groupe de travail dédié à l’élaboration d’indicateurs de développement durable, catégorie plus vaste d’indicateurs dans laquelle il est possible d’insérer les indicateurs de biodiversité. Ces programmes, menés à des échelles supranationales, ont été complétés par des actions au niveau national et local (Astleithner et al., 2002 a et b ; IFEN, 2003 ; Ayong Le Kama et al., 2004). En témoigne ainsi, en France, la création de l’ONB et de sa base de données I-BD² pour Indicateurs de BioDiversité en Base de Données. Cet observatoire est un service statistique agréé de l’État, créé en 2009 par la loi n° 2009-967 de programmation relative à la mise en œuvre du Grenelle de l’environnement, dite Loi « Grenelle I », et chargé de suivre l’état de la biodiversité en France. Il doit notamment permettre à la France d’atteindre les objectifs de réduction de l’appauvrissement de la diversité biologique définis par la Stratégie Nationale pour la Biodiversité (SNB) en 2004 et par la Convention sur la Diversité Biologique en 1992.

29L’une de ses principales missions consiste à élaborer des indicateurs de biodiversité, notamment de suivi d’effets à la fois des politiques publiques mais également des comportements sur la biodiversité, et à les compiler au sein d’une base de données accessible aux décideurs et aux gestionnaires politiques, aux chercheurs mais également aux simples citoyens.

30Actuellement, les indicateurs de développement durable sont pléthores. En 2003, l’Institut international du développement durable avait recensé un peu plus de 300 initiatives d’indicateurs dans ce domaine (Raoul-Duval, 2008). Tous les organismes, nationaux comme internationaux, mettent en place leurs propres listes et leurs propres systèmes d’indicateurs qui font actuellement l’objet de comparaisons et d’évaluations (OCDE, 1993, 1994 ; Smeets et Wetering, 1999 ; Donnelly et al., 2007 ; Levrel, 2007 ; Wilson et al., 2007 ; Pulzl et al., 2007 ; Niemeijer et De Groot, 2008).

31Cet engouement pour les indicateurs est lié à leurs multiples fonctions (Bouni, 1997). Ils sont, tout à la fois des outils d’appréhension de la complexité qui permettent de simplifier et de quantifier des phénomènes complexes et d’en apporter une connaissance synthétique, et des outils de diagnostic. Dans ce cas, ils répondent à des exigences scientifiques (Mc Cool et Stankey, 2004 ; Turnhout et al., 2007 ; Pulzl et Rametsteiner, forthcoming). Ils sont également des outils d’aide à la décision et à la planification et des outils de communication efficaces (Rechatin, 1997 ; Shields et al., 2002) qui permettent d’établir dialogue et compromis (Couvet et al., 2008) notamment dans le cadre de la gestion de projet. Ils sont alors conçus pour répondre à des exigences sociétales. En effet, les indicateurs fournissent des données chiffrées qu’il est facile de comparer dans le temps et l’espace, d’interpréter et de diffuser, notamment en les convertissant sous forme de graphiques facilement accessibles au grand public.

32Cette multiplicité d’indicateurs reflète également le caractère complexe de l’objet « biodiversité ». La biodiversité est en effet un concept « multidimensionnel » dont les différents paramètres ne relèvent pas de métriques communes (Chevassus-au-Louis, 2009). Elle ne peut donc pas être appréhendée par un indicateur unique. Ainsi, la biodiversité peut être considérée en termes de diversité génétique, de diversité spécifique, de diversité écosystémique ou paysagère. Ces différents niveaux font en outre l’objet de perceptions différentes en fonction des spécificités de l’observateur qui les considère (écologue, économiste, géographe) puisque « la biodiversité renvoie à une grande diversité d’objectifs de conservation portés par une grande diversité d’acteurs » (Barbault et Chevassus-au-Louis, 2004).

33Cependant, il est aujourd’hui nécessaire de compléter et d’améliorer la panoplie des indicateurs existants. En effet, à l’heure actuelle, il n’existe que très peu d’indicateurs synthétiques d’évaluation qualifiés d’ex ante (Augiseau et al., 2008 ; Jégou et al., 2012), c’est-à-dire d’avant projet, spécifiquement destinés aux aménageurs et adaptés au contexte européen. La plupart du temps, les aménageurs recourent à la méthode dite des « listes de contrôle » ou « check-lists » (Cherqui, 2005) pour évaluer un projet au titre d’un diagnostic : l’utilisateur dispose d’une énumération de points de contrôle et vérifie si le projet prend en compte ou non l’ensemble de ces aspects. Cette méthode présente de nombreuses limites identifiées par Frédéric Cherqui (Cherqui, 2005). Les quelques indicateurs existants concernent quasi-exclusivement le domaine du bâtiment et sont créés pour une échelle d’application qui est en général celle du quartier, ou plus récemment, la planification (Farrington et al., 2008 ; Helbron et al., 2011 ; Repetti et Desthieux, 2006). Ils ne concernent donc pas les grands projets d’aménagement, spatialement bien plus étendus, et qui relèvent des travaux publics.

34Ce déficit explique la difficulté actuelle des maîtres d’ouvrage et de leurs bureaux d’études à prendre en compte, en amont, les impacts de leurs projets sur l’environnement. Cette difficulté est d’autant plus grande quand il s’agit de grands projets d’aménagement et particulièrement de grandes infrastructures linéaires comprenant dans leur périmètre d’étude des zones recensées ou protégées au titre de l’environnement (Vandevelde, 2013). Pourtant, ces exigences sont de plus en plus fortes, notamment en raison des évolutions récentes subies par la procédure d’étude d’impact avec la loi Grenelle II en France et des attentes sociales dans ce domaine (Vandevelde, 2013).

35Cette difficulté est renforcée par les contraintes spécifiques auxquelles sont soumis les aménageurs. Elles tiennent tout d’abord à l’importance de ces projets en termes d’emprise foncière. Il s’agit en effet de projets qui s’étendent sur plusieurs dizaines voire centaines de kilomètres carrés. Il n’est donc pas possible, en amont, de se forger une connaissance fine et précise du périmètre du projet de manière uniquement empirique, par des études de terrain. Ce constat est d’autant plus vrai que les délais impartis aux maîtres d’ouvrage pour étudier ces périmètres sont relativement courts.

36L’appréhension de ce périmètre, et notamment des enjeux environnementaux qu’il présente, passe donc soit par des généralisations élaborées par SIG à partir de bases de données comme Corine Land Cover (Molines, 2003) qui ne permettent pas d’aboutir à des évaluations opérationnelles, soit, à l’inverse, par un travail de compilation de données à partir d’inventaires existants. Dès lors, les maîtres d’ouvrage se trouvent confrontés à un second obstacle : le caractère pléthorique et la complexité de ces inventaires et des zonages qui leur sont liés. La plupart de ces inventaires s’accompagne en effet de la création de zonages réglementaires. Les principaux en France et en Europe sont ceux réalisés dans le cadre des procédures d’identification des Zones naturelles d’intérêt écologique, faunistique et floristique (ZNIEFF), des Zones importantes pour la conservation des oiseaux (ZICO), des Zones humides d’importance internationales (ZHII), des Espaces naturels sensibles (ENS), des Zones de protection spéciale (ZPS) et des Zones spéciales de conservation (ZSC). Le projet Seine-Nord Europe témoigne de cette situation.

Figure 1 : Les zonages d’inventaire et de protection, un millefeuille réglementaire : exemple de la commune de Cléry-sur-Somme dans la Somme

Figure 1 : Les zonages d’inventaire et de protection, un millefeuille réglementaire : exemple de la commune de Cléry-sur-Somme dans la Somme

Réalisation de l’auteur d’après l’atlas cartographique de l’Enquête préalable à la Déclaration d’Utilité Publique du Projet Seine-Nord Europe (VNF et al, décembre 2006)

L’aire d’étude

37Le Projet Seine-Nord Europe est un grand projet d’aménagement européen. L’Union européenne mène une action dans le domaine des transports même si de nombreux aspects de cette politique relèvent encore des gouvernements nationaux. Elle consiste notamment en l’ouverture à la concurrence des marchés nationaux de transport. Mais l’Union européenne promeut également de grands projets d’infrastructures de transport dans le cadre du réseau transeuropéen de transport (RTE-T). Le projet Seine-Nord Europe fait partie des projets prioritaires de ce programme, au même titre que la liaison ferroviaire fret et voyageurs Lyon-Turin, maillon central du corridor ferroviaire européen Lisbonne-Kiev.

38Son coût total est actuellement évalué à un peu plus de 6 milliards d’euros (Massoni et al., 2013 ; Pauvros, 2013). Il comprend la construction d’un canal à grand gabarit et de quatre plates-formes logistiques. Le canal de 106 km pourra accueillir des convois poussés jusqu’à 4 400 tonnes. Il reliera l’Oise au nord de Compiègne au canal de la Sensée à Aubencheul-au-Bac près de Cambrai et permettra d’interconnecter deux tronçons à grand gabarit : la Seine qui est un axe en impasse, et le réseau du Nord-Pas-de-Calais déjà connecté au réseau rhénan. Il représente un nouveau corridor pour le transport européen de marchandises entre la France, la Belgique, les Pays-Bas et l’Allemagne. Ce projet aura donc une emprise foncière très importante. Sa superficie globale, en prenant en compte le canal et les plates-formes logistiques et multimodales, est évaluée par VNF à 2 450 ha soit 24,5 km². En outre, le projet concerne trois bassins versants : le bassin versant de l’Oise de Compiègne à Libermont, le bassin versant de la Somme de Libermont à Ytres, le bassin versant de l’Escaut de Ytres à Aubencheul-au-Bac ; mais également quatre départements et deux régions : les départements de l’Oise, de la Somme, du Nord et du Pas-de-Calais et les régions Picardie et Nord-Pas-de-Calais. Enfin, l’aire d’étude environnementale du projet, qui correspond à un périmètre plus large que la bande du fuseau retenu, afin de prendre en compte les impacts indirects du projet, abrite trente-cinq zones recensées ou protégées au titre de l’environnement : vingt-trois ZNIEFF, trois ZICO, trois ZSC, trois ZPS et trois ENS. Les Zones naturelles d’intérêt écologique, faunistique et floristique (ZNIEFF) relèvent d’un dispositif réglementaire d’inventaire et d’observation initié par l’État français (Poli-Broc, 2003 ; Couderchet et Amelot, 2009). Elles sont définies à l’article L411-5 du Code de l’Environnement qui précise qu’il s’agit d’un inventaire obligatoire mais dépourvu de contrainte juridique. Les ZNIEFF sont des sites « particulièrement intéressants sur le plan écologique, participant au maintien des grands équilibres naturels ou constituant le milieu de vie d’espèces animales ou végétales rares » (Poli-Broc, 2003). Les ZNIEFF participent donc simplement de la qualification du caractère du site. Cependant, elles servent de référence pour le choix et la délimitation des espaces appelés à devenir des ZSC. Les Zones d’importance communautaire pour les oiseaux (ZICO) sont également un dispositif d’inventaire mais instauré par une directive européenne, la directive 79-409 du 2 avril 1979 et qui concerne la préservation des oiseaux sauvages. Tout comme les ZNIEFF, elles sont dépourvues d’effet juridique mais doivent servir de fondement à la désignation des ZPS.

39Les ENS, les ZPS et les ZSC font partie, à l’inverse, des zonages dits de protection. Les Espaces naturels sensibles (ENS) sont un zonage de protection français sous la responsabilité des Conseils généraux. Il s’agit d’espaces dont « le caractère naturel est menacé et rendu vulnérable, actuellement ou potentiellement, soit en raison de la pression anthropique, soit en raison d’un intérêt particulier eu égard à la qualité du site ou aux caractéristiques des espèces végétales ou animales qui s’y trouvent » (Conseil général de la Somme, 2006 ; Pech et al., 2007).

40Les Zones spéciales de conservation (ZSC) et les Zones de protection spéciales (ZPS) sont des zonages de protection institués au titre de directives communautaires, les directives « Oiseaux » de 1979 pour les ZPS et « Habitat, Faune, Flore » de 1992 pour les ZSC qui constituent le Réseau Natura 2000, réseau écologique européen. Les ZPS sont des sites qui participent à la survie et à la reproduction de certaines espèces d’oiseaux menacées ou d’oiseaux migrateurs. Les ZSC sont des sites qui abritent des espèces ou des habitats menacés ou remarquables.

41Ces zones labellisées au titre de l’environnement sont bien localisées dans l’atlas cartographique de l’étude d’impact du projet Seine-Nord Europe. Cependant, elles ne bénéficient pas, dans la présentation par secteur des impacts et des mesures, d’une prise en compte minutieuse, spécifique et adaptée afin d’identifier les caractéristiques propres à chaque zone, les impacts précis du projet et de proposer des mesures de suppression, de réduction et de compensation d’impacts « sur mesure ».

Un indicateur synthétique ex ante de vulnérabilité pour les aménageurs

42À partir de l’étude du Projet Seine-Nord Europe, nous avons décidé de mettre au point un indicateur opérationnel destiné aux aménageurs et notamment aux maîtres d’ouvrage qui travaillent sur de grands projets d’infrastructures linéaires. Il s’agit d’un indicateur synthétique ex ante destiné à mettre en évidence, en amont d’un projet, les zones, les plus susceptibles d’être impactées par l’infrastructure, pour lesquelles il existe de forts enjeux de préservation de la biodiversité et dont les objectifs et les destinataires ont été présentés en introduction.

Méthode

43La constitution d’une base de données a été un préalable indispensable à l’élaboration de cet indicateur. Elle constitue son fondement scientifique et la source à partir de laquelle ont été définis les critères d’évaluation et élaborés les indices qui le composent. Une réflexion sur les paramètres qui permettent de définir l’intérêt écologique d’un site, ainsi que sa vulnérabilité face à la construction et à l’exploitation d’une grande infrastructure linéaire, a présidé à la constitution de cette base.

44Deux éléments nous sont apparus pertinents pour considérer qu’un site présente un intérêt écologique : tout d’abord, sa « labellisation » par un zonage réglementaire de recensement ou de protection, et d’autre part, la présence d’espèces rares et/ou protégées au sein de ce site. Ces deux paramètres permettent de prendre en compte deux échelles de réflexion : l’échelle des espèces, qui permet d’évaluer la diversité spécifique d’un site et l’existence d’espèces remarquables au sein de ce dernier, et l’échelle des habitats, qui permet de mettre en évidence la diversité écosystémique d’un site. Ces deux paramètres permettent d’évaluer la valeur patrimoniale d’une zone.

45Nous avons considéré que la vulnérabilité d’une zone face à l’infrastructure, ainsi que celle des habitats et des espèces qui s’y trouvent, était fonction de leur distance par rapport à l’infrastructure. Nous avons donc renseigné, au sein de la base de données, uniquement l’ensemble des zones recensées ou protégées au titre de l’environnement et des espèces rares et/ou protégées situées dans l’aire d’étude environnementale du projet. En effet, cette bande réglementaire, également appelée « aire d’étude lointaine », bien plus large que la bande d’enquête publique, a été créée par les autorités administratives. Elle a été conçue pour contraindre les auteurs des études d’impact à prendre en compte de manière plus globale les milieux naturels dans lesquels leur projet s’insère et notamment les fonctionnalités écologiques de la zone d’implantation du projet dans les dynamiques d’un territoire afin de pouvoir identifier ses impacts indirects sur ces derniers. C’est également à l’intérieur de cette aire que seront évalués les effets cumulatifs induits par la présence d’autres projets dans les nouvelles études d’impact. On peut donc considérer qu’au-delà de cette aire, les impacts d’une infrastructure sont négligeables.

46En outre, l’environnement extérieur au fuseau a volontairement été négligé lors de l’élaboration de la base de données et, de fait, de la construction de l’indicateur pour deux raisons supplémentaires. D’une part, il était nécessaire de se fixer des limites pour des raisons de faisabilité. En effet, étudier de manière minutieuse les zones recensées ou protégées au titre de l’environnement, comprises dans l’aire d’étude environnementale d’une infrastructure linéaire de 106 kilomètres, a nécessité de nombreuses heures de travail qu’il n’était pas envisageable d’accroître davantage dans les contraintes de temps imposées par une recherche doctorale. D’autre part, ces outils ont été conçus à destination de maîtres d’ouvrage de grands projets d’infrastructures qui travaillent en fonction d’exigences réglementaires notamment celles imposées par les études d’impact. De ce fait, l’indicateur se devait, pour être un outil opérationnel, de prendre en considération et d’intégrer leurs contraintes.

47Nous avons ensuite affiné cette prise en compte en précisant si la zone était traversée par l’infrastructure, située à moins de 175 m, c’est-à-dire dans la bande d’enquête publique mais non traversée, située à plus de 175 m mais à moins de 350 m, c’est-à-dire en dehors de la bande d’enquête publique mais à une distance relativement proche de celle-ci, ou située à plus de 350 m. Nous avons ajouté aux informations relatives à la nature et au classement des zones et à celles relatives aux habitats et aux espèces faunistiques et floristiques, des informations complémentaires permettant d’identifier ces zones et de les localiser de manière géographique (par opposition à leur localisation relative par rapport à l’infrastructure) et des informations afférentes aux espèces recensées par rapport à la classification scientifique du vivant.

48La base de données comprend au total dix-neuf types d’informations différents pour chaque zone : le statut du site (recensé ou protégé), la nature du recensement ou de la protection, le nom du site, la référence du site, le nom du ou des départements concernés, le nom des communes concernées, la superficie de la zone, la localisation de la zone par rapport à l’infrastructure, le descriptif du site (milieux déterminants et secondaires), le nom scientifique des espèces recensées dans la zone, le nom vernaculaire des espèces recensées dans la zone, la classe, l’ordre et la famille de chacune des espèces recensées dans la zone, l’inscription, pour chaque espèce concernée dans la zone, sur une ou plusieurs des listes suivantes : la liste rouge mondiale de l’UICN, la liste rouge française de l’UICN, la liste des espèces protégées en France, la liste des espèces protégées en Picardie et dans le Nord complétant la liste nationale, l’annexe I de la Directive Oiseaux, les annexes II, IV et V de la Directive Habitat, Faune, Flore et les annexes A et B du Règlement communautaire CITES.

49Cette base comprend donc des données quantitatives et qualitatives relatives à la biodiversité spécifique et dans une moindre mesure écosystémique des zones considérées et des données qualitatives relatives à la localisation des zones et à leurs caractéristiques réglementaires et administratives. Cette base de données a été construite à partir d’informations et de recensements d’espèces établis dans le cadre des procédures de création et de modernisation des ZNIEFF, des ZICO, des ENS et des zones du réseau Natura 2000, à partir d’informations fournies dans l’étude d’impact du projet Seine-Nord Europe (notamment dans son atlas cartographique) et à partir de classements d’espèces réalisés par des instances nationales ou internationales aux titres de divers programmes (UICN, annexes II, IV, V de la directive Habitat, Faune, Flore, annexe I de la Directive Oiseau et annexes A et B du Règlement Communautaire CITES).

Choix des paramètres

50Cet indicateur synthétique est obtenu par l’agrégation de six indices répondant chacun à un objectif d’évaluation précis ou critère d’évaluation.

Le nombre d’espèces inventoriées

51Le premier indice compris dans l’indicateur est le nombre total d’espèces inventoriées, appelé α (sans lien avec la diversité α définie par Shannon et Weaver). Il permet d’évaluer la diversité spécifique de chaque zone d’un point de vue quantitatif.

Figure 2 : α, le nombre d’espèces inventoriées

Figure 2 : α, le nombre d’espèces inventoriées

Réalisation de l’auteur d’après la base de données de la Liste rouge mondiale des espèces menacées et de la Liste rouge des espèces menacées en France de l’UICN pour les oiseaux, les reptiles, les amphibiens, les mammifères, les poissons et les orchidées et la base de données de l’Inventaire National du Patrimoine Naturel du Muséum National d’Histoire Naturel

Le nombre d’espèces à l’unité spatiale

52Le second indice qui compose cet indicateur est le nombre d’espèces à l’unité spatiale (un hectare ou un mètre carré), appelé β. Il permet de pondérer la diversité spécifique quantitative en fonction de la superficie de la zone considérée.

Figure 3 : β, le nombre d’espèces à l’unité spatiale

Figure 3 : β, le nombre d’espèces à l’unité spatiale

Réalisation de l’auteur

Le nombre d’espèces menacées en fonction du niveau de menace

53Le troisième indice compris dans cet indicateur est le nombre d’espèces menacées inventoriées par la liste rouge française de l’UICN, en fonction du niveau de menace qui pèse sur elles : catégories « quasi-menacé » (QT), « vulnérable » (VU), « en danger » (EN) et « en danger critique d’extinction » (CR). Il permet d’évaluer, pour chaque zone, la diversité spécifique d’un point de vue qualitatif. Seules les catégories présentes dans la base de données ont été retenues sur les neuf catégories définies par l’UICN, à l’exception des catégories « non évaluée » (NE) et « données insuffisantes » (DD) qui correspondent à des espèces pour lesquelles le niveau de menace n’a pas été évalué pour des raisons différentes et de la catégorie « préoccupation mineure » (LC) qui concerne des espèces sur lesquelles ne pèse pas encore réellement de menace.

54Pour le calculer, on attribue à chacune des catégories de l’UICN un coefficient correspondant à l’importance de la menace : 0,5 pour « quasi-menacé », 1 pour « vulnérable », 3 pour « en danger » et 6 pour « en danger critique d’extinction ». γ correspond ainsi à une moyenne pondérée des espèces menacées selon les critères de l’UICN.

De ce fait :

55Les coefficients choisis ne croissent pas de manière régulière et linéaire. Les espèces « en danger » et a fortiori « en danger critique d’extinction » étant très peu nombreuses, nous avons choisi de les faire ressortir en leur attribuant des coefficients beaucoup plus élevés.

56La liste rouge de l’UICN a été prise comme référence car il s’agit actuellement de l’inventaire mondial le plus complet de l’état de conservation global des espèces végétales et animales. Quarante-sept mille espèces avaient été recensées fin 2011. Elle est fondée sur une série de critères scientifiques précis qui s’appliquent à toutes les espèces et à toutes les régions du monde et fournit un bilan objectif du degré de menace pesant sur les espèces faunistiques et floristiques dans le monde. De plus, la liste rouge de l’UICN est utilisée par de nombreux États pour l’élaboration de documents réglementaires et par le Comité du patrimoine mondial, comité de l’UNESCO chargé de l’inscription des sites naturels à la liste du patrimoine mondial. Avec le système de la Liste rouge de l’UICN, chaque espèce ou sous-espèce peut être classée dans l’une des sept catégories déjà mentionnées ou dans les deux catégories suivantes : « Éteinte » (EX) et « Éteinte à l’état sauvage » (EW).

57Depuis quelques années, la liste rouge de l’UICN est déclinée en listes nationales. Elles permettent d’examiner la menace qui pèse sur une espèce à l’échelle d’un territoire plus restreint, qui peut différer de sa situation à l’échelle mondiale. Le canal Seine-Nord Europe étant construit en France, nous avons donc pris comme référence la liste rouge française de l’UICN.

Figure 4 : γ, le nombre d’espèces menacées en fonction du niveau de menace qui pèse sur elles

Figure 4 : γ, le nombre d’espèces menacées en fonction du niveau de menace qui pèse sur elles

Réalisation de l’auteur d’après Catégories et Critères de l’UICN pour la Liste Rouge, Version 3.1 (UICN, 2001)

La nature de la labellisation d’une zone donnée et le nombre de labellisations

58Le quatrième indice inclus dans l’indicateur est la nature de la labellisation d’une zone donnée et le nombre de labellisations quand celle-ci recoupe d’autres zones labellisées, appelé η. Il permet d’évaluer la qualité d’une zone en se fondant sur la nomenclature réglementaire, française et européenne, des zones recensées ou protégées au titre de l’environnement. On attribue à chaque type de labellisation un identifiant correspondant à son caractère plus ou moins contraignant. La valeur numérique de cet identifiant sert de cotation.

59Les identifiants de plus faible valeur ont été attribués aux ZNIEFF et aux ZICO qui sont des zonages sans portée réglementaire et sans effets juridiques. Cependant, nous avons jugé nécessaire d’établir une différence entre les ZNIEFF de type 2 d’une part et les ZNIEFF de type 1 et les ZICO d’autre part. Les ZNIEFF de type 2 sont de « grands ensembles naturels de plusieurs dizaines voire plusieurs centaines de kilomètres carrés riches et peu modifiés, présentant une cohérence écologique et des potentialités biologiques importantes » (Poli-Broc, 2003) pour lesquels il n’existe pas forcément de forts enjeux de préservation. À l’inverse, les ZNIEFF de type 1 doivent abriter au moins une espèce ou un habitat caractéristique remarquable ou rare, justifiant d’« une valeur patrimoniale plus élevée que celle du milieu environnant » (Circulaire n° 91-71, 1991). Il s’agit donc d’espaces, « en principe de superficie réduite, précisément définis, caractérisés par des écosystèmes présentant un intérêt biologique ou écologique remarquable et correspondant à un très fort enjeu de préservation des milieux naturels » (Poli-Broc, 2003). De même, les ZICO doivent abriter au moins un oiseau sauvage remarquable et menacé recensé à l’annexe I de la Directive Oiseaux de 1979 et son habitat ainsi que des oiseaux migrateurs.

60Nous avons attribué un identifiant d’une valeur supérieure aux ENS. En effet, à l’inverse des ZNIEFF et des ZICO, les ENS sont des zonages contraignants. Afin de préserver ces espaces, les Conseils généraux peuvent recourir à l’acquisition foncière ou à la signature de conventions avec les propriétaires des terrains concernés et une part de la taxe départementale d’aménagement peut être destinée, par délibération du Conseil général, à financer les mesures d’entretien, de gestion et de préservation de ces espaces. De plus, les ENS doivent être dotés d’un plan de gestion et peuvent être associés à d’autres types de protection, notamment des arrêtés préfectoraux de protection de biotope ou des réserves naturelles régionales. Cependant, dans la pratique, il s’agit souvent d’espaces, qui concrètement, sont mal gérés et peu protégés, comme tend à le confirmer la faiblesse des inventaires des espèces des trois ENS inclus dans le périmètre de l’aire d’étude environnementale du canal Seine-Nord Europe.

61Enfin, nous avons attribué les identifiants de plus forte valeur aux ZPS et aux ZSC. En effet, il s’agit des zonages les plus contraignants compris dans l’aire d’étude environnementale du projet Seine-Nord Europe. Ils ont pour objectif de participer à la préservation des habitats et des espèces inscrites à l’annexe I de la directive Oiseaux pour les ZPS et aux annexes I à V de la directive Habitat, Faune, Flore pour les ZSC. Les sites Natura 2000 doivent faire l’objet de mesures actives de protection afin de les conserver ou de les rétablir dans un état favorable à leur maintien à long terme, notamment grâce à deux dispositifs obligatoires, le document d’objectif en français, dit DOCOB, et le régime de police, et à un dispositif facultatif, les contrats Natura 2000. Le DOCOB dresse un état des lieux du site et le régime de police permet d’évaluer les incidences des programmes et projets susceptibles d’avoir un impact sur le site.

Figure 5 : Les différents niveaux de contraintes des labellisations environnementales françaises et européennes

Figure 5 : Les différents niveaux de contraintes des labellisations environnementales françaises et européennes

Réalisation de l’auteur

62Les identifiants notés ρ valent 0,5 pour une ZNIEFF de type 2, 1 pour une ZNIEFF de type 1 ou une ZICO, 2 pour un ENS et 4 pour une SIC/ZSC ou une ZPS.

De ce fait :

63Les identifiants ont été élaborés à partir d’un système binaire. Chaque zone dispose d’une labellisation propre, mais elle peut recouper des zones disposant d’un autre type de labellisation. Nous avons jugé intéressant de prendre en compte ces recoupements dans les identifiants. Pour chaque zone, nous avons donc attribué la valeur 0 ou 1, selon que la labellisation concernait ou non la zone considérée, comme dans le tableau suivant.

64Tableau 1 : Exemple d’identification de la labellisation d’une zone en système binaire

ZPS

ZSC/SIC

ENS

ZICO

ZNIEFF 1

ZNIEFF 2

A

0

1

0

1

1

0

Réalisation de l’auteur

65L’enchainement des valeurs 0 ou 1 permet de définir un identifiant décrivant l’ensemble des labellisations de la zone. Dans notre exemple ci-dessus, la zone A possède l’identifiant 010110. Cet identifiant binaire a été transposé dans le système décimal grâce à la méthode classique fondée sur des puissances de 2, en attribuant les plus grandes puissances aux labels les plus contraignants, présentés par conséquent de manière décroissante dans le tableau ci-dessus.

Figure 6 : η, la nature de la labellisation d’une zone donnée et le nombre de labellisations

Figure 6 : η, la nature de la labellisation d’une zone donnée et le nombre de labellisations

Réalisation de l’auteur d’après l’atlas cartographique de l’Enquête préalable à la Déclaration d’Utilité Publique du Projet Seine-Nord Europe (VNF et al., décembre 2006)

66Quand la zone considérée recoupe plusieurs labellisations de même valeur, par exemple une ZNIEFF de type 1 et une ZICO, nous avons choisi de ne pas sommer les valeurs pour ne pas atteindre la valeur de la classe supérieure, mais nous avons préféré augmenter de 50 % la valeur de l’indice de la zone considérée. Dans l’exemple précédemment cité, nous obtiendrions un indice de 1,5.

La distance de la zone par rapport au fuseau du canal

67Le cinquième indice qui forme l’indicateur est la distance de la zone par rapport au fuseau du canal, appelé δ. Il permet d’évaluer l’impact du canal sur une zone. Nous avons choisi de distinguer trois situations :

  • Situation 1 : la zone se situe à plus de 350 m du canal, c’est-à-dire à une distance du canal supérieure à 1,5 fois la largeur de la bande d’enquête publique. Elle est donc très faiblement impactée par le canal.

  • Situation 2 : la zone se situe à plus de 175 m du canal et à moins de 350 m du canal. Elle se trouve donc en dehors de la bande d’enquête publique mais à une distance du canal comprise entre 0,5 fois et 1,5 fois la largeur de la bande d’enquête publique. Elle est donc modérément impactée par le canal.

  • Situation 3 : la zone se situe à moins de 175 m du canal, elle est donc traversée par la bande d’enquête publique et, dans la majorité des cas, par le canal. Elle se trouve donc à une distance du canal comprise entre 0 (elle est traversée par le canal) et 0,5 fois la largeur de la bande d’enquête publique (elle n’est pas traversée par le canal mais le jouxte). Elle est donc fortement impactée par le canal. Seule une zone est traversée par la bande d’enquête publique mais pas par le canal, la ZPS « Forêts picardes : Compiègne, Laigue, Ourscamps ».

68On attribue, à chaque cas de figure, un identifiant numérique correspondant à une pondération par rapport à la distance. On prend comme référence 500 m, distance du canal au-delà de laquelle on estime l’impact de l’infrastructure quasi-nul, et le milieu de chacune des classes.

69De ce fait :

Figure 7 : δ, la distance de la zone par rapport au fuseau du canal

Figure 7 : δ, la distance de la zone par rapport au fuseau du canal

Réalisation de l’auteur

Les effets de coupure

70Le sixième indice qui compose cet indicateur est les effets de coupure quand la zone est traversée par le fuseau du canal, appelé χ. Il permet, comme le précédent, d’évaluer l’impact du canal sur une zone. En effet, quand le canal coupe une zone protégée ou recensée au titre de l’environnement, elle est alors séparée en deux entités distinctes, celle de la rive gauche et celle de la rive droite, disposant chacune d’une surface propre. De cette scission résulte la disparition de continuités écologiques qui a pour conséquence de réduire les déplacements de populations faunistiques comprises dans la zone. Dans certains cas, cette réduction des déplacements peut aboutir à un appauvrissement de la diversité génétique des populations faunistiques concernées (Bonnin, 2008 ; Legal, 2012). Cet indice est construit à partir des aires de ces surfaces. Le but étant d’obtenir des valeurs comprises entre 0 en cas d’absence de coupure et 1 quand la zone est coupée en son centre ; l’indice est fondé sur le ratio entre la plus petite des deux aires apparues avec la coupure du canal et la surface totale de la zone recensée.

71Ainsi, dans le cas où la zone n’est qu’effleurée sur un de ses bords par le passage du canal, la plus petite des surfaces vaut zéro mètre carré et le ratio prend lui aussi une valeur nulle traduisant l’absence de coupure. A contrario, lorsque le canal passe au centre de la zone, les deux aires, de part et d’autre, ont la même surface, égale à la moitié de celle de la zone initiale, et le rapport prend alors la valeur de 0,5. Les valeurs de ce ratio étant comprises entre 0 et 0,5, nous avons multiplié le ratio par deux afin d’obtenir, comme pour les autres indices après normalisation, une valeur comprise entre 0 et 1.

72Néanmoins, la variation de l’indice φ, ainsi construit, est purement linéaire par rapport aux deux surfaces définies ci-dessus, ce qui induit deux inconvénients. Tout d’abord, cet indice ne permet pas de mettre en évidence suffisamment rapidement l’effet de coupure lorsque le canal coupe une zone en bordure. D’autre part, il crée une distinction notable, qui ne se justifie pas, entre une situation dans laquelle le canal coupe une zone en son centre et une situation dans laquelle le canal coupe la zone de manière franche mais pas tout à fait en son centre.

73Afin de remédier à ces problèmes, il est préférable de construire l’indice χ à partir de la racine carrée de φ.

74Comme le montre le graphique ci-dessous, la racine permet d’accroître la différence entre les valeurs proches de 0 et de la diminuer entre les valeurs proches de 1. L’indice devient significatif dès qu’une zone est coupée, tout en diminuant la distinction entre deux zones coupées toutes deux quasiment en leur centre. Cet indice ainsi construit permet donc d’évaluer l’importance de l’impact du canal sur une zone traversée en fonction de la localisation de la coupure.

Figure 8 : Comparaison de l’évolution des indices φ et χ

Figure 8 : Comparaison de l’évolution des indices φ et χ

Réalisation de l’auteur

Figure 9 : χ, les effets de coupure quand la zone est traversée par le fuseau du canal

Figure 9 : χ, les effets de coupure quand la zone est traversée par le fuseau du canal

Réalisation de l’auteur

Construction de l’indicateur

75Les différents indices, présentés précédemment, nous ont permis d’élaborer un indicateur global répondant à la formule suivante :

76Les valeurs α et β présentant des variations sur plusieurs ordres de grandeurs (1, 10, 100, etc.), nous avons choisi d’utiliser des logarithmes pour ramener l’ensemble des valeurs à un même ordre de grandeur.

77Nous avons également choisi de normaliser les différents indices afin que toutes leurs valeurs soient comprises entre 0 et 1 c’est-à-dire dans une même échelle de valeurs. Pour ce faire, chaque indice (α, β, η, γ et δ) a été soumis à l’opération suivante :

78Xn représente une valeur dans la liste de valeurs de l’indice noté X. Xmin représente la valeur minimum dans la liste de valeurs de cet indice ; Xmax représente la valeur maximum dans la liste de valeurs de cet indice. Quand Xn vaut Xmax on obtient 1 ; quand Xn vaut Xmin on obtient 0. Pour les autres valeurs de Xn on obtient une valeur comprise entre 0 et 1.

79Pour α et β, les logarithmes ont été appliqués sur les valeurs avant normalisation afin qu’ils s’appliquent à des valeurs supérieures à 1, ce qui permet d’obtenir uniquement des logarithmes positifs pour ne pas faire diminuer l’indice.

80L’agrégation d’indices nécessite de les pondérer les uns par rapport aux autres (Cherqui, 2005). La détermination de l’importance d’un critère et donc d’un indice par rapport à un autre constitue à la fois un enjeu scientifique et politique (Cherqui, 2005). a, b, c, d et e sont des coefficients permettant de réaliser une moyenne pondérée des différents indices, en fonction du degré d’importance que l’on souhaite leur accorder. Afin que la formule de l’indicateur ci-dessus corresponde à cette moyenne, il est nécessaire que les coefficients soient normalisés, c’est-à-dire que leur somme soit égale à 1.

81Il existe de très nombreuses méthodes de pondération (Bana e Costa, 1990 ; Hajkowicz et Prato, 1998 ; Tamiz et al., 1998 ; Boulanger, 2004 ; Brunner et Starkl, 2004 ; Krajnc et Glavic, 2005 ; Payraudeau et van der Werf, 2005 ; Cherqui, 2005). Nous avons procédé selon la « méthode des valeurs attendues » ou « expected value method » (Janssen, 1992 ; Cherqui, 2005) qui consiste à classer les indices subjectivement, suivant l’importance que l’on souhaite leur accorder et à leur attribuer un poids, une valeur qualitative, qui est fonction de ce classement et de leur nombre. Dans le cas présent, l’indice caractérisant le nombre d’espèces menacées en fonction du niveau de menace qui pèse sur elles, appelé γ, a été choisi comme référence qualitative en raison de son importance dans la qualité écologique du milieu : son coefficient est par conséquent égal à l’unité. Les autres coefficients ont ensuite été définis de manière dégressive par rapport à celui de γ.

Tableau 2 : Valeurs qualitatives et normalisées des coefficients de l’indicateur global d’évaluation de la vulnérabilité écologique du milieu

Coefficient

Valeur qualitative

Valeur normalisée

a

0,5

12,50 %

b

0,25

6,25 %

c

0,75

18,75 %

d

1

25 %

e

0,75

18,75 %

f

0,75

18,75 %

Réalisation de l’auteur

82Nous avons normalisé les valeurs qualitatives afin de déterminer les coefficients finaux et de mettre en évidence le poids des différents indices au sein de l’indicateur.

Apports et limites de l’indicateur

83Cet indicateur, conçu à l’origine pour un projet précis, le projet Seine-Nord Europe, est reproductible et mobilisable pour évaluer la vulnérabilité écologique des milieux le long de toutes les grandes infrastructures linéaires. Il est cependant nécessaire de le faire évoluer pour l’adapter au mieux aux types de données dont on dispose. Ainsi, si les valeurs des données α et β présentent moins de variations que dans le cas présent, il est possible d’appliquer une formule avec des valeurs normalisées, mais sans logarithmes :

84Il également nécessaire de faire évoluer les coefficients de pondération en fonction du niveau d’importance que l’on souhaite accorder aux différents indices.

85Cet indicateur est également facilement modulable et adaptable. On aurait ainsi pu inclure dans l’indicateur d’autres types de données. Il aurait été par exemple envisageable de remplacer les espèces menacées de la liste rouge de l’UICN par les espèces menacées des annexes II, IV et V de la Directive Habitat, Faune, Flore en procédant de manière équivalente. Il aurait également été envisageable d’ajouter la prise en compte des espèces menacées des annexes II, IV et V de la Directive Habitat, Faune, Flore à celle de la liste rouge de l’UICN, en calculant un γ(UICN) et un γ(Directive HFF). Cependant, pour ce faire, il aurait été indispensable d’établir une cotation de la menace pesant sur les espèces des trois annexes de la Directive Habitat, Faune, Flore sur une échelle de gravité équivalente à celle utilisée pour les catégories UICN. Établir cette échelle de manière rigoureuse nécessitait de s’intéresser de manière précise aux critères de classement des deux listes.

86En revanche, cet indicateur présente quelques limites. La première est inhérente à tout indicateur : il a été conçu avec un objectif précis. Dans le cas présent, il s’agit de faire ressortir les zones les plus extrêmes, les plus critiques au regard de leur intérêt patrimonial et de leur vulnérabilité écologique. Il est donc nécessairement orienté et partial car il est le reflet d’un cadre conceptuel prédéfini (Raoul-Duval, 2008) et le produit d’arbitrages (Couvet et al., 2004 ; Levrel, 2007 ; Chevassus-au-Louis, 2009). Ces choix relèvent notamment d’une partition entre la dimension politique et scientifique, chaque indicateur étant adapté à un contexte écologique et institutionnel qui lui est propre (Chevassus-au-Louis, 2009). Un indicateur n’est pas la réalité, c’est un modèle de la réalité, traduction d’une lecture subjective de cette dernière. C’est pourquoi il doit être accompagné d’informations qualitatives et de commentaires et ses résultats doivent être interprétés avec prudence, en prenant bien en compte les objectifs de l’indicateur, son échelle d’application, ses critères, ses données, le groupe cible auquel il s’adresse et ses prétentions, c’est-à-dire le cadre conceptuel qui a présidé à sa conception.

87Par ailleurs, la valeur patrimoniale des zones n’est évaluée qu’au regard de la biodiversité spécifique : il se fonde sur les espèces recensées et protégées à une échelle macroscopique en supposant qu’elles rendent compte d’une biodiversité plus générale. Il ne prend ni en compte la biodiversité génétique, ni la biodiversité écosystémique.

88D’autre part, les partis pris ayant présidé à la prise en compte, par l’indicateur, de la distance des zones par rapport au canal, peuvent être critiqués à deux niveaux. Tout d’abord, nous avons choisi de faire de la distance un indice à part entière que nous avons agrégé aux autres en l’additionnant. Le but poursuivi consistait à s’assurer qu’une zone recensée ou protégée au titre de l’environnement, comprenant peu d’espèces, mais très proche du canal, serait valorisée par l’indicateur. Cependant, il était également envisageable d’ajouter une pondération en fonction de la distance sur les indices α,β,γ et η, pour en diminuer le poids au fur et à mesure de l’éloignement du canal. Il suffisait pour cela de multiplier l’ensemble de ces indices par un multiplicateur fondé sur la distance ρ.

89En outre, l’indicateur prend en compte la distance par rapport au canal en considérant pour chaque zone le point le plus proche de ce dernier. Or, il serait plus rigoureux de calculer le δ de chaque point de la zone situé entre 0 et 500 m et d’en calculer la moyenne. Cependant, cette démarche nécessite la mise en place d’un moyen informatique de calcul des aires et des moyennes.

Figure 10 : Calcul de la distance moyenne d’une zone par rapport au canal

Figure 10 : Calcul de la distance moyenne d’une zone par rapport au canal

Réalisation de l’auteur

90Enfin, cet indicateur est tributaire de la qualité des inventaires. Les données fournies par l’ensemble de ces inventaires sont nombreuses et fines. Cependant, elles souffrent pour le moment, d’un manque d’exhaustivité et d’un manque d’homogénéité, à la fois entre les différents types d’inventaires et entre les zones au sein d’un même inventaire. Ces lacunes ont précocement été identifiées. Thierry Joliveau et Olivier Barge déclaraient à propos des zonages environnementaux, lors des Entretiens Jacques Cartier en 1997, qu’« un découpage doit disposer d’une information fiable, homogène, pertinente pour ses objectifs et d’une méthodologie explicite » (Joliveau et Barge, 1997). À la suite de Laurent Couderchet et de Xavier Amelot, on peut s’interroger sur la pertinence du terme d’inventaire qui désigne en théorie « un dénombrement systématique » (Couderchet et Amelot, 2010).

91Ainsi, les recensements d’espèces des ZICO comprises dans l’aire d’étude environnementale du Projet Seine-Nord Europe, restent très lacunaires. Seules quatre espèces d’oiseaux ont été recensées au sein de la ZICO « Forêt picarde : Compiègne-Laigue-Ourscamps », une pour la ZICO « Vallée de l’Oise de Thourotte à Vendeuil » et quatre pour la ZICO « Étangs et marais de la Somme ». De même, les descriptifs des sites sont très succincts et ne s’appuient pas sur la nomenclature des habitats instituée par le réseau Natura 2000. L’absence de caractère contraignant des ZICO explique peut-être le défaut d’exhaustivité de leurs inventaires : seules les zones appelées à devenir des ZPS font l’objet d’un recensement plus poussé.

92On remarque également qu’aucun descriptif des sites n’avait été réalisé pour les ZNIEFF du Nord-Pas-de-Calais avant 2010, alors qu’un descriptif minutieux avait été conçu pour chacune des ZNIEFF picardes dès le début des années 2000. Ce descriptif détaille les différents types d’habitats présents dans la zone en opérant une distinction en fonction de l’intérêt qu’ils représentent en eux-mêmes (par exemple, des habitats inclus dans l’annexe I de la Directive Habitat-Faune-Flore) ou de leur caractère déterminant dans la présence d’espèces rares et recensées dans la zone (milieux déterminants/milieux secondaires) et de leur localisation géographique (milieux en périphérie). De même, la ZNIEFF de type 2 « Complexe écologique de la Haute Vallée de la Sensée » n’a pas fait l’objet, pour le moment, d’un inventaire des habitats et des espèces faunistiques et floristiques qui s’y trouvent.

93Les données fournies pour les ZPS et les ZSC sont également très inégales. Les ZPS « Moyenne Vallée de l’Oise » et « Forêts picardes : Compiègne, Laigue, Ourscamps » n’ont pas fait l’objet, pour l’instant, d’un recensement des habitats qui les composent, alors que le recensement des oiseaux est riche et minutieux. De même, si les descriptifs des sites des ZSC sont précis, les inventaires de la flore sont quasi-inexistants et les inventaires de la faune lacunaires.

94Ce manque d’homogénéité est notamment lié aux disparités de l’état d’avancement des procédures de classement en ZPS ou ZSC. Ainsi, la procédure de classement des ZSC « Prairies alluviales de l’Oise de la Fère à Sempigny » et « Moyenne vallée de la Somme » a débuté en mars 1999 alors que celle de la ZSC « Massif forestier de Compiègne » a débuté en avril 2002. Pour les deux premières ZSC, la démarche DOCOB avait été entamée en janvier 2012, pas pour la dernière.

95Il n’existe pas non plus systématiquement de cohérence interne à ces inventaires. En effet, dans le cas de « constructions ascendantes » (Couderchet et Amelot, 2010) comme les inventaires ZNIEFF, la prospection et la collecte de données sont réalisées à très grande échelle. Ces données sont ensuite transmises à l’échelon régional et intégrées au fichier national géré par le Muséum national d’histoire naturelle. Cette démarche a induit une hétérogénéité des protocoles de construction locaux mais également régionaux et un manque de transparence les concernant en l’absence de métadonnées les traduisant. De ce fait, il existe donc de grandes disparités entre les régions et à l’intérieur d’une même région dans les démarches comme dans les résultats. Ce manque d’homogénéité ne tient pas uniquement aux protocoles de collecte, mais également à la qualité de la collecte, dépendante des compétences des acteurs qui en ont la charge. 

Conclusion

96À la suite des travaux d’Harold Levrel (2007), on pourrait conclure en disant que les indicateurs de biodiversité constituent « une opportunité de créer des passerelles entre le monde des experts et celui des profanes, entre celui de la science et celui de la politique » et nous pourrions rajouter, dans le domaine particulier des grands projets d’aménagement, entre la sphère décisionnelle représentée par l’administration et les institutions publiques, et la sphère opérationnelle, les bureaux d’études et les entreprises de BTP, « en facilitant l’émergence d’un langage commun à propos de cet objet qu’est la biodiversité » (Levrel, 2007). Cette opportunité s’impose aujourd’hui de plus en plus comme une nécessité en raison de l’apparition d’une demande sociale en matière de prise en compte et de préservation de l’environnement en général, et de la biodiversité en particulier. Élaborer des outils opérationnels et fonctionnels d’évaluation de la vulnérabilité environnementale constitue, de ce fait, un enjeu contemporain pour les aménageurs.

Haut de page

Bibliographie

Alkan Olsson J., Bockstaller C., Stapelton L.M., Ewert F., Knapen R., Therond O., Geniaux G., Bellon S., Pinto Correira T., Turpin N., Bezlepkina I., 2009, « A goal oriented indicator framework to support integrated assessment of new policies for agri-environmental systems », Environmental Science & Policy, vol. 12, No.5, 562-572.

Astleithner F., Dangschat J., Dictus J., Hamedinger A., Janak G., 2002a, Indicators into action : a practitioners guide for improving their use at the local level, European Commission, Luxemburg, The Publications Office of the European Union.

Astleithner F., Dangschat J., Dictus J., Hamedinger A., Janak G., 2002b, Indicators into action : local sustainability indicator sets in their context, European Commision, Luxemburg, The Publications Office of the European Union.

Augiseau V., Belziti D., Loyson E., Dercourt R., 2008, « Action de recherche, Outils au service des projets de quartiers durables », Livrable 2 : État de l’art ciblé et analyse des outils existants, CSTB.

Ayong Le Kama A., Lagarenne C., Le Lourd P., 2004, Indicateurs nationaux du développement durable : lesquels retenir ?, Ministère l’Écologie et du Développement Durable, Paris, La Documentation Française.

Bana E Costa C.A., 1990, Readings in multiple criteria decision aid, Berlin, Springer-Verlag.

Barbault R., Chevassus-Au-Louis B., 2004, Biodiversity and Global Change, Ministère des Affaires étrangères, ADPF.

Barbier E.B., 2007, « Valuing ecosystem services as productive inputs », Economic Policy, vol. 22, No.49, 177-229.

Besson E., 2008, Mieux acheter pour un meilleur service du public : Des marchés publics complexes aux partenariats publics-privés, Paris, La Documentation Française.

Biggs R., Scholes R.J., Reyers B., 2004, « Assessing Biodiversity Intactness at Multiple Scales », Bridging Scales and Epistemologies Conference, Alexandria, Egypt.

Bingham G. Bishop R., Brody M., Bromley D., Clark E.T., Cooper W. Costanza R., Hale T., Hayden G., Kellert S., Norgeerd R., Norton B., Payne J., Russell C., Suter G., 1995, « Issues in ecosystem valuation : improving information for decision making », Ecological Economics, vol. 14, No.2, 73-90.

Boisvert V., Holec N., 1993, À la recherche d’indicateurs du développement soutenable, Mémoire de DEA, Université de Paris I.

Bonnin M., 2008, « Prospective juridique sur la connectivité écologique », in « Biodiversité et évolution du droit de la protection de la nature : réflexion prospective », La Revue juridique de l’environnement, Numéro spécial 2008, 167-174.

Bonnin M., 2008, Les corridors écologiques. Vers un troisième temps du droit de la conservation de la nature ?, Paris, L’Harmattan.

Bossel H., 1999, Indicators for Sustainable development : Theory, Methods, Applications, A report to the Balton Group, Winnipeg, Canada, International Institute for Sustainable Development.

Boulanger P.-M., 2004, « Les indicateurs de développement durable : un défi scientifique, un enjeu démocratique », Les séminaires de l’Iddri, No.12, Belgique, Institut pour un développement durable.

Bouni C., 1997, Indicateurs de développement durable : principes et méthodologie, IFEN.

Buckland S.T., Magurran A.E., Green R.E., Fewster R.M., 2005, « Monitoring change in biodiversity through composite indices », Phil.Trans. R. Soc. B, vol. 360, No.2, 243-254.

Cherqui F., 2005, Méthodologie d’évaluation d’un projet d’aménagement durable d’un quartier, Méthode ADEQUA, Thèse de Doctorat de génie civil de l’Université de la Rochelle.

Chevassus-Au-Louis. B, 2009, « Approche économique de la biodiversité et des services liés aux écosystèmes », Rapports et documents du Centre d’Analyse Stratégique, No.18, Paris, La Documentation Française.

Commission Européenne, 2008, L’économie des écosystèmes et de la biodiversité, Luxembourg, Luxembourg, Office des publications officielles des Communautés européennes.

Commission Européenne, 2002, Rapport de la commission au conseil, Analyse de la « liste ouverte » d’indicateurs- clés environnementaux, Luxembourg, Office des publications officielles des Communautés européennes.

Conseil Général De La Somme, 2006, Tableau de bord de l’environnement, Espaces Naturels Sensibles, Les zones de préemption créées par le département de la Somme, Conseil général de la Somme : http://www.somme.fr/oldpdf/application/4a68ea4f2676cd1fdf707b541d5526d0.pdf.

Cornforth I.C., 1999, « Selecting indicators for assessing sustainable land management », Journal of Environmental Management, vol. 56, No.3, 173-179.

Costanza R., D’arge R., De Groot R., Farber S., Grasso M., Hannon B., Limburg K., Naeem S., O’Nell R.V., Paruelo J., Raskin R.G., Sutton P., Van Den Belt M., 1997, « The value of the world’s ecosystem services and natural capital », Nature, vol. 387, No.6630, 253-260.

Couderchet L, Amelot X., 2010, « Faut-il brûler les ZNIEFF ? », Cybergeo : http://cybergeo.revues.org/23052, No.498, 5 mai 2010, 26p.

Couvet D., Jiguet F., Julliard R., Levrel H., 2008, « Indicateurs et observatoires de biodiversité », Biosystema 25, Linnaeus Systématique et Biodiversité, Société, 83-90.

Couvet D., Jiguet F., Julliard R., Levrel H., 2004, « Indicateurs de Biodiversité », in Barbault R., Chevassus-Au-Louis B., 2004, Biodiversité et changements globaux, Enjeux de société et défis pour la recherche, Paris, ADPF-Ministère des Affaires étrangères.

David V., Lemeri J., 2009, « Une démarche proactive en matière de compensation biodiversité, condition à l’obtention des autorisations relatives aux espèces protégées », Bulletin du Droit de l’Environnement Industriel (BDEI), supplément du No.24, 26-29.

De Groot R., 1992, Functions of Nature : Evaluation of Nature in Environmental Planning, Management and Decision Making, Groningen, Wolters-Noordhoff.

De Groot R.S., Wilson M.A., Boumans R.M.J., 2002, « A typology for the classification, description and valuation of ecosystem functions, goods and services », Ecological Economics, vol. 41, No.3, 393-408.

De Heer M., Kapos V., Ten Brink B.J.E., 2005, « Biodiversity trends in Europe : development and testing of a species trend indicator for evaluating progress towards the 2010 target », Phil. Trans. R. Soc. B, vol. 360, No.2, 297-308.

Donnelly A., Jones M., O’Mahony T., Byrne G., 2007, « Selecting environmental indicator for use in strategic environmental assessment », Environmental Impact Assessment, vol. 27, No.2, 161-175.

Eiffage, 2012, « Savoir faire la différence », Rapport annuel 2012, Paris, Eiffage.

European Commission, 2003b, European Common Indicators, Towards a Local Sustainability Profile, Milan, Ambiente Italia Research Institute.

European Commission, 2005a, Communication from Mr. Almunia to the Members of the Commission on Sustainable Development Indicators to monitor the implementation of the EU Sustainable Development Strategy, SEC 161 Final, Luxemburg, The Publications Office of the European Union.

European Commission, 2005b, European Commission, Sustainable Development Indicators for the European Union, Eurostat, Luxemburg, The Publications Office of the European Union.

European Environmental Agency, 2008, Ecosystem services, accounting for what matters, EEA Briefing 2008-02, Luxemburg, Office for Official Publications of the European Communities.

European Environmental Agency, 2007, Halting the loss of biodiversity by 2010 : proposal for a first set of indicators to monitor progress in Europe, EEA Technical Report, No.11/2007, Luxemburg, Office for Official Publications of the European Communities.

European Environmental Agency, 2005, EEA core set of indicators, EEA Technical Report, No. 1/2005, Luxemburg, Office for Official Publications of the European Communities.

Eurostat, 2006, Final report of the Sustainable Development Indicators Task-Force, Document No. SDI/WG/6 (2006), European Commission, Luxemburg, The Publications Office of the European Union.

Farrington J.H., Kuhlman T., Rithman D., Imrichova Z., Reid L., Konkoly Gyuro E., 2008, « Reflections on social and economic indicators for land use change », in Helmin K., Perez-Soba M., Tabbush P., 2008, Sustainability Impact Assessment of Land Use Changes, Berlin, Springer Verlag.

Fiorino D.J., 1989, « Environmental riskand democratic process : a critical review », Columbia Journal of Environmental Law, vol. 14, No.3, 501-547.

Francqueville L., 2011, « Autoroute A 65, l’écologie à toute allure », Le Moniteur, No.5601, 20-23.

Freeman A.M., 1991, « Valuing environmental resources under alternative management regimes », Ecological Economics, vol. 3, No.3, 247-256.

Freeman A.M., 2003, The Measurment of Environmental and Resource Values : Theory and methods, Washington DC, Resources for the Future.

Hajkowicz S.A., Prato T., 1998, Multiple Objective Decision Analysis of Farming Systems in Goodwater Creek Watershed, Missouri, Research Report No. 24, Columbia, Missouri, United States, Centre for Agriculture, Resources and Environmental Systems.

Heal G.M., Barbier E.B., Boyle J.K., Covich A.P., Gloss S.P., Hershner C.H., Hoehn J.P., Pringle C.M., Polasky S., Segerson K., Shrader-Frechette K., 2005, Valuing Ecosystem Services : Toward Better Environmental Decision Making, Washington DC, The National Academies Press.

Helbron H., Schmidt M., Glasson J., Downes N., 2011, « Indicators for strategic environmental assessment in regional land use planning to assess conflicts with adaptation to global climate change », Ecological Indicators, vol. 11, No.1, 90-95.

Hezri A., Dovers S., 2006, « Sustainability indicators, policy and governance : issues for ecological economics », Ecological Economics, vol. 60, No.1, 86-99.

IFEN, 2003, 45 indicateurs de développement durable : une contribution de l’IFEN, Études et travaux, No.41, Paris, IFEN.

Janssen J., 1992, « Modèles stochastiques de gestion actif-passif pour les banques et les assurances », Proceeding of the 24th International Congress of Actuaries, Montreal.

Jegou A., About De Chastenet C., Augiseau V., Guyot C., Judeaux C., Monaco F-X., Pech P., 2012, « L’évaluation par indicateur : un outil nécessaire d’aménagement urbain durable ? », Cybergeo : http://cybergeo.revues.org/25600, No.625, 4 décembre 2012, 30p.

Joliveau Th., Barge O., 1997, Quels découpages territoriaux pour la gestion de l’environnement ?, Entretien Jacques Cartier, Lyon.

Julliard R., Clavel J., Devictor V., Jiguet F., Couvet D., 2006, « Spatial segregation of specialists and generalists in birds communities », Ecology Letters, vol. 9, No.11, 1237-1244.

Kleijn D.,Baquero R.A., Clough Y., Diaz M., De Esteban J., Fernandez F., Gabriel D., Herzog F., Holzschuh A., Johl R., Knop E., Kruess A., Marshall E.J., Steffan-Dewenter I., Tscharntke T., Verhulst J., West T.M., Yela J.L., 2006, « Mixed biodiversity benefits of agri-environment schemes in five European countries », Ecology Letters, vol. 9, No.3, 243-254

Krajnc D., Glavic P., 2005, « A model for integrated assessment of sustainable development », Resources, Conservation and Recycling, vol. 43, No.2, 189-208

Legal A., 2012, Évaluation par la géomatique des impacts du Canal Seine-Nord Europe sur les espaces et les espèces protégés, Mémoire de Master Recherche 1ère année, Mention « géographie et aménagement », Spécialité « géomatique appliquées aux études urbaines et aux risques », Université de Cergy Pontoise.

Lemeri, J., 2010, Veille réglementaire, Point Loi Grenelle II, Réforme des Études d’impact, Note interne d’Eiffage.

Levrel H., 2007, « Quels indicateurs pour la gestion de la biodiversité ? », Cahiers de l’IFB, Paris, IFEN.

Levrel H., Kerbiriou C., Couvet D., Weber J., 2009, « OECD Pressure-State-Response indicators for managing biodiversity : A realistic perspective for a French Biosphere reserve », Biodiversity and Conservation, vol. 18, No.7, 1719-1732.

Massoni M., Morin Y., Fedou D., Lidsky V., Masson-Schuler N., Durand S., 2013, Rapport sur le Projet Seine-Nord Europe, Conseil Général de l’Environnement et du Développement Durable et Inspection Générale des Services.

Mc Cool S.F., Stankey G.H., 2004, « Indicators of sustainability : challenges and opportunities at the interface of science », Environmental Management, vol. 33, No.3, 294-305.

Molines N., 2003, Méthodes et outils pour la planification des grandes infrastructures linéaires et leur évaluation environnementale, Thèse de la Faculté de Sciences Humaines et Sociales, Département de Géographie, Université Jean Monnet, Saint-Etienne.

Ministère de l’économie, des finances et de l’industrie, 2011, Les contrats de partenariat : guide méthodologique, Paris, Ministère de l’économie, des finances et de l’industrie.

Niemeijer D., De Groot R.S., 2008, « A conceptual framework for selecting environmental indicators sets », Ecological Indicators, vol. 8, No.1, 14-25.

Ollagnon H., 2006, « La gestion de la biodiversité : quelles stratégies patrimoniales ? », Annales des Mines, No.44, 7-15.

Organisation for Economic Co-operation and Development (OECD), 1993, « OECD core set of indicators for environmental performance reviews, A synthesis report by the Group on the State of the Environment », Environment Monographs, No.83, Paris, OECD.

Organisation de Coopération et de Développement Economique (OCDE), 1994, Indicateurs d’environnement, Corps central de l’OCDE, Paris, OCDE.

Pasquero J., 2005, « La responsabilité sociale de l’entreprise comme objet des sciences de la gestion : le concept et sa portée », in Turcotte M.F., Salmon A., 2005, Responsabilité sociale et environnementale de l’entreprise, Sainte-Foy, Presses de l’Université du Québec.

Pauvros R., 2013, Mission de reconfiguration du Canal Seine-Nord Europe-Réseau Seine-Escaut. Un projet pour la relance de la croissance, Rapport au Ministre délégué chargé des Transports, de la Mer et de Pêche.

Payraudeau S., Van Der Werf H. M. G., 2005, « Environmental impact assessment for a farming region : a review of methods », Agriculture, Ecosystems and Environment, vol. 107, No.1, 1-19.

Pech P., Arques S., Jomelli V., Maillet I., Melois M., Moreau M., « Spatial and temporal biodiversity variations in a high mountain environment : the case of the proglacial margin of the Evettes, Natura 2000 area (Savoie, French Alps) », Cybergeo : http://cybergeo.revues.org/6106, No.374, 16 mai 2007, 25p.

Poli-Broc A., 2003, Guide pratique du droit de l’environnement, Paris, Berger-Levrault.

Pulzl H., Rametsteiner E., 2009, « Indicator development as  »boundary spanning«  between scientists and policy-makers », Journal of Science and Public Policy, vol. 36, No.10, 743-752.

Pulzl H., Bauer A., Rametsteiner E., Nussbaumer E., Weiss G., Hametner M., Tiroch M., Marinuzzi A., 2007,« Improvement of the quality of the structural and sustainable development indicators », LOT 2 : Analyses of national sets of indicators, Final report of EUROSTAT, Boku Vienna.

Rametsteiner E., Pulzl H., Alkan-Olsson J., Frederiksen P., 2011, « Sustainability indicator development : Science or political negotiation ? », Ecological Indicators, vol. 11, No.1, 61-70.

Raoul-Duval J., 2008, Empreinte écologique, retour sur expériences territoriales, Paris, PUCA.

Rechatin C., 1997, Les indicateurs comme outils de communication sur l’environnement, Paris, IFEN, DRAFT.

Repetti A., Desthieux G. A, 2006, « Relational Indicators et Model for urban land-use planning and management : Methodological approach and application in two case studies », Landscape and Urban Planning, vol. 77, No.1-2, 196-215.

Schmidt J., 1919, « Racial Studies in Fishes, III. Diallel Crossings with Trout (Salmo trutta L.) », Journal of Genetics, vol. 9, No.1, 61-68.

Scholes R.J., Biggs R., 2005, « A biodiversity intactness index », Nature, vol. 434, No.7029, 45-49.

SEBI, 2011, « Interlinkages between the European biodiversity indicators, improving their information power », Report of the working group on Interlinkages of the Streamlining European Biodiversity Indicators project, EEA.

Shannon C., 1948, « A mathematical theory of communication », The Bell System Technical Journal, vol. 27, No.3, 379–423 et No.4, 623–656.

Shields D. J., Solar S. V., Martin W. E, 2002, « The role of values and objectives in communicating indicators of sustainability », Ecological Indicators, vol. 2, No.1-2, 149-160.

Simpson E.H., 1951, « The Interpretation of Interaction in Contingency Tables », Journal of the Royal Statistical Society, vol. 13, No.2, 238-241.

Simon L., 2006, « De la biodiversité à la diversité : les biodiversités au regard des territoires », Annales de géographie, vol. 5, No.651, 451-467.

Smeets E., Wetering R., 1999, « Environmental Indicators : Typology and overview », Technical report, No.25, Copenhaguen, EEA.

Stirling A., 2006, « Analysis, participation and power : justification and closure in participatory multicriteria analysis », Land Use Policy, vol. 23, No.1, 95-107.

Tamiz M., Jones D., Romero C., 1998, « Goal programming for decision making : An overview of the current state-of-the-art », European Journal of Operational Research, vol. 111, No.3, 569-581.

Turnhout E., Hisschemoller M., Eijsackers H., 2007, « Ecological indicators : between the two fires of science and policy », Ecological Indicators, vol. 7, No.2, 215-228.

Vandevelde J.C, 2013, « Le choix de tracé des grandes infrastructures de transport : quelle place pour la biodiversité ? », Développement durable et territoire : http://developpementdurable.revues.org/9721, vol. 4, No.1, avril 2013, 35p.

VNF et alii, 2006, Enquête préalable à la Déclaration d’Utilité Publique, Liaison fluviale européenne Seine-Escaut, Canal Seine-Nord Europe et aménagements connexes de Compiègne à Aubencheul-au-Bac.

Wackernagel M., Rees W., 1995, Our Ecological Footprint : Reducing Human Impact on The Earth, Gabriola Island, BC and Philadelphia, PA : New Society Publishers.

Wilson J., Tyedmers P., Pelot R., 2007, « Contrasting and comparing sustainable development indicator metrics », Ecological Indicators, vol. 7, No.2, 299-314.

Institut national du Patrimoine Naturel : http://inpn.mnhn.fr

International Union for Conservation of Nature : www.iucn.org

Comité français de l’Union internationale pour la conservation de la nature : www.iucn.fr

Red List of the International Union for Conservation of Nature : www.iucnredlist.org

Haut de page

Table des illustrations

Titre Figure 1 : Les zonages d’inventaire et de protection, un millefeuille réglementaire : exemple de la commune de Cléry-sur-Somme dans la Somme
Crédits Réalisation de l’auteur d’après l’atlas cartographique de l’Enquête préalable à la Déclaration d’Utilité Publique du Projet Seine-Nord Europe (VNF et al, décembre 2006)
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-1.jpg
Fichier image/jpeg, 328k
Titre Figure 2 : α, le nombre d’espèces inventoriées
Crédits Réalisation de l’auteur d’après la base de données de la Liste rouge mondiale des espèces menacées et de la Liste rouge des espèces menacées en France de l’UICN pour les oiseaux, les reptiles, les amphibiens, les mammifères, les poissons et les orchidées et la base de données de l’Inventaire National du Patrimoine Naturel du Muséum National d’Histoire Naturel
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-2.jpg
Fichier image/jpeg, 276k
Titre Figure 3 : β, le nombre d’espèces à l’unité spatiale
Crédits Réalisation de l’auteur
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-3.jpg
Fichier image/jpeg, 92k
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-4.png
Fichier image/png, 7,4k
Titre Figure 4 : γ, le nombre d’espèces menacées en fonction du niveau de menace qui pèse sur elles
Crédits Réalisation de l’auteur d’après Catégories et Critères de l’UICN pour la Liste Rouge, Version 3.1 (UICN, 2001)
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-5.jpg
Fichier image/jpeg, 284k
Titre Figure 5 : Les différents niveaux de contraintes des labellisations environnementales françaises et européennes
Crédits Réalisation de l’auteur
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-6.jpg
Fichier image/jpeg, 84k
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-7.png
Fichier image/png, 11k
Titre Figure 6 : η, la nature de la labellisation d’une zone donnée et le nombre de labellisations
Crédits Réalisation de l’auteur d’après l’atlas cartographique de l’Enquête préalable à la Déclaration d’Utilité Publique du Projet Seine-Nord Europe (VNF et al., décembre 2006)
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-8.jpg
Fichier image/jpeg, 380k
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-9.png
Fichier image/png, 4,1k
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-10.png
Fichier image/png, 5,5k
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-11.png
Fichier image/png, 5,8k
Titre Figure 7 : δ, la distance de la zone par rapport au fuseau du canal
Crédits Réalisation de l’auteur
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-12.jpg
Fichier image/jpeg, 152k
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-13.png
Fichier image/png, 1,3k
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-14.png
Fichier image/png, 1,8k
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-15.png
Fichier image/png, 2,1k
Titre Figure 8 : Comparaison de l’évolution des indices φ et χ
Crédits Réalisation de l’auteur
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-16.jpg
Fichier image/jpeg, 96k
Titre Figure 9 : χ, les effets de coupure quand la zone est traversée par le fuseau du canal
Crédits Réalisation de l’auteur
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-17.jpg
Fichier image/jpeg, 52k
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-18.png
Fichier image/png, 39k
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-19.png
Fichier image/png, 4,3k
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-20.png
Fichier image/png, 27k
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-21.png
Fichier image/png, 55k
Titre Figure 10 : Calcul de la distance moyenne d’une zone par rapport au canal
Crédits Réalisation de l’auteur
URL http://journals.openedition.org/cybergeo/docannexe/image/26362/img-22.jpg
Fichier image/jpeg, 1,4M
Haut de page

Pour citer cet article

Référence électronique

Émilie Lorant-Plantier, « Un indicateur global d’évaluation de la vulnérabilité écologique du milieu le long de grandes infrastructures linéaires : Pourquoi ? Comment ? », Cybergeo : European Journal of Geography [En ligne], Aménagement, Urbanisme, document 680, mis en ligne le 16 juillet 2014, consulté le 13 décembre 2017. URL : http://journals.openedition.org/cybergeo/26362 ; DOI : 10.4000/cybergeo.26362

Haut de page

Auteur

Émilie Lorant-Plantier

Professeur agrégé de géographie, Doctorante en géographie
Université Paris 1 Panthéon-Sorbonne, Institut de Géographie
Laboratoire de Géographie Physique Pierre Birot, UMR 8591
emilie.lorant@gmail.com

Haut de page

Droits d’auteur

© CNRS-UMR Géographie-cités 8504

Haut de page