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Où coule la justice environnementale ? Une lecture spatiale des restaurations des petites rivières urbaines en Île-de-France

Where does environmental justice flow? A spatial reading of small urban river restoration in the Île-de-France region
Aïda Rabia et Marie-Anne Germaine

Résumés

La restauration écologique, qui vise à rétablir les fonctionnalités de milieux dégradés, tend aujourd’hui à s’imposer comme principe de gestion des cours d’eau. En Île-de-France, elle se traduit par une multiplication des projets de réouverture, de reméandrage ou de requalification des berges. Ces aménagements participent à la création d’espaces publics et à l’offre de nouvelles aménités ainsi qu’à la régulation du risque inondations participant ainsi à transformer la qualité de vie des habitants. Cependant, la répartition spatiale de ces opérations et leurs effets sur les inégalités environnementales n’ont pas été étudiés. Cet article propose une lecture spatiale des projets de restauration réalisés entre 2000 et 2023 dans la région, afin d’interroger la géographie de cette action publique. Cette analyse permet de renseigner la distribution spatio-temporelle des projets mais aussi d’interroger le rôle de la reconnaissance institutionnelle différenciée des cours d’eau nourrissant ainsi une réflexion inscrite dans deux dimensions de la justice environnementale.

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Texte intégral

Nous remercions le PIREN-Seine pour le financement de cette étude. Nous adressons également nos remerciements à l’Agence de l’eau Seine-Normandie pour la mise à disposition des données mobilisées dans ce travail. Enfin, nous remercions chaleureusement les relecteur·ices pour leurs remarques et suggestions, qui ont contribué à l’amélioration et à la finalisation de ce manuscrit.

Introduction

1Les solutions fondées sur la nature sont fréquemment présentées comme des options « gagnant-gagnant » capables d’améliorer simultanément l’état des écosystèmes et le bien-être humain (Mabon, 2022). Les effets de ces solutions dont fait partie la restauration écologique sont toutefois discutés par une littérature critique qui souligne, d’une part, que les co-bénéfices ne sont ni automatiques ni uniformes et, d’autre part, que les effets réels dépendent d’arbitrages fonciers, sociaux et politiques (Colléony et Shwartz, 2019 ; Remme et al., 2021). Les bénéfices sont socialement situés et des formes d’injustice peuvent apparaître lorsque certains savoirs, publics ou territoires pèsent moins dans la définition des problèmes et des solutions (Cousins, 2021). Il apparaît donc nécessaire de documenter les choix de priorisation suivis par les politiques de restauration écologique et la géographie des bénéfices qu’elles sont susceptibles de produire (Frietsch et al., 2024 ; Löfqvist et al., 2023).

2L’analyse proposée s’inscrit dans le contexte d’essor des politiques de restauration des cours d’eau en Europe. Celui-ci est fortement encouragé par la Directive-cadre sur l’eau (2000) dont l’objectif est l’atteinte du bon état écologique des masses d’eau, soit améliorer la qualité de l’eau et favoriser la biodiversité. En contexte urbain en particulier, ces opérations consistant à intervenir sur la configuration biophysique des rivières ont des répercussions sur les paysages puisqu’elles requalifient des espaces publics voire en créent de nouveaux, participant ainsi d’une reconfiguration des aménités environnementales. Les petites rivières urbaines constituent dès lors un objet particulièrement pertinent pour une lecture du déploiement de cette action au prisme de la justice environnementale. De fait, celles-ci cumulent de fortes contraintes physiques (Walsh et al., 2005), un éclatement des acteurs et propriétaires fonciers (Carré, 2011), et un fort délaissement aussi bien institutionnel que scientifique (Lespez et Germaine, 2024). Si la restauration écologique est encouragée par les cadres réglementaires et soutenue financièrement par les agences de l’eau, elle ne relève pas d’une action obligatoire. Ainsi, les conditions concrètes et politiques de mise en œuvre ne sont donc pas homogènes. C’est pourquoi une entrée « par le haut » est mobilisée. La construction d’une base géoréférencée des projets est une condition préalable pour objectiver des régularités spatiales, identifier des gradients territoriaux et tester des déterminants de l’action publique (Lejeune et al., 2022).

3La justice environnementale est ici mobilisée pour évaluer la manière dont la restauration écologique, comme action publique, se distribue dans l’espace et dans le temps. Une précaution méthodologique s’impose cependant car si les inégalités environnementales renvoient à des phénomènes mesurables et localisables, la qualification d’injustice suppose un jugement normatif qui peut être contesté (Veschambre, 2010). Comme le rappelle Lejeune (2015), l’approche européenne a souvent privilégié l’analyse des inégalités environnementales, entendues comme des situations de cumul d’inégalités socio-économiques et environnementales, en insistant sur leur dimension sociale et territoriale ainsi que sur le rôle des politiques publiques dans leur émergence ou leur réduction. Dans cette perspective, la dimension distributive permet d’analyser où la restauration a lieu, tandis que la dimension de reconnaissance amène à interroger le regard que les décideurs portent sur les petites rivières urbaines. Comment la restauration des petites rivières urbaines dans l’agglomération parisienne se déploie-t-elle selon une géographie écologiquement, réglementairement, institutionnellement et socialement différenciée, et que révèle cette distribution de la reconnaissance et de l’accès à une politique de réparation des hydrosystèmes ?

4Trois hypothèses structurent l’enquête. La première suppose que l’urgence écologique peut conduire soit à prioriser les cours d’eau les plus dégradés, soit à concentrer l’action sur des tronçons jugés plus susceptibles d’atteindre le bon état, compte tenu des contraintes propres aux cours d’eau urbanisés et des conditions de faisabilité (Walsh et al., 2005 ; Bernhardt et Palmer, 2007). La deuxième hypothèse avance que la capacité d’action territoriale pèse sur l’émergence des projets dans un contexte urbain où les projets sont fréquemment justifiés par des objectifs combinant écologie, risques et cadre de vie (Flaminio et al., 2015 ; Rode 2017, 2022). La troisième hypothèse interroge l’effet du tissu social et associatif : si des collectifs localisés rendent certains cours d’eau plus visibles et soutiennent des demandes d’intervention, la structuration collective pourrait contribuer à l’émergence des projets, ce que l’article teste à partir d’indicateurs disponibles, en assumant que l’analyse de la réception des projets d’une autre enquête en cours d’enquête (Hoogesteger et al., 2023).

5Après avoir explicité les liens entre restauration écologique et justice environnementale, la méthodologie adoptée est exposée. Plusieurs facteurs explicatifs du déploiement de cette politique sont ensuite identifiés avant d’appréhender si elle contribue à une réparation ou bien plutôt à une reproduction des inégalités socio-environnementales à travers la proposition d’une première typologie.

De la restauration écologique à la justice environnementale

Les petites rivières urbaines : un terrain propice pour une restauration holistique

6Les petites rivières urbaines présentent des largeurs de moins de 10 mètres et une profondeur d’environ 2 mètres, ce qui les rend non navigables. Ce sont des cours d’eau non domaniaux dont la propriété et l’entretien relèvent de multiples propriétaires privés et publics. Elles drainent des bassins versants dont au moins 10 % de la superficie est urbanisée, et ont été profondément altérées par des aménagements successifs puis l’urbanisation (Carré, 2011). Ces altérations, souvent résumées par l’urban stream syndrom (Walsh et al., 2005), accroissent certaines vulnérabilités urbaines en augmentant le ruissellement et les risques d’inondation mais aussi la perte de biodiversité (Braud et al., 2013 ; Francis, 2014). Parce qu’elles sont prises dans de fortes contraintes d’emprise et de pressions, ces rivières sont souvent décrites comme « our least restorable ecosystems » (Francis, 2013). Elles constituent néanmoins un terrain propice à une approche dite holistique de la restauration (Higgs, 2003). Précisément, la restauration y reconfigure des paysages, des accès, des usages et des relations au milieu (Flaminio et al., 2015 ; Lespez & Germaine, 2024). Or, restaurer ces rivières délaissées c’est aussi s’intéresser à leurs riverains et habitants.

7L’attention portée aux rivières urbaines constitue en effet une opportunité pour donner accès aux populations urbaines, notamment défavorisées et/ou peu mobiles, à de rares espaces de nature en ville (Pitt, 2018). L’amélioration de leur état constitue donc également un enjeu de qualité de cadre de vie. En requalifiant les berges voire en créant de nouveaux parcs urbains, la restauration peut cependant aussi renforcer la valeur foncière de certains quartiers (Scherrer, 2004 ; Smardon et al., 2018) et entraîner dans les contextes de forte pression foncière, des dynamiques de gentrification verte, telles qu’observées en Amérique du Nord (Anguelovski, 2015 ; Holifield & Schuelke, 2015). Toutefois, elles peuvent aussi devenir des vecteurs de transformation sociale et environnementale, si la restauration est conçue comme un processus de co-construction entre institutions, habitants et milieux (Vall-Casas et al., 2024 ; Barra & Jessee, 2024). Cela suppose de dépasser les approches strictement techniciennes pour inscrire les petites rivières urbaines dans une éthique du soin (Boelens et al., 2016 ; France & Braiden, 2022).

Entre réparation écologique et reconnaissance sociale : une lecture encore marginale en Europe

8La restauration écologique vise à rétablir par des interventions délibérées les fonctions d’écosystèmes dégradés (SER, 2004 ; Clewell & Aronson, 2007). Les travaux de géohistoire rappellent que les rivières urbaines ont été tour à tour envisagées comme fléau, ressource et exutoire, puis traitées comme infrastructures à contenir ou dissimuler, avant d’être réinvesties comme supports de requalification urbaine (Frioux, 2010). Dournel et Sajaloli (2012) décrivent ce basculement « du déni à la reconnaissance » en montrant comment la restauration écologique en milieu urbain réactive des héritages matériels et symboliques qui orientent ce qui est jugé restaurable et les usages considérés comme légitimes.

9C’est dans ce cadre que la justice environnementale peut être mobilisée, dès lors que la restauration ne consiste pas seulement à réparer un fonctionnement écologique altéré, mais aussi à rendre certains milieux visibles, légitimes et dignes d’intervention. Dans le contexte européen, et plus encore français, cette lecture demeure toutefois relativement marginale. En effet, la justice environnementale y a moins constitué un registre stabilisé de mobilisation qu’un cadre analytique souvent articulé à la question des inégalités environnementales (Deldrève et al., 2019). L’objectif n’est donc pas de qualifier d’emblée une injustice, mais de produire un constat sur d’éventuelles inégalités environnementales, localisables et comparables, puis de discuter de ce que ce constat autorise à dire sur la justice (Veschambre, 2010).

10En effet, restaurer ne consiste pas seulement à appliquer des techniques, mais à recomposer des relations et des normes d’intervention, avec des effets différenciés selon les configurations locales (Pauwelussen et Vandenberg, 2024). Almassi (2017) formalise cette dimension en proposant de comprendre la restauration comme « moral repair » impliquant d’expliciter ce qui est endommagé (Lespez et al., 2015) et ce qui est rétabli, mais aussi à qui profite la réparation. En effet, comme le montrent les travaux de Vandenberg (2020), la restauration écologique peut produire des effets de dépossession lorsque l’intervention reconfigure des accès, des droits d’usage ou des pratiques au bénéfice de coalitions dominantes. Ces travaux transposés aux petites rivières urbaines permettent de considérer la restauration écologique comme un acte de redistribution des aménités (accès, paysage, confort, protection) et parfois des contraintes (restrictions d’usage).

11Ainsi, considérer la restauration des petites rivières urbaines à l’aune de la justice environnementale revient à traiter la manière dont ces cours d’eau sont pris en charge, ou laissés en marge. Les petites rivières urbaines posent ici un problème spécifique de reconnaissance scientifique, institutionnelle et fonctionnelle. Étant peu étudiées, elles demeurent faiblement mises en données et inégalement constituées comme objets d’intervention. C’est précisément ce déficit de reconnaissance qui justifie de les analyser comme des objets de justice environnementale « à bas bruit », c’est-à-dire sans supposer que l’injustice soit partout explicitement revendiquée comme telle. Cela n’exclut pas l’existence de mobilisations, anciennes ou émergentes, mais celles-ci ne constituent pas le point d’entrée de l’analyse.

12L’entrée « par le haut » s’inscrit dès lors dans cette contrainte propre à l’objet. Les petites rivières urbaines sont encore faiblement (re)connues, il est difficile de partir directement des scènes de controverse et des récits d’acteurs. L’inventaire et la spatialisation des projets constituent une première manière de rendre observable ce qui, justement, tend à rester invisible. Il documente la dimension distributionnelle — où se concentre la réparation ? — et ouvre une lecture de la reconnaissance à partir d’un indicateur strict (ce qui est identifié, financé, réalisé et évalué et donc reconnu). Il ne permet pas d’établir à lui seul les mécanismes de participation, de conflit ou de mise à l’agenda, ni les causes fines de l’invisibilisation mais il assume cette limite et ouvre la voie à des prolongements par enquête, sur la dimension procédurale notamment, auprès des riverains et des acteurs locaux.

Les petites rivières urbaines en Ile-de-France 

Des rivières ordinaires dégradées …

  • 1 Fondé sur des données 2016–2018 issues de la déclinaison de l’État des lieux des eaux du bassin Sei (...)

13Avec une population de 12,4 millions d’habitants en 2022, l’Île-de-France se caractérise par une urbanisation intense particulièrement dans la petite couronne (Hauts-de-Seine, Seine-Saint-Denis et Val-de-Marne) où les densités dépassent les 8 500 hab/km² (IAU, 2017). Cette concentration se conjugue à un accès limité aux espaces naturels. En dehors des massifs forestiers, la principale forme de nature accessible réside dans le réseau hydrographique. Celui-ci couvre plus de 4 850 km, dont 72 % sont des petites rivières urbaines : plus de 4 millions de personnes résident à proximité de ces cours d’eau (Lespez et Germaine, 2024). L’état des lieux du bassin Seine-Normandie1 montre qu’ils sont fortement dégradés (Fig. 1) : en 2018, seulement 8 % des rivières étaient classées en bon état écologique (≈ 38 % en état moyen, 28 % médiocre, 24 % mauvais).

Figure 1. État écologique des petites rivières urbaines franciliennes en 2019.

Figure 1. État écologique des petites rivières urbaines franciliennes en 2019.
  • 2 Ce statut dérogatoire est justifié par le fait que les altérations physiques sont telles qu'il est (...)
  • 3 En linéaire, à l’échelle de toute l’Île-de-France cela représente : 602 km en MEN, 472 km en MEFM e (...)

14La DCE repose sur la distinction de « masses d’eau » (portions de cours d’eau) auxquelles sont associées des obligations de résultats distinctes. Ainsi les masses d’eau dites « naturelles » (majorité des cas) devaient atteindre le bon état écologique d’ici 2015 initialement mais ces obligations ont été repoussées à 2021 puis 2027. Dans le rapport de justification de la demande de dérogation du bassin Seine-Normandie réalisé à l’occasion du Schéma d’Aménagement et de Gestion des Eaux 2022-2027, l’Agence de l’Eau Seine-Normandie (AESN) justifie ce report par des pressions écologiques exceptionnelles et des coûts de mise en œuvre techniques disproportionnés. Les masses d’eau fortement modifiées (MEFM) sont quant à elles soumises seulement à l’atteinte du bon potentiel2 (l’état physico-chimique). En Île-de-France, la DRIEAT recense 229 masses d’eau « cours d’eau », dont 197 masses d’eau naturelles, 28 masses d’eau fortement modifiées (MEFM) et 4 masses d’eau artificielles ; les MEFM représentent ainsi 12,2 % des masses d’eau cours d’eau à l’échelle régionale3. Une partie des rivières de très petites dimensions enterrées et assimilées aux réseaux de canalisation ne sont, elles, pas reconnues réglementairement comme des cours d’eau, elles n’ont aucun statut réglementaire (Rabia, 2022).

  • 4 Cette compétence obligatoire est entrée en vigueur en janvier 2018. Elle vise que les communes trai (...)

15Dans notre corpus de petites rivières urbaines, 40 relèvent d’une masse d’eau naturelle (MEN), 26 d’une MEFM, tandis que 27 ne sont rattachées à aucune masse d’eau identifiée. En linéaire, cela correspond respectivement à 598 km, 426 km et 136 km, soit 51,6 %, 36,7 % et 11,7 % du linéaire étudié. L’entretien et la restauration de ces rivières dépendent la plupart du temps de syndicats intercommunaux auxquels les communes ont, dans certains cas, transféré depuis 2018 la compétence GEMAPI (Gestion de l’eau et des milieux aquatiques et prévention des inondations4) (Barone & Ghiotti, 2023).

… aux paysages diversifiés

16Ces bassins versants sont constitués de paysages diversifiés (Fig. 2) :

17a. Des bassins versants à dominante forestière ou mélangeant forêt et cultures, localisés en périphérie de l’agglomération et comprenant des espaces naturels protégés (n = 12). Ils se situent dans les franges ouest et sud-ouest de l’Île-de-France (vallée de Chevreuse, Vexin français, forêt de Rambouillet), ainsi qu’au nord-est (vallées du Petit Morin et de la Viosne).

18b. Des bassins versants à dominante urbaine dans la petite couronne (n = 28). Il s’agit des sections aval reliant la Seine ou ses affluents vers Paris (Bièvre et Yerres aval). Ces bassins présentent des paysages très imperméabilisés aggravant leur exposition au risque d’inondation.

19c. Des bassins versants à dominante agricole localisés dans les grandes plaines céréalières du sud et de l’est francilien (n = 53) comme l’École (entre l’Essonne et la Seine-et-Marne) ou le Sausseron (Val-d’Oise).

20Ces petites rivières présentent un gradient paysagé marqué entre l’amont forestier ou agricole, et l’aval très urbanisé. Quelques portions amont se distinguent cependant en s’inscrivant dans un environnement très urbains (Mérantaise, ru de Gally).

Figure 2. Diversité des paysages des petites rivières urbaines franciliennes.

Figure 2. Diversité des paysages des petites rivières urbaines franciliennes.

Inventaire spatio-temporel des opérations de restauration des petites rivières urbaines

21La démarche repose sur la construction d’une base de données géoréférencée des projets de restauration écologique. L’objectif est d’identifier quels sont les facteurs écologiques, réglementaires, et politiques qui déterminent la localisation des projets et leur dynamique. La période retenue démarre avec la promulgation de la DCE qui marque un changement fort de paradigme dans la gestion des cours d’eau en 2000 (Germaine et Barraud, 2013 ; Perrin, 2018) et s’arrête en 2023, date de début de la collecte des données.

Construction d’une base de données des projets de restauration

  • 5 Il s’agit du principal financeur des opérations étudiées. Les données ont été obtenues dans le cadr (...)

22Il n’existe aucune liste des opérations conduites. La base de données constituée s’appuie sur les informations relatives aux aides financières accordées par l’AESN5. Leur exploitation suppose toutefois un important travail d’harmonisation, en raison de l’hétérogénéité des bases (intitulés d’opérations, qualification des actions, géoréférencement), difficulté également soulignée par Morandi et al. (2016) sur le Rhône et Guyard et al. (2025) en Bretagne. Un tri a été effectué en fonction de la localisation géographique et de la ligne budgétaire dédiée au financement des opérations de restauration écologique. Cette sélection a permis de retenir 379 aides correspondant à 222 projets (les plus complexes ayant reçu plusieurs financements). Seuls 212 ont pu être localisés.

23Plusieurs informations ont été conservées (Tabl.1a). D’autres ont été ajoutées pour qualifier plus finement les projets (Tabl.1b). La classification proposée par Debiais et Malavoi (2007), distinguant neuf grandes actions de restauration (Fig. 4b), a été mobilisée. Des variables complémentaires ont été intégrées pour documenter les travaux préalables parfois incontournables en contexte urbain comme le dévoiement de réseaux d’assainissement nécessaire lorsque le cours d’eau circule sous la voirie. Enfin, l’emprise spatiale de chaque projet est décrite pour distinguer les travaux limités au lit mineur, ceux englobant les berges et ceux affectant l’ensemble du fond de vallée (Lespez & Germaine, 2016). Les objectifs poursuivis sont définis à partir des intentions déclarées par les porteurs en cinq grandes motivations (non exclusives), selon les travaux de Morandi et al. (2011) et Zingraff-Hamed (2016).

Tableau 1. Caractéristiques des projets de restauration inventoriés.

Tableau 1. Caractéristiques des projets de restauration inventoriés.

Analyse spatiale des projets de restauration des petites rivières urbaines

  • 6 L’Îlot Regroupé pour l'Information Statistique est la plus petite unité statistique infra-communale (...)

24La distribution spatio-temporelle des projets a ensuite été analysée au regard d’un ensemble d’hypothèses portant sur (1) l’état écologique et le contexte d’occupation du sol, (2) les dispositifs de protection réglementaire, (3) la capacité d’action publique, (4) la vulnérabilité aux inondations et (5) le dynamisme des mobilisations citoyennes. Les variables ont été construites à partir de données géoréférencées hétérogènes (Tabl. 2), certaines disponibles à l’échelle du tronçon de projet, d’autres uniquement à des mailles agrégées (cours d’eau, IRIS6). Lorsque cela était possible, des millésimes multiples ont été mobilisés afin de mieux saisir le rôle des trajectoires (par exemple pour l’occupation du sol et certains indicateurs de contexte). Cette étape implique plusieurs contraintes méthodologiques souvent sous-documentées : (i) interopérabilité des jeux de données issus d’institutions différentes (formats, nomenclatures, attributs), (ii) décalages d’échelle entre l’objet « projet » et les indicateurs disponibles, et (iii) asynchronies temporelles entre dates d’intervention et dates des couches explicatives.

Tableau 2. Variables mobilisées pour l’analyse de la répartition des projets de restauration.

Tableau 2. Variables mobilisées pour l’analyse de la répartition des projets de restauration.

25Nous avons mobilisé ces variables pour caractériser les 93 rivières étudiées. Trois scores synthétiques ont été construits à partir des indicateurs précédents (Tabl.2) :

  1. Intensité de restauration (Note_restau), obtenu par addition des catégories d’actions de restauration et des travaux préalables ;

  2. Portage (Note_anim-T), construit par addition de la présence de dispositifs d’animation à l’échelle du cours d’eau et de l’existence d’un syndicat de rivière ;

  3. Reconnaissance institutionnelle (Rec-valeur-CE), construit par addition des indicateurs de protection ;

  4. Nombre total de projets financés ;

  5. Montant total cumulé de ces projets.

26Ces scores ne mesurent donc ni une surface ni un linéaire restaurés (informations non disponibles) cependant plus le score est élevé, plus il reflète une grande diversité et intensité d’actions, de dispositifs d’animation ou de protection. Afin de limiter l’influence des distributions asymétriques et de conserver les valeurs nulles, les scores de restauration et de reconnaissance ont été rapportés au nombre de projets selon la formule score/(NB+1), puis transformés par log1p, afin d’éviter qu’un score élevé ne reflète uniquement un effet d’accumulation lié au nombre d’opérations. L’analyse en composantes principales (ACP) a été réalisée sur ces cinq variables centrées-réduites.

27Une classification ascendante hiérarchique (CAH ; méthode de Ward, distance euclidienne) a ensuite été appliquée aux coordonnées factorielles retenues. Le nombre d’axes conservés pour la classification a été choisi de façon à atteindre au moins 80 % de la variance cumulée, avec un maximum de cinq axes et le nombre de groupes a été fixé à k = 5 afin de produire une typologie lisible.

Résultats

Une distribution inégale des projets de restauration écologique

à l’échelle régionale : une polarisation des projets dans le sud

28La répartition géographique des projets de restauration des petites rivières franciliennes met en évidence une forte densité d’interventions dans les départements de l’Essonne et des Yvelines (Fig. 3), où la succession d’opérations permet d’identifier des réseaux continus le long de la Bièvre, de l’Orge, de l’Yvette et de l’Yerres. Ces zones contrastent avec les zones centrales de l’agglomération et le reste du réseau hydrographique régional caractérisés par des opérations plus sporadiques.

Figure 3. Localisation des projets de restauration des petites rivières urbaines franciliennes (2000-2023).

Figure 3. Localisation des projets de restauration des petites rivières urbaines franciliennes (2000-2023).

À l’échelle des rivières : les masses d’eau et l’état écologique, des facteurs explicatifs partiels

29Sur les 93 cours d’eau étudiés, 66 ont fait l’objet d’au moins une opération de restauration entre 2000 et 2023. L’analyse par type de masse d’eau indique que les masses d’eau naturelles (MEN) concentrent la majorité des projets de restauration, avec 159 opérations sur 212, alors qu’elles représentent 51,6 % du linéaire étudié et 40 des 66 cours d’eau du corpus rattachés à une masse d’eau identifiée. À l’inverse, les masses d’eau fortement modifiées (MEFM), qui représentent 36,7 % du linéaire étudié, ne regroupent que 39 opérations, mais concentrent 39 % des budgets engagés, révélant ainsi un coût moyen par projet sensiblement plus élevé. Les cours d’eau sans statut restent, quant à eux, faiblement investis (Tabl. 3). Le type de masse d’eau éclaire donc en partie la distribution des restaurations : les MEN sont plus restaurées en nombre mais pour un montant conforme à leur part dans le réseau, tandis que les MEFM font l’objet de moins de projets mais ceux-ci sont nettement plus coûteux (Tabl. 3).

Tableau 3. Caractéristiques et répartition des projets selon le type de masse d’eau.

Tableau 3. Caractéristiques et répartition des projets selon le type de masse d’eau.

30En ce qui concerne l’état écologique des masses d’eau, celui-ci ne constitue pas un déterminant spatial exclusif des interventions (Tabl. 4). La prévalence des interventions concerne les cours d’eau en état ‘mauvais’ (75 projets, soit 35,4 %) et ‘médiocre’ (67 projets, soit 31,6 %), les secteurs en état ‘moyen’ totalisent 57 projets (26,9 %). Cette répartition apparaît conforme à la distribution de l’état des cours d’eau (Tabl. 4). En revanche, l’analyse des flux financiers introduit une hiérarchisation marquée. Les masses d’eau en ‘mauvais’ état captent près de 45 % du budget total (54,2 M€) alors qu’ils ne représentent qu’un tiers des opérations, révélant une corrélation entre dégradation du milieu et coût des projets. Le coût moyen d’une opération sur un cours d’eau en état mauvais (723 k€) est près de deux fois supérieur à celui d’une opération sur un cours d’eau d’état moyen (396 k€). La dégradation écologique agit donc davantage comme un facteur de complexité technique et d’ampleur financière que comme un simple déclencheur d’intervention.

Tableau 4. Caractéristiques et répartition des projets de restauration écologique selon l’état écologique des cours d’eau (2019 et en 2022).

Tableau 4. Caractéristiques et répartition des projets de restauration écologique selon l’état écologique des cours d’eau (2019 et en 2022).

Le montage des projets : une action longue et inégalement mise en œuvre

Porter un projet de restauration : un processus long et complexe

31L’analyse des 212 projets montre que la restauration écologique des petites rivières urbaines franciliennes se réduit rarement à de simples travaux. Elle repose sur un processus complexe et un montage long. Tous les territoires ne disposent pas des mêmes capacités pour réaliser une opération de restauration. La durée moyenne des projets s’élève à 32,4 mois (écart-type 36,9). La moitié des projets dure entre 12 et 48 mois. La durée la plus fréquente est de 12 mois. Une minorité de projets particulièrement longs tire donc la distribution vers le haut, les 10 % les plus longs dépassant 84 mois (Fig. 4).

Figure 4. La distribution de la durée des projets de restauration écologique des petites rivières urbaines franciliennes (2000-2023).

Figure 4. La distribution de la durée des projets de restauration écologique des petites rivières urbaines franciliennes (2000-2023).

32En moyenne, les porteurs ont bénéficié de 2 aides pour voir le projet réalisé, le plus souvent pour réaliser des études puis pour les travaux. Les porteurs doivent mandater des bureaux d’études pour conduire plusieurs expertises nécessaires à la conception du projet (études hydrauliques, écologiques, paysagères, foncières et parfois géotechniques). Certains travaux, comme la modification du lit d’un cours d’eau ou la vidange d’un plan d’eau, nécessitent une autorisation au titre de la loi sur l’eau. Les projets doivent en outre démontrer qu’ils n’aggravent pas les risques existants, notamment en matière d’inondation, ce qui alourdit encore l’ingénierie préalable. Cette complexité se retrouve dans les budgets alloués à la restauration écologique. Le coût moyen d’un projet atteint 583 578 € (écart-type 1 424 485 €). Là encore, la moyenne masque une forte dispersion. La médiane (133 778 €) rend mieux compte de la série que la moyenne puisque la moitié des projets se situe entre 53 172 € et 432 240 €, tandis que les 10 % les plus coûteux dépassent 1 346 869 € (Fig. 5).

Figure 5. Boîte à moustache représentant la distribution du coût des projets de restauration écologique des petites rivières urbaines franciliennes (2000-2023).

Figure 5. Boîte à moustache représentant la distribution du coût des projets de restauration écologique des petites rivières urbaines franciliennes (2000-2023).

33Ces écarts traduisent des conditions de montage très inégales. Ainsi, 18,3 % des projets sont concernés par des travaux préalables tels que des interventions sur le réseau d’assainissement, des démolitions ou l’acquisition foncière (39 projets concernés). Dans ces cas, la restauration ne consiste pas seulement à transformer le cours d’eau mais elle suppose d’abord de rendre le site restaurable. Le projet de restauration écologique de l’Yerres dans le quartier Belleplace-Blandin à Villeneuve-Saint-Georges constitue une illustration. Son coût exceptionnel et son inscription dans un temps long tiennent moins au fait d’intervenir en tissu urbain dense qu’au poids des acquisitions foncières, des démolitions et des reconfigurations préalables qu’il impose puisqu’il s’agit de supprimer des habitations exposées au risque d’inondation (Rode, 2024). Ce type de projet repose sur une coordination étroite entre acteurs institutionnels, des capacités d’ingénierie différentes (hydraulique, écologie, urbanisme) et la possibilité de sécuriser ou de recomposer le foncier nécessaire à l’intervention.

Un contexte d’action toujours plus contraint ?

34L’analyse du mode d’occupation du sol aux abords des projets de restauration écologique révèle une complexification des contextes d’intervention au fil du temps en trois phases (Fig. 6). Les opérations se déplacent géographiquement au sein des bassins versants alors que les formes mêmes de la restauration se transforment. L’ancrage urbain s’intensifie entre 2014 et 2017 (60 %), puis se stabilise après 2018 (55 %). Ce mouvement suggère moins un simple basculement vers l’urbain qu’une consolidation progressive de la capacité d’intervention dans des contextes déjà fortement anthropisés. On observe également un changement d’échelle puisque l’intégration du fond de vallée dans les opérations de restauration progresse (43 % après 2018). Parallèlement, les objectifs déclarés par les porteurs de projets évoluent aussi : si l’hydromorphologie reste un invariant (98 %), la continuité piscicole recule (39 %) au profit de l’esthétique et du cadre de vie. Les projets récents tendent, eux, à agréger plusieurs registres de légitimation incluant la protection de la biodiversité et la gestion des inondations mais aussi la requalification paysagère.

Figure 6. Schéma du déplacement et de l’évolution des opérations de restauration écologique entre 2000 et 2023.

Figure 6. Schéma du déplacement et de l’évolution des opérations de restauration écologique entre 2000 et 2023.

Une prise en charge inégale des cours d’eau francilien : premiers facteurs explicatifs

35L’inégale répartition des projets invite alors à interroger les mécanismes par lesquels certains territoires accèdent plus facilement que d’autres au statut d’espaces à restaurer.

Le rôle clef de l’animation territoriale

36La majorité des projets est portée par des syndicats de rivière ou de bassin versant : 164 projets sur 212 relèvent de cette maîtrise d’ouvrage. Ces structures assurent l’ingénierie technique et administrative nécessaire au montage des dossiers et à la mobilisation des financements. L’efficacité de ce portage est accrue lorsque le syndicat dispose de compétences élargies à l’assainissement (ex. : SIAVB sur la Bièvre amont, SyAGE, sur l’Yerres, le SyORP sur l’Orge) car les syndicats disposent alors de ressources financières plus élevées, d’une plus grande marge de manœuvre sur le choix des sites de restauration écologique et d’un poids politique supérieur. Ainsi, cette double compétence – rivière et assainissement – permet de coupler la restauration écologique à la gestion des réseaux urbains et facilite les interventions dans des secteurs très anthropisés.

Tableau 5. Caractéristiques relatives au portage institutionnel et à la reconnaissance des cours d’eau.

Tableau 5. Caractéristiques relatives au portage institutionnel et à la reconnaissance des cours d’eau.

Le poids du statut réglementaire : un enjeu de reconnaissance

37Sur les 93 cours d’eau étudiés, 27 rivières n’ont bénéficié d’aucun projet de restauration. Il s’agit de cours d’eau de petite taille (moyenne : 8,37 km), dont 10 non officiellement reconnus comme tels. Ces derniers souffrent d’un déficit de gestion, puisque la moitié d’entre eux ne sont pas pris en charge. Ce résultat souligne l’inégale dotation institutionnelle des rivières étudiées puisque sur les 93 cours d’eau du corpus, 4 ne disposent d’aucune structure de gestion identifiée, 37 ne sont associés à aucun dispositif d’animation territoriale de type SAGE, et 3 cumulent les deux situations. Cela implique très concrètement que ces rivières sont plus difficilement saisies par l’action publique, tant du point de vue du cadrage réglementaire que du financement, du suivi ou de la programmation locale. Ainsi, ce déséquilibre traduit un effet levier institutionnel et montre que la présence de structures de gouvernance pérennes (syndicats, SAGE, contrats de territoire) et de ressources humaines dédiées (techniciens, chargés de mission) facilite l’émergence, la conception et le financement des projets.

38Par ailleurs, l’ancienneté de certaines structures produit un effet cumulatif sur les territoires historiquement organisés — tels que les bassins de l’Orge (SyORP, 57 projets), de la Bièvre (SIAVB, 36 projets) ou de l’Yvette (SIAHVY, 32 projets) — qui concentrent à eux seuls plus de 59 % des interventions régionales. En miroir, les bassins moins dotés institutionnellement, bien que parfois fortement dégradés écologiquement (ex. : ru d’Oly, ru de Lochy), restent en marge des dynamiques de restauration, illustrant un déficit de portage local. Enfin, la présence d’outils de protection environnementale (PNR, Natura 2000 …) accentue ces disparités. Les données montrent que 139 projets (65,5 %) sont réalisés dans des secteurs dotés d’au moins une mesure de protection, contre seulement 73 projets (34,5 %) dans des zones sans aucune reconnaissance environnementale. Cette convergence souligne la tendance à la concentration des moyens sur les territoires reconnus, visibles et organisés, au détriment de zones plus dégradées et institutionnellement plus fragiles.

Une restauration inégale des petites rivières urbaines franciliennes : esquisse d’une typologie

39L’analyse statistique menée a permis de construire une typologie des 93 petites rivières urbaines (Fig. 7). La classification s’appuie sur la distribution des rivières dans l’espace factoriel de l’ACP. Le premier axe, qui explique l’essentiel de l’inertie (67 %), rend compte de l’investissement en matière de restauration : il oppose des rivières caractérisées par un grand nombre de projets, des montants importants et une forte intensité des interventions, à des rivières faiblement restaurées. Le second axe (16 %) est dominé par l’animation : il distingue des rivières où l’action est portée par des dispositifs d’animation structurés et continus, à d’autres où les interventions sont moins nombreuses. La CAH distingue cinq groupes, qui peuvent être regroupés en trois grands profils en fonction de leur trajectoire de restauration écologique (Fig. 7).

Figure 7. Répartition des petites rivières urbaines dans l’espace factoriel de l’ACP.

Figure 7. Répartition des petites rivières urbaines dans l’espace factoriel de l’ACP.

40Cette typologie permet de lire la restauration non comme un simple effet de l’état écologique, mais comme le produit de conditions institutionnelles et territoriales inégalement distribuées. Le tableau 6 synthétise les caractéristiques des cinq groupes identifiés. Les groupes 5 et 4 renvoient à des trajectoires anciennes et structurées, portées par des syndicats anciens et des relais associatifs denses : il s’agit des plus grandes rivières. Les groupes 3 et 2 correspondent à des rivières objets d’interventions ponctuelles, sans stabilisation durable de la maîtrise d’ouvrage. Le groupe 1 regroupe les rivières où l’absence de portage limite, voire empêche, la réalisation de travaux : il s’agit de plus petites rivières souvent sans statut.

Tableau 6. Caractéristiques des territoires en fonction de leur dynamique de restauration.

Tableau 6. Caractéristiques des territoires en fonction de leur dynamique de restauration.

41Ainsi, les disparités observées ne relèvent pas exclusivement de contraintes écologiques, mais traduisent aussi des choix politiques, des logiques de planification, et des inégalités structurelles dans la mobilisation des ressources territoriales.

Discussion

42Cette analyse met en lumière que les logiques d’intervention ne sont pas seulement déterminées par des critères écologiques. Nous revenons ici sur l’invisibilisation de certains cours d’eau et la fragmentation de l’action de restauration écologique.

L’invisibilisation de certaines petites rivières urbaines

43Les résultats mettent en évidence une inégale attention portée aux cours d’eau, largement conditionnée par leur statut juridique. L’article L. 215-7-1 du code de l’environnement introduit en 2015 en France une définition réglementaire d’un cours d’eau : « un écoulement d’eaux courantes dans un lit naturel à l’origine, alimenté par une source et présentant un débit suffisant une majeure partie de l’année ». Cette définition s’est accompagnée d’un travail de cartographie mené dans chaque département par les services de l’État afin d’accompagner l’application des lois associés (maintien de bandes enherbées à l’écart des pratiques d’épandage ou de fertilisants par exemple). Son application a suscité de vifs débats à propos des têtes de bassin versant agricoles (de la Croix et al., 2020 ; Pella et al., 2024). Notre travail montre qu’elle exclut également de nombreux linéaires en milieu urbain où un certain nombre de cours ont disparu des cartes depuis les années 1960 (Rabia, 2022). Ces critères mal adaptés au caractère hybride des cours d’eau notamment urbains (Lespez et Dufour, 2021) favorisent une « visibilisation sélective » (Hutchins, 2015 ; Lester & Hutchins, 2012). Parmi ces rivières non reconnues, la Bièvre se distingue avec une dynamique de restauration soutenue depuis les années 2000 liée à la mobilisation précoce d’un puissant réseau d’élus, associations et acteurs publics. Ces derniers ont œuvré pour la reconnaissance de son statut de cours d’eau, perdu sur sa partie aval (car assimilée à un réseau d’eau pluviale depuis sa canalisation), en 2008. Cette étape a ouvert la possibilité de mener des opérations de restauration écologique sur cette partie enterrée. La reconnaissance institutionnelle repose donc moins sur des critères écologiques que sur des trajectoires socio-politiques spécifiques et la capacité d’acteurs à porter un récit mobilisateur (Bouleau et Barthélémy, 2007).

  • 7 L’APUR est une agence d’urbanisme.

44Or, de nombreux petits cours d’eau urbains, malgré leur histoire de dégradation et leur mauvais état écologique comparables, restent invisibles. Face à cela, plusieurs initiatives émergent. À l’échelle régionale, la Métropole du Grand Paris (MGP), en charge de la gestion du réseau hydrographique de la petite couronne, et l’Atelier Parisien d’Urbanisme7 ont engagé deux bureaux d’étude pour mener des diagnostics (investigations historiques et sur le terrain) pour révéler les cours d’eau oubliés afin de planifier de futures interventions. Cette cartographie ne relève pas seulement de l’inventaire. Elle contribue aussi à reformuler ces linéaires effacés comme des continuités paysagères et hydrologiques susceptibles de redevenir des objets d’action publique. À l’échelle locale, des associations comme Espaces installée dans les Hauts-de-Seine (qui forme des personnes en réinsertion aux métiers de la transition écologique), déploient des démarches participatives pour raviver la mémoire de ces rivières (promenades commentées, focus-group, édition de dépliants, etc.).

45La mise en visibilité des cours d’eau urbains constitue de la sorte un acte politique. La notion de « motif environnemental » proposée par Bouleau (2017) rend compte de la manière dont certains motifs (certaines espèces de poissons par exemple) peuvent constituer des motivations à agir et participer à la mise à l’agenda politique de problèmes. Dépourvues d’espèces emblématiques, les petites rivières urbaines disposent moins souvent de tels motifs mobilisateurs car associées à une biodiversité plus ordinaire (De Milleville et al., 2021 ; Talès 2022). Ces résultats éclairent ainsi en creux une dimension centrale de la justice environnementale, la reconnaissance. Plusieurs travaux soulignent que les inégalités environnementales ne relèvent pas uniquement de la distribution des nuisances ou des aménités, mais aussi de mécanismes de visibilité et de reconnaissance institutionnelle des territoires concernés (Emelianoff, 2008 ; Deldrève, 2015). Dans le cas des petites rivières urbaines, ces dynamiques prennent également une dimension écologique. Les travaux récents sur la justice écologique ou multi-espèces invitent en effet à étendre les catégories classiques de justice aux non-humains (Celermajer et al., 2022). L’invisibilisation de certains hydrosystèmes peut ainsi être interprétée comme une forme d’invisibilisation écologique, dans laquelle certains milieux restent exclus des politiques de réparation malgré leur rôle dans le fonctionnement du bassin versant.

Une fragmentation de l’action au détriment de la cohérence écologique ?

46Le contraste observé dans les résultats suggère que la géographie de la restauration ne renvoie pas au seul état des milieux, mais aussi à une inégale capacité des vallées à se constituer en territoires d’action. Les vallées du sud francilien cumulent plus souvent un portage institutionnel fort des questions de l’eau dans des espaces déjà valorisés au titre de leur valeur paysagère ou environnementale (PNR, site classé, etc.). Cette lecture rejoint les travaux de Roussel (2019), qui montre, à partir de cas situés dans le PNR de la Haute Vallée de Chevreuse, que la valorisation écologique des espaces de nature n’est pas seulement affaire de qualités biophysiques, mais aussi de rapports de force entre acteurs capables, ou non, d’imposer certaines lectures légitimes du paysage. Son travail souligne que les acteurs institutionnels les plus dotés — notamment ceux en position d’aménager, de planifier ou de protéger — disposent plus facilement du pouvoir de définir ce qui doit être valorisé et de faire de l’écologie une ressource de légitimation paysagère. L’analyse de la base de données constituée témoigne de deux échelles de diffusion enchâssées : une première à l’échelle régionale partant des vallées bien dotées et dynamiques (Bièvre, Yvette, Orge) vers d’autres territoires plus périphériques aujourd’hui moteurs (Croult et Petit Rosne) et une seconde à l’échelle locale partant de l’amont et des cours principaux pour s’étendre vers l’aval ainsi qu’aux affluents. Une forme de rattrapage pourrait donc se dessiner au fil du temps témoignant de la généralisation de l’action publique jusqu’à un certain point.

47Cependant, cette inégale répartition des projets renvoie également à une fragmentation de l’action qui se déploie selon une logique en pointillés. Ainsi, l’action publique apparaît largement dictée par les opportunités foncières et politiques. Or, cette tendance fragilise la cohérence écologique de l’action à l’échelle du bassin versant et interroge les effets de la GEMAPI qui, pensée comme un levier de territorialisation de l’action publique, a aussi contribué à multiplier les acteurs et les périmètres de gestion, parfois déconnectés des unités hydrographiques (Barone & Ghiotti, 2023). Les résultats ne renvoient toutefois pas seulement à un déficit de coordination. Cette gouvernance éclatée produit des ruptures d’action, des priorisations concurrentes et des inégalités de moyens, qui se traduisent par une concentration des interventions sur les linéaires urbains les plus visibles ou socialement valorisés, au détriment de secteurs parfois plus stratégiques du point de vue écologique, comme les têtes de bassin (Normand, 2018).

48Sous cet angle, l’inventaire spatio-temporel des projets de restauration permet d’objectiver une première inégalité de prise en charge entre milieux. Ces résultats, permettent de préciser la portée distributive dans un sens restreint et invitent à interroger quels cours d’eau accèdent effectivement à la possibilité d’être restaurés. Ce constat renvoie enfin à une conception fondamentalement anthropocentrée de la restauration écologique. Comme le rappellent Pauwelussen et Vandenberg (2024), restaurer un cours d’eau revient toujours à décider ce qui vaut la peine d’être restauré en fonction d’intérêts humains. Ce biais est renforcé par des instruments de quantification et de qualification qui traduisent les valeurs sociales en seuils, normes et catégories objectivables — pollution, équivalent-habitant, bon état écologique, patrimoine piscicole — et contribuent ainsi à hiérarchiser les cours d’eau selon leur valeur d’usage, leur intérêt social ou leur charge symbolique (Farinetti, 2017 ; Bouleau, 2017). La polarisation des projets au sud francilien peut dès lors être lue comme l’effet d’une distribution inégale des ressources territoriales, institutionnelles et paysagères permettant de faire exister certains cours d’eau comme priorités d’action, tandis que d’autres restent moins restaurés.

Conclusion

49L’analyse de la restauration écologique des petites rivières urbaines en Île-de-France révèle une dynamique contrastée. Si le nombre de projets a significativement augmenté, leur implantation reste majoritairement guidée par des critères institutionnels plus que par une intégration fine des besoins écologiques. Au regard de la justice environnementale, ces résultats étayent une lecture centrée sur les inégalités environnementales objectivables (où se concentre la réparation) et sur la reconnaissance (ce qui est rendu visible, qualifié et donc « traitable »).

50La contribution principale de l’article tient donc à la construction de données empiriques spatialisées sur un objet encore faiblement mis en données. Elle rend comparables des trajectoires d’intervention, identifie des régularités territoriales et fournit un socle pour discuter, de manière située, ce que « réparer » veut dire pour des hydrosystèmes urbains invisibilisés. Cette démarche appelle désormais deux prolongements. D’une part, l’intégration de variables socio-démographiques permettra de tester explicitement la dimension distributionnelle de la justice environnementale (qui bénéficie concrètement des aménités et protections issues de la restauration) et d’objectiver d’éventuels gradients sociaux. D’autre part, une enquête qualitative auprès des riverains, associations et gestionnaires est nécessaire pour documenter la dimension procédurale (accès à la décision, controverses, arbitrages) et, surtout, les mécanismes d’invisibilisation que l’analyse distributive semble mettre en évidence sans pouvoir en expliquer les causes. En articulant ces deux prolongements il s’agira de mieux saisir la restauration comme une politique de réparation à la fois écologique, sociale et relationnelle, et de clarifier les conditions sous lesquelles elle réduit — ou au contraire reconduit — des inégalités environnementales.

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Notes

1 Fondé sur des données 2016–2018 issues de la déclinaison de l’État des lieux des eaux du bassin Seine-Normandie datant de 2019.

2 Ce statut dérogatoire est justifié par le fait que les altérations physiques sont telles qu'il est impossible ou trop coûteux de restaurer l'état écologique.

3 En linéaire, à l’échelle de toute l’Île-de-France cela représente : 602 km en MEN, 472 km en MEFM et 136 km non reconnus.

4 Cette compétence obligatoire est entrée en vigueur en janvier 2018. Elle vise que les communes traitent de manière cohérente et transversale la prévention des inondations et la gestion des milieux aquatiques.

5 Il s’agit du principal financeur des opérations étudiées. Les données ont été obtenues dans le cadre d'une convention d'utilisation.

6 L’Îlot Regroupé pour l'Information Statistique est la plus petite unité statistique infra-communale utilisée pour la diffusion de données démographiques et économiques en France.

7 L’APUR est une agence d’urbanisme.

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Table des illustrations

Titre Figure 1. État écologique des petites rivières urbaines franciliennes en 2019.
URL http://journals.openedition.org/belgeo/docannexe/image/92751/img-1.jpg
Fichier image/jpeg, 257k
Titre Figure 2. Diversité des paysages des petites rivières urbaines franciliennes.
URL http://journals.openedition.org/belgeo/docannexe/image/92751/img-2.png
Fichier image/png, 2,3M
Titre Tableau 1. Caractéristiques des projets de restauration inventoriés.
URL http://journals.openedition.org/belgeo/docannexe/image/92751/img-3.jpg
Fichier image/jpeg, 267k
Titre Tableau 2. Variables mobilisées pour l’analyse de la répartition des projets de restauration.
URL http://journals.openedition.org/belgeo/docannexe/image/92751/img-4.jpg
Fichier image/jpeg, 317k
Titre Figure 3. Localisation des projets de restauration des petites rivières urbaines franciliennes (2000-2023).
URL http://journals.openedition.org/belgeo/docannexe/image/92751/img-5.png
Fichier image/png, 2,1M
Titre Tableau 3. Caractéristiques et répartition des projets selon le type de masse d’eau.
URL http://journals.openedition.org/belgeo/docannexe/image/92751/img-6.jpg
Fichier image/jpeg, 114k
Titre Tableau 4. Caractéristiques et répartition des projets de restauration écologique selon l’état écologique des cours d’eau (2019 et en 2022).
URL http://journals.openedition.org/belgeo/docannexe/image/92751/img-7.jpg
Fichier image/jpeg, 118k
Titre Figure 4. La distribution de la durée des projets de restauration écologique des petites rivières urbaines franciliennes (2000-2023).
URL http://journals.openedition.org/belgeo/docannexe/image/92751/img-8.png
Fichier image/png, 3,3k
Titre Figure 5. Boîte à moustache représentant la distribution du coût des projets de restauration écologique des petites rivières urbaines franciliennes (2000-2023).
URL http://journals.openedition.org/belgeo/docannexe/image/92751/img-9.png
Fichier image/png, 5,1k
Titre Figure 6. Schéma du déplacement et de l’évolution des opérations de restauration écologique entre 2000 et 2023.
URL http://journals.openedition.org/belgeo/docannexe/image/92751/img-10.png
Fichier image/png, 888k
Titre Tableau 5. Caractéristiques relatives au portage institutionnel et à la reconnaissance des cours d’eau.
URL http://journals.openedition.org/belgeo/docannexe/image/92751/img-11.jpg
Fichier image/jpeg, 162k
Titre Figure 7. Répartition des petites rivières urbaines dans l’espace factoriel de l’ACP.
URL http://journals.openedition.org/belgeo/docannexe/image/92751/img-12.png
Fichier image/png, 100k
Titre Tableau 6. Caractéristiques des territoires en fonction de leur dynamique de restauration.
URL http://journals.openedition.org/belgeo/docannexe/image/92751/img-13.jpg
Fichier image/jpeg, 204k
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Pour citer cet article

Référence électronique

Aïda Rabia et Marie-Anne Germaine, « Où coule la justice environnementale ? Une lecture spatiale des restaurations des petites rivières urbaines en Île-de-France »Belgeo [En ligne], 4 | 2025, mis en ligne le 08 avril 2026, consulté le 10 juin 2026. URL : http://journals.openedition.org/belgeo/92751 ; DOI : https://doi.org/10.4000/161ba

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Auteurs

Aïda Rabia

UMR LAVUE 7218 CNRS / équipe Mosaïques, Université Paris Nanterre
ORCID 0009-0001-9343-1904
arabia@parisnanterre.fr

Marie-Anne Germaine

UMR LAVUE 7218 CNRS / équipe Mosaïques, Université Paris Nanterre
ORCID 0000-0003-1703-8147
mgermaine@parisnanterre.fr

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Droits d’auteur

CC-BY-4.0

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