Hilaire Drouineau et neuf collègues (Irstea, EDF−R&D en France, EIFER en Allemagne) proposent une réflexion sur la mise en oeuvre de la continuité écologique. Ils observent : "La fragmentation des écosystèmes constitue une menace sérieuse pour la biodiversité et l'un des principaux défis en restauration des écosystèmes. La restauration de la continuité des rivières (RCR) a souvent ciblé les poissons diadromes, un groupe d'espèces qui soutient de fortes valeurs culturelles et économiques et qui est particulièrement sensible à la fragmentation des rivières. Pourtant, elle a souvent produit des résultats mitigés et les poissons diadromes restent à des niveaux d'abondance très bas."
Après avoir rappelé que les poissons migrateurs diadromes (environ 250 espèces dans le monde, une dizaine en France) font l'objet de diverses valorisations, les auteurs soulignent que les politiques de reconstitution de leurs stocks n'ont pas toujours été marquées par le succès :
"Malgré des efforts à long terme pour restaurer les poissons diadromes (les premières lois ont été adoptées dans les années 1700 pour le saumon: Brown et al 2013), ces programmes de restauration ont également connu un succès mitigé (Lichatowich et Lichatowich 2001 Lichatowich and Williams 2009). Un exemple célèbre est l'échec du programme de rétablissement du saumon du Pacifique dans le fleuve Columbia, que l'on a qualifié de plus grande tentative de restauration des écosystèmes au monde, mais qui a échoué (Lichatowich et Williams 2009). La réglementation des activités de pêche, la construction de passes à poissons et le repeuplement sont parmi les principales mesures mises en œuvre pour conserver et restaurer les poissons diadromes. En ce qui concerne plus spécifiquement la RCR pour les poissons diadromes, la construction de passes à poissons pour atténuer l'impact des obstacles à la migration est la mesure d'atténuation la plus courante."
Les chercheurs observent que l'efficacité limitée des passes (ou leur impossibilité dans certains cas) a conduit à l'émergence de la suppression des obstacles comme solution alternative, ce qui a engagé des enjeux sociaux et économiques beaucoup plus larges:
"Les passes à poissons peuvent être considérées comme des demi-mesures (Brown et al 2013), c'est-à-dire des mesures qui ne préviennent pas le problème, mais atténuent les symptômes et ont une efficience limitée (Noonan et al 2012). L'élimination des obstacles semble être beaucoup plus efficace écologiquement (Garcia De Leaniz 2008, Hitt et al 2012) et est de plus en plus perçue comme un outil essentiel dans la restauration des rivières en général, et des poissons migrateurs en particulier (Doyle et al 2013, Magilligan et al 2017). Cependant, elle soulève beaucoup plus de questions socio-économiques que des demi-mesures (Jørgensen et Renöfält 2013, Magilligan et al 2017) en raison de la perte potentielle des avantages récréatifs ou des valeurs culturelles, esthétiques et historiques fournies par l'obstacle (par exemple patrimoine des moulins, réservoirs artificiels créés par les barrages et utilisés pour la pêche, la voile, le canoë)".
Ces demi-échecs de la restauration des populations de poissons diadromes et ces enjeux désormais élargis soulèvent donc plusieurs défis. Hilaire Drouineau et ses coauteurs en discernent trois pour l'approche écologique de la question:
- le premier défi consiste à changer d'échelle, avec une approche de la continuité passant de l'examen des sites à l'approche par populations (incluant une phase océanique, rappelons-le) et par bassins versants;
- le deuxième défi est d'élargir des impacts directs aujourd'hui analysés (mortabilité en turbines hydroélectrique, blocage à la montaison) vers les impacts indirects (surpêche, stress, pression sélective, isolement génétique, coût énergétique);
- le troisième défi est de mettre au point des outils d'aide à la décision, sachant qu'"il existe un besoin évident d'un modèle mécanistique tenant compte des mouvements des poissons et de la dynamique des populations, de la structure dendritique des réseaux fluviaux fragmentés, et l'impact direct et indirect des obstacles pour (i) évaluer l'impact des obstacles à l'échelle des obstacles et à l'échelle de la population et (ii) prédire l'effet des actions de restauration."
Outre une certaine confusion et perte d'efficience dans ces dispositifs superposés, les chercheurs soulignent que la restauration de continuité entre en conflit normatif avec d'autres orientations publiques, y compris parfois dans le domaine de l'écologie. Il est ainsi observé :
"Toutes ces réglementations de conservation et de restauration interagissent potentiellement entre elles et, en fonction de la manière dont elles sont interprétées par les acteurs politiques, peuvent provoquer des conflits politiques. Par exemple, certains milieux humides ou lacs créés par la construction d'un barrage sont classés par Natura 2000 en raison de leur intérêt pour les oiseaux ou d'autres animaux ou plantes, bien qu'ils modifient la libre circulation des poissons et des sédiments. Mais cette réglementation peut entrer en conflit avec d'autres, comme sur l'utilisation de l'eau. Par exemple, à l'échelle européenne, la directive 2009/28/CE encourage l'utilisation des énergies renouvelables, y compris l'hydroélectricité, bien que les installations hydroélectriques soient souvent obstacle à la libre circulation des poissons et source de mortalité pour les espèces migrantes (Blackwell et al 1998b, Muir et al 2006, Larinier 2008, Pedersen et al 2012). La RCR [restauration de continuité écologique] peut également entrer en conflit avec la réglementation sur la propagation des espèces exotiques et des maladies (Rahel 2013, McLaughlin et al 2013, Tullos et al 2016). Rahel (2013) fournit de nombreux exemples intéressants sur la manière dont les gestionnaires ont utilisé la fragmentation pour prévenir la propagation de maladies en Norvège, en République tchèque ou aux États-Unis. En Europe, cette question est particulièrement importante pour l'aquaculture piscicole: la directive européenne 2006/88/CE définit la condition à remplir pour qu'une zone soit considérée comme 'indemne', en accordant des facilités spécifiques pour l'aquaculture. Une telle zone peut être soit un ou plusieurs bassins versants, soit une sous-partie du bassin versant délimitée par 'une barrière naturelle ou artificielle qui empêche la migration vers le haut des animaux aquatiques'. Par conséquent, la restauration de la connectivité et de la migration pourrait remettre en question le statut de zone indemne de maladie accordée aux zones finlandaises, suédoises, irlandaises, danoises ou britanniques (décision de la Commission européenne du 15 avril 2010). Enfin, la RCR peut interférer avec d'autres réglementations d'utilisation de l'eau, en particulier les règles concernant le débit minimum et l'extraction d'eau."
Au-delà de cette complexité normative à prendre en compte, en raisons des multiples biens et services que la rivière procure à la société, la restauration de continuité ne peut pas être seulement une "question écologique", mais doit être aussi traitée comme une "question socio-économique".
Le contexte de la restauration de continuité, dont la prise en compte suppose une analyse élargie (in Drouineau et al 2018, art cit, droit de courte citation).
- évaluer les biens et services écosystémiques associés aux poissons diadromes (valeur économique, culturelle, récréative)
- comprendre la construction sociale de la restauration de continuité écologique, notamment le jeu croisé des multiples acteurs (favorables ou défavorables) dans la mise en oeuvre des réglementations puis dans leur application à diverses échelles spatiales (de l'Europe au bassin versant).
Discussion
Le travail de Hilaire Drouineau et de ses collègues confirme divers diagnostics portés à partir de notre expérience associative. La continuité écologique pratiquée en France à ce jour a été conçue à traits assez grossiers : elle est peu adossée à des modélisations permettant d'avoir une vue d'ensemble de l'enjeu pour chaque espèce diadrome, de prioriser les axes migrateurs et les sites les plus impactants dans les bassins, d'évaluer les coûts et bénéfices attendus, donc au final de juger l'efficience des investissements passés ou d'anticiper celle des investissements futurs.
Le principal outil français de mise en oeuvre de cette continuité (classement 2012-2013 au titre de l'article L 214-17 CE) a remplacé un autre qui était déjà défaillant (L 432-6 CE s'exerçant sur la période 1984-2005) et a été construit à dire d'experts locaux agrégés sur grands bassins hydrographiques, d'où il ressort plusieurs défauts :
- modèles déterministes habitats-potentiels assez simplistes car ne prenant pas en compte toutes les pressions et la dynamique des populations concernées ;
- disproportion de l'effort programmé (20000 ouvrages) à l'investissement public et au délai réglementaire ;
- anomalies dans l'intensité spatiale du classement (certaines zones très couvertes, d'autres très peu, pas toujours en proportion d'un enjeu migrateur, beaucoup de grands barrages épargnés rendant illisible l'effort sur des ouvrages modestes);
- confusion des espèces amphihalines et des espèces holobiotiques qui n'ont pas les mêmes enjeux de migration ni les mêmes menaces d'extinction;
- superposition de motivations "fonctionnalistes" sur la restauration de capacité migratoire et de motivations "conservationnistes" sur la renaturation ou le changement d'habitats locaux, alors que ce ne sont pas les mêmes justifications normatives (légales, réglementaires) ni préconisations techniques qui permettraient d'asseoir ces prétentions ;
- centrage halieutique n'ayant pas pris en compte les conflits de normes et parfois d'enjeux de biodiversité dont parlent Hilaire Drouineau et ses collègues.
Quant à la dimension socio-économique, elle a été initialement réduite à la caricature "ouvrage inutile" versus "ouvrage utile", en totale cécité aux diverses modalités d'attachement des propriétaires et des riverains aux ouvrages et à leurs paysages. Le discours de la destruction des ouvrages a donc soulevé une opposition diffuse (Barraud et Germaine 2017), la France n'étant pas une exception (voir Cox et al 2016, Magilligan 2017). L'expérience a ainsi montré le caractère non consensuel des grilles de lecture de la rivière et la résistance de la société à une politique perçue comme trop autoritaire, trop systématique et finalement trop peu convaincante sur les bénéfices apportés aux citoyens par cette dépense d'argent public. La solution la plus sage serait de repenser substantiellement la manière dont on envisage la défragmentation des rivières, mais cette issue a peu de chance de voir le jour, sauf si la loi sur l'eau de 2006 recevait un ré-examen complet.
La rivière faisant l'objet de divergences voire conflits d'usages et d'images dans la population, le décideur public est en quête de moyens d'objectiver la situation pour faire les choix approchant le mieux d'un intérêt général. L'approche en services rendus par les écosystèmes est un outil dédié à cette fin, comme le rappellent Hilaire Drouineau et ses collègues.
Mais à notre connaissance, depuis son émergence dans les années 2000, on n'a pas vraiment assisté à un affinement consensuel et convergent de cette méthodologie par la communauté savante. Il y a certes pléthore de publications et même une revue spécialisée entièrement dédiée (Ecosystem Services). Mais cette abondance signale la complexité du sujet et l'existence de biais potentiellement nombreux quand il s'agit de bâtir une méthode assez simple et applicable par le gestionnaire. Les biens ou services environnementaux sont souvent de nature immatérielle, non marchande ou non monétaire (leur trouver un équivalent mesurable qui reflète vraiment l'état d'esprit d'une population est peu évident), les conflits d'usages et d'images se transposent immanquablement dans le poids que l'on va donner à certaines dimensions de la rivière ou de ses espèces. Les paramétrisations de tels modèles de services écosystèmiques demandent un travail assez lourd et plurisciplinaire à l'amont, pour bien prendre en compte l'ensemble des attentes sociales que l'on prétend mesurer sur une échelle commune (ou pour analyser l'effet réel de bénéfices physiques supposés comme l'épuration, la limitation de crue). Le non respect de cette rigueur ferait perdre à l'outil sa fonction d'arbitrage par évaluation objective, risquerait de conduire à des investissements non optimaux et reconduirait la défiance vis-à-vis d'un gestionnaire produisant des outils ad hoc pour rationaliser des choix opérés a priori, et non pour observer les attentes sociales sans préjugé.
Donc pourquoi pas une évaluation en services rendus par les écosystèmes, mais il faut y mettre des moyens, confier cela à la recherche, garantir une participation élargie dans la validation des outils, trouver la bonne échelle spatiale d'estimation comme de décision. Et de ce point de vue, le travail de Drouineau et al soulève déjà des questions. Par exemple, dans la restauration de continuité écologique, le poisson diadrome et l'ouvrage hydraulique sont l'un comme l'autre des "acteurs non humains" de la rivière (Dufour et al 2017) et il n'y a aucun raison scientifique de pré-orienter l'analyse sur les services que rendrait l'un, et pas l'autre. Parler de l'ouvrage comme un "obstacle" est déjà un biais d'orientation. Pareillement, sous l'angle de la valeur intrinsèque du vivant, le poisson diadrome est l'individu d'une espèce au même titre que tous les individus de toutes les espèces de la rivière, y compris celles qui profitent à divers titres des aménagements anthropisés ou de leurs annexes. Quelle valeur donnera-t-on aux tritons, libellules, aigrettes, saules ou potamots qui profitent d'un bief représentant une nuisance pour des saumons ou des aloses? Et déjà, comment garantira-t-on la prise en compte de cette diversité avant d'intervenir?
Référence : Drouineau H et al (2018), River continuity restoration and diadromous fishes: much more than an ecological issue, Environmental Management, DOI: 10.1007/s00267-017-0992-3
Illustration : en haut, seuils joints en tuf calcaire d'une rivière jurassienne, des discontinuités naturelles.
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