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commencent à être appliqués en aménagement du territoire. D’une manière plus générale, il s’agit de maîtriser l’implantation et le développement des activités humaines pour protéger au maximum les processus écologiques au sein des réseaux (Jongman et Pungetti, 2004).

En s’appuyant sur le modèle matrice-tache-corridor de Forman et Godron (1986), Bennett (1999) distingue trois éléments constitutifs d’un réseau écologique déini dans un cadre d’aménagement et de planiication territoriale : les zones nodales, les corridors et les zones tampons (igure 2.17).

– Les zones nodales, ou espaces cœurs, constituent les zones d’habitat des espèces. Les activités humaines y sont limitées. Les zones nodales font ofice de réservoir de biodiversité et peuvent être sous protection réglementaire.

– Les corridors sont des éléments de forme linéaire constituant le lien entre les zones nodales. Ils peuvent également se présenter sous forme de taches d’habitats plus petites et faiblement espacées, servant dans ce cas de zone relais pour le déplacement des espèces entre deux zones nodales. Ces taches sont appelées stepping stones ou « corridor en pas japonais ». En assurant la connexité du réseau écologique d’une espèce donnée, les corridors sont les zones de déplacement privilégiées pour celle-ci. À ce titre, Bennett (1999) préconise l’utilisation des termes « liens » ou « liaisons » plutôt que celui de « corridor ».

Mosaïque paysagère Eléments constitutifs du réseau

écologique d’une espèce forestière

Eléments constitutifs du réseau écologique d’une espèce aquatique

bâti eau forêt culture prairie M ar c Bou rg eoi s ‐ Thé M A/ CNR S 2 015

Figure  2.16 • 

Exemple de deux réseaux écologiques différents pour une même mosaïque

– Les zones tampons sont des bandes ceinturant les zones nodales et les corridors. Elles peuvent servir de zones de déplacement ou de chasse pour les espèces au sein du réseau écologique. La largeur de ces bandes diffère selon les espèces. Dans le cadre de la protection des réseaux écologiques, les activités humaines peuvent y être interdites. Aujourd’hui, ces zones constituent souvent des espaces « d’adhésion » où cohabitent les processus écologiques et les activités humaines, développées de manière raisonnée dans un souci de développement durable.

La vision opérationnelle du concept de réseau écologique présente un certain nombre de différences avec la vision scientiique. Par exemple, les zones nodales de Bennett (1999), diffèrent de l’identiication des taches d’habitat en écologie du paysage. Les zones nodales constituent des réservoirs de biodiversité, présentant un intérêt pour plusieurs espèces. Les zones nodales sont ainsi souvent déinies à partir de zonages réglementaires existants comme les ZNIEFF ou les ZPS. Elles peuvent se matérialiser par un ensemble de mares, de bosquets, de prairies bocagères. Les zones nodales comprennent donc les taches d’habitat des espèces, mais pas de manière exclusive. Les acteurs de l’aménagement perçoivent en effet les éléments paysagers de manière plus intégrative que les écologues du paysage, ce qui présente l’avantage de proposer des zones de conservation pour un panel d’espèces plutôt large et nécessite moins de connaissance des processus écologiques.

La prise en compte des réseaux écologiques en aménagement du territoire nécessite la mobilisation de compétences techniques, comme la conception de cartes de réseaux écologiques, réalisées dans un but opérationnel. Les premières cartographies ont vu le jour dans le cadre de politiques aux échelles internationales ou plus locales (Jongman, 1995). Elles ont pour objectif principal de maîtriser le développement des activités humaines en maintenant la biodiversité sur

Corridor en pas japonais

(stepping stones) Corridors linéaires

Zone tampon Zones nodales M ar c Bou rg eoi s ‐ Thé M A/ CNR S 2 015

Figure  2.17 • 

Eléments constitutifs pour l’aménagement d’un réseau écologique. D’après

un territoire donné. Les réalisations cartographiques prennent une forme adaptée au contexte local des territoires concernés.

Quelques cartographies de réseaux écologiques transcontinentaux ont été réalisées au niveau européen comme par exemple la Tentative Ecological Main Structure, un plan de réseau écologique proposé par Bischoff et Jongman (1991) dans le cadre de la création d’un réseau écologique européen (ECONET). Nous pouvons citer également la cartographie du réseau écologique paneuropéen (Pan-European Ecological Network, PEEN) qui se décline en trois grandes régions européennes : le Sud-Est de l’Europe (Biró et al., 2006), l’Europe de l’Ouest (Jongman et al., 2006) et l’Europe Centrale et de l’Est (Jongman et al., 2011). Ces propositions de réseaux écologiques à petite échelle permettent d’orienter les premières recommandations pour l’identiication des réseaux écologiques à des échelles plus grandes, au niveau national ou local.

Les premières rélexions nationales concernant les réseaux écologiques proviennent des Pays- Bas dès 1990. L’objectif du gouvernement néerlandais est de lutter contre la détérioration croissante des surfaces naturelles enclenchée depuis les années 1900 (Lammers et van Zadeldhoff, 1996). Le plan national de conservation de la nature adopté en 1991 comprend une stratégie de préservation de la connectivité à travers des composantes identiiées dans les réseaux écologiques : espaces cœurs, zones de restauration d’espaces naturels et corridors reliant ces espaces cœurs et les zones d’espaces naturels nouvellement restaurées (Opdam et al., 1995). Ces travaux s’appuient sur les recherches scientiiques menées en écologie du paysage par la modélisation et l’évaluation de scénarios de restauration des réseaux écologiques (Harms et Knaapen, 1988; Harms et Opdam, 1990; Opdam et al., 1995). Le réseau écologique national des Pays-Bas est pleinement intégré dans les documents d’urbanisme et devient ainsi le premier à être pris en compte juridiquement dans un plan national d’aménagement du territoire.

En France, il faut attendre 2008 pour que soit pleinement reconnue l’importance des réseaux écologiques aux échelles régionales et locales. Les échanges issus du Grenelle de l’Environnement ont abouti à l’utilisation d’un terme spéciique pour désigner ces réseaux : les « Trames Vertes et Bleues » (TVB) qui constituent un outil d’aménagement basé sur l’identiication des réseaux écologiques. Une TVB est un réseau constitué par des continuités écologiques terrestres (trame verte) et aquatiques (trame bleue) qui a pour objectif de maintenir ou de restaurer les processus écologiques dans un souci d’aménagement durable du territoire. Les TVB intègrent à la fois les espaces réglementaires comme les réserves naturelles, les ZPS ou zones Natura 2000 et les zones d’inventaire comme les ZNIEFF et les ZICO. Contrairement à la plupart des dispositifs mis en place depuis les années 1970, les Trames Vertes et Bleues intègrent également des espaces non protégés, comprenant une nature dite « ordinaire ». Elles sont composées des réservoirs de biodiversité et des corridors écologiques dont l’association constitue un ensemble de continuités écologiques. Les réservoirs de biodiversité sont les zones dans lesquelles la biodiversité est la plus riche ou la mieux représentée. Ils comprennent la majeure partie des espaces protégés et correspondent aux zones nodales des réseaux écologiques. Les corridors écologiques relient ces réservoirs de biodiversité. Les TVB se construisent à partir des éléments déinis par l’Union Européenne pour l’identiication du réseau écologique paneuropéen. Reprenant le modèle de Bennett (1999), elles comprennent également : (1) les zones tampons, qui protègent les zones

nodales des perturbations extérieures, (2) les zones d’extensions des zones nodales, qui ont pour objectif d’étendre la présence des espèces de la zone nodale en dehors de celle-ci, et (3) les zones de développement (ou zones relais potentielles) qui sont aménagées dans le but de favoriser l’implantation ou le déplacement des espèces.

Les Trames Vertes et Bleues s’intègrent dans des documents d’urbanisme à différentes échelles comme le Schéma National de Cohérence Écologique (SNCE) à l’échelle nationale. Ce dispositif est décliné localement dans les régions qui sont chargées de la mise en place du Schéma Régional de Cohérence Écologique (SRCE). Ce document doit permettre d’orienter la mise en place des Trames Vertes et Bleues à des échelles locales plus grandes : Schéma de Cohérence Territoriale (SCoT), Pays ou Plan Local d’Urbanisme (PLU). La mise en place des TVB à un niveau local nécessite un compromis entre les recommandations régionales et nationales et les contextes spéciiques locaux (Cormier et al., 2010; Passerault, 2010) ce qui représente une dificulté pour les collectivités concernées. Malgré les nombreuses dificultés d’application concrète sur le terrain, le dispositif des TVB est un bon exemple de l’articulation entre des concepts issus de l’écologie du paysage, comme les réseaux écologiques, et leur mise en application dans le champ de l’aménagement du territoire.

Conformément aux objectifs transcontinentaux, l’identiication des réseaux écologiques par des éléments constitutifs larges et intégrateurs d’un grand nombre d’espèces offre la possibilité de protéger les réseaux écologiques à des échelles plus ines et pour des structures paysagères variées. Cependant, Mougenot et Melin (2000) montrent que l’identiication cartographique des réseaux écologiques pose un certain nombre de problèmes. D’abord, la carte du réseau écologique doit être durable dans le temps et doit pour cela se fonder sur des analyses scientiiques sérieuses. La protection des réseaux écologiques par les aménageurs nécessite donc des interactions régulières avec le milieu scientiique. Ensuite, le caractère prescriptif de la carte peut susciter un certain nombre de tensions entre différents acteurs : collectivités locales, riverains, groupes de naturalistes, propriétaires ou usagers des terrains concernés. Enin, la carte est une représentation très réductrice de la réalité écologique. Les processus écologiques n’y sont représentés que très partiellement notamment à cause de la rigidité et de la simplicité de la légende. Les réseaux écologiques ainsi modélisés ne correspondent donc qu’en partie aux habitats réels des populations animales.

Conclusion

Le concept de réseau écologique peut être appréhendé à différents niveaux : celui de l’espèce, celui du paysage et celui lié à l’aménagement du territoire. Ces trois visions ont été présentées dans cette section de façon distincte mais en réalité, les interactions entre ces trois domaines rendent les limites moins nettes. Quel que soit l’angle abordé, les réseaux écologiques doivent prendre en compte les échelles spatio-temporelles de manière pertinente (Noss et Harris, 1986). La déinition des éléments constitutifs d’un réseau écologique est donc liée directement au choix de ces échelles (Theobald, 2006). Les réseaux écologiques doivent également prendre en considération la diversité des espèces. L’identiication de réseaux pertinents pour l’ensemble de la biodiversité n’a toujours pas été traitée de manière optimale et reste donc un déi majeur pour les sphères politiques, scientiiques et de l’aménagement du territoire.

c

onclusion du chapitre

2

L’écologie du paysage est une discipline assez récente mobilisant des concepts fondateurs issus de disciplines diverses comme l’écologie ou la géographie. Les méthodes développées par les écologues du paysage ont évolué conjointement avec les principaux dispositifs de protection de la nature mis en place à partir de la seconde moitié du XXème _{siècle. Des concepts, comme la mosaïque}

paysagère, la fragmentation paysagère ou les métapopulations, ont été mobilisés pour identiier les réseaux écologiques des espèces. Le maintien ou la mise en place de ces réseaux écologiques constitue actuellement l’une des préoccupations majeures en aménagement du territoire pour la protection de la biodiversité.

Chapitre 3

évaluatIon

de

l’Impact

des

formes

d’urbanIsatIon

sur

le

fonctIonnement

écologIque

des

paysages

U

n des impacts écologiques majeurs de la croissance urbaine est la réduction de la connectivité paysagère. Cette réduction résulte de la perte et de la fragmentation des habitats des espèces, notamment animales (Fahrig, 1997; Forman, 1995; Hanski, 2011), auxquelles s’ajoutent l’effet barrière des zones urbanisées (Marull et Mallarach, 2005) et des réseaux de transports (Forman et Alexander, 1998; Fu et al., 2010; Girardet et al., 2013) (igure 3.1). L’effet barrière peut provenir directement de la construction de nouveaux espaces bâtis (Marull et Mallarach, 2005) ou indirectement, de l’augmentation du traic sur les infrastructures linéaires de transport desservant les nouveaux espaces urbanisés (Gurrutxaga et al., 2010). Ces impacts écologiques varient selon la forme et l’intensité de l’urbanisation (Alberti, 2005).

Deux questions générales se posent pour évaluer l’impact écologique des formes d’urbanisation : – Comment représenter et évaluer les processus écologiques ?

– Comment représenter et évaluer le processus d’urbanisation ?

Pour répondre à ces questions, les méthodes issues de disciplines telles que la géographie, l’aménagement du territoire, l’urbanisme et l’écologie du paysage utilisent principalement des approches spatiales dont l’intérêt est de représenter ces processus dans le paysage. Relevant de domaines scientiiques différents, les méthodes de spatialisation des processus écologiques et du processus d’urbanisation sont souvent dissociées dans la littérature. Dans ce chapitre, nous nous attacherons d’abord à présenter ces méthodes de manière distincte. Ensuite, nous montrerons de quelle manière leur couplage peut être effectué dans l’optique d’évaluer l’impact écologique des formes d’urbanisation.

In document 1. KULTURMINNEFORVALTNING OG AREALDISPONERING (sider 53-58)