rapport connectivit s 100910 - SIAFEEsiafee.agroparistech.fr/docrestreint.api/138/3cc3920cd1e1c6aeac5c8... · Maître de stage : Yves ADAM (Union Nationale des Producteurs de Granulats)

FLAVENOT Théo - AgroParisTech/UNPG/MNHN – 10/09/2010 Evaluation de l’effet des carrières de granulats sur la connectivité des réseaux écologiques 1

MÉMOIRE

Présenté par : Théo FLAVENOT

Dans le cadre de la dominante d’approfondissement : IDEA (Ingénierie de l’Environnement, Eau, Déchets et Aménagements durab les)

Evaluation de l’effet des carrières de granulats su r la connectivité des réseaux écologiques.

Connaissances actuelles et développement d’un proto cole d’étude

Pour l’obtention du :

DIPLÔME D’INGENIEUR d’AGROPARISTECH

Cursus ingénieur agronome

et du DIPLÔME D’AGRONOMIE APPROFONDIE

Stage effectué du 08/03/10 au 10/09/10

A : Union Nationale des Producteurs de Granulats (UNPG)

3, rue Alfred Roll 75849 Paris Cedex 17. Tél : 01 44 0 1 47 01. Fax : 01 46 22 59 74

Enseignants-responsables :

Michel BAGUETTE (Muséum National d’Histoire Naturelle)

Aurélie COULON (Muséum National d’Histoire Naturelle)

Damien MARAGE (AgroParisTech-Engref)

Maître de stage :

Yves ADAM (Union Nationale des Producteurs

de Granulats)

Soutenu le : 30 septembre 2010



Sommaire

Introduction 7

Partie I : Contexte du projet de recherche « Carrières et connectivité » 9

I. L’intérêt croissant porté à la connectivité 9

A. De la nécessité des réseaux écologiques 9 1. Les changements d’utilisation du sol et leurs impacts sur les écosystèmes 9 2. L’insuffisance des mesures de création d’aires protégées 9

B. Mobilité des individus et réseaux écologiques : concepts théoriques 10 1. Introduction à l’écologie du paysage et aux réseaux écologiques 10 2. Le rôle des processus de dispersion dans le fonctionnement des réseaux écologiques 10 3. Fragmentation 11 4. Connectivité 11

C. La connectivité conditionne les fonctions et services écosystémiques 13 1. De l’écosystème aux services éco systémiques 13 2. Le rôle de la connectivité dans la production des fonctions et services rendus 13

II. Réseaux écologiques et politiques publiques 15

A. Les réseaux écologiques dans le monde 15 1. Initiatives européennes 15 2. Initiatives extra-européennes 16

B. Les réseaux écologiques en France 16 1. L’émergence d’un projet de réseau écologique national 16 2. La mise en œuvre de démarches isolées 16 3. La formalisation d’un réseau écologique à l’échelle nationale : la Trame Verte et Bleue 17

III. Réseaux écologiques et profession des carrières de granulats 20

A. Une profession concernée par la question des réseaux écologiques 20 1. Présentation de l’activité 20 2. Le rôle potentiel des carrières dans le fonctionnement des réseaux écologiques 22

B. Le projet de recherche « carrière et connectivité » 24 1. Enjeux 24 2. Objectifs et résultats attendus 24 3. Cadrage et limites du projet 26 4. Travaux et objectifs du stage 27

Partie II : Etude bibliographique – Paramètres de la carrière jouant un rôle sur la connectivité 28

I. Objectifs 28

II. Méthodologie 28

III. Résultats 29

A. Statistiques 29

B. Les effets potentiels des carrières sur l’abondance et la diversité spécifique 29 1. Paysage à l’intérieur et à proximité de la carrière 29 2. Age de la carrière 30 3. Superficie 30 4. Substrat 31 5. Topographie 31 6. Perturbation anthropique extérieures 31 7. Modes d’exploitation 31

C. Quels paramètres de la carrière influent sur la connectivité ? 31


Partie III : Définition du protocole d’expérience 34

I. Questions posées, objectifs et résultats attendus 34

II. Méthodologie 35

A. Choix de la variable à tester 35 1. Critère de sélection 1 : Variable significative 35 2. Critère de sélection 2 : Effets cumulés des carrières 35

B. Choix de la méthode de mesure de la connectivité 35 1. Critère de sélection 1 : Approche par espèce 35 2. Critère de sélection 2 : Méthode aisément reproductible 35 3. Critère de sélection 3 : Mesure de la dispersion efficace 35

C. Choix de la région d’étude 35 1. Critère de sélection 1 : Disponibilité d’un inventaire d’occupation du sol local 35 2. Critère de sélection 2 : Existence de réseaux écologiques régionaux 36 3. Critère de sélection 3 : Schéma Départemental des Carrières en cours de révision 36 4. Critère de sélection 4 : Nombre suffisant de sites 36

D. Choix des espèces cibles 36 1. Critère de sélection 1 : Besoin de connectivité 37 2. Critère de sélection 2 : Echantillonnage 37 3. Critère de sélection 3 : Implémentation des mesures de la dispersion 37 4. Critère de sélection 4 : Généralisation 37

E. Choix des sites d’étude 38 1. Critère de sélection 1 : Isolement de l’effet de la carrière en termes de connectivité 38 2. Critère de sélection 2 : Présence de l’espèce cible 38 2. Critère de sélection 2 : Sélection conforme aux niveaux de stratification 38 3. Critère de sélection 3 : Sélection conforme aux variables de contrôle 38

III. Résultats 39

A. Choix de l’effet à tester 39 1. Variable choisie 39 2. Niveaux de stratification 39 3. Variables de contrôles 40

B. Choix de la méthode de mesure de la connectivité 40

C. Choix de la région d’étude 42

D. Choix de l’espèce cible 43 1. Critère de sélection 1 : Besoin de connectivité 43 2. Critère de sélection 2 : Echantillonnage 43 3. Critère de sélection 3 : Implémentation des analyses génétiques 43 4. Critère de sélection 4 : Généralisation 43

E. Choix des sites d’étude 44 1. Critère de sélection 1 : isolement de l’effet de la carrière en termes de connectivité 44 2. Présence de l’espèce cible 45

IV. Discussion 47

A. Choix des paramètres étudiés 47

B. Choix de la méthode d’analyse 47

C. Choix de la région d’étude 47

D. Choix de l’espèce 48

E. Choix des sites d’étude 48

Conclusion générale 50


Liste des figures

Figure 1 : Eléments constitutifs d’un réseau écologique............................................................................... 10

Figure 2 : Exemple de mesure de la connectivité structurelle. ..................................................................... 11

Figure 3 : (a) Illustration de l’approche fonctionnelle. .................................................................................. 12

Figure 4 : Relations entre écosystèmes, fonctions et services rendus.......................................................... 13

Figure 5 : Lien entre connectivité, écosystèmes, fonctions et services rendus. ........................................... 13

Figure 6 : Trame Verte et Bleue de la région Nord-Pas de Calais et du département de l’Isère figurant les continuités à préserver.................................................................................................................................. 17

Figure 7 : Les modes de production de granulats.. ....................................................................................... 20

Figure 8 : Production nationale de granulats en millions de tonnes............................................................. 20

Figure 9 : Evolution de la réglementation environnementale des carrières de granulats............................ 21

Figure 10 : Rejet d’une demande d’extension pour cause de préservation d’un réseau écologique........... 21

Figure 11 : Effet de la carrière et de sa zone d’influence sur le réseau écolgique.. ...................................... 24

Figure 12 : Paysage à forte densité de carrières alluvionnaires. ................................................................... 24

Figure 13 : Description de l’outil d’évaluation souhaité................................................................................ 25

Figure 14 : Emboîtement des échelles spatiales. .......................................................................................... 26

Figure 15 : Statistiques de la recherche bibliographique .............................................................................. 29

Figure 16 : Temps et évolution de la richesse spécifique des carrières. ....................................................... 30

Figure 17 : Corrélation positive entre richesse spécifique et surface de la carrière..................................... 30

Figure 18 : Paramètres propres à la carrière susceptibles d’influer sur la connectivité des espèces à l’échelle du site.............................................................................................................................................. 32

Figure 19 : Perte d’information du traitement Corine Land Cover.. ............................................................. 36

Figure 20 : Illustration schématique de la diversité des effets de la carrière sur la connectivité de la carrière. ......................................................................................................................................................... 37

Figure 21 : Exemple de délimitation des zones d’étude avec une distance de déplacement de 1 km......... 39

Figure 22 : Présentation de l’effet densité et des 4 niveaux de stratification.. ............................................ 39

Figure 23 : Comment déduire la connectivité du paysage à partir des distances génétiques ? ................... 41

Figure 24 : Méthode d’évaluation de la connnectivité de la carrière………………………………………………..........48

Figure 25 : (a) Structuration longitudinale des réseaux des carrières alluvionnaires (orange) le long des axes fluviaux (rouge) (b) : Structuration de l’environnement de la carrière par des grandes infrastructures de transport ………………………………………………………………………………………………………………………………..…………..48


Liste des tableaux

Tableau 1 : Pays contributeurs du Réseau Ecolgique Paneuropéen ayant mis en œuvre un réseau écologique à l’échelle nationale. ................................................................................................................... 15

Tableau 2 : Eléments concernés par la Trame Verte et Bleue....................................................................... 18

Tableau 3 : Objectifs du stage ....................................................................................................................... 27

Tableau 4 : Paramètres propres à la carrière susceptibles d’influer sur la connectivité à l’échelle de la carrière.. ........................................................................................................................................................ 32

Tableau 5 : paramètres de la carrière ayant une influence sur la connectivité. P : paramètre à intégrer dans les bonnes pratiques de l’exploitant. ............................................................................................................ 33

Tableau 6 : Régions candidates pour la sélection de la région d’étude. Le tableau présente uniquement les régions présentant un inventaire d’occupation du sol local. ........................................................................ 42

Tableau 7 : Caractérisation préalable des comportements de dispersion des 3 espèces candidates (Bufo bufo, Bufo calamita, Hyla arborea) vis-à-vis de l’écosystème carrière. ....................................................... 43

Tableau 8 : Synthèse de l’échantillon de réseaux d’étude potentiel. ........................................................... 44

Tableau 9 : Liste des sites d’études potentiels et de leur caractéristiques................................................... 45

Tableau 10 : Présence des populations d’espèces cibles au sein des réseaux potentiels d’étude. .............. 46


Introduction

Au cours de ces dernières décennies, le constat d’une érosion croissante de la biodiversité à l’échelle du globe s’est cristallisé en une préoccupation sociétale sans précédent (Conférence de Rio, 1992). Cinq pressions majeures sont à l’origine de cette érosion : (1) la destruction et la surexploitation des espèces ; (2) l’introduction d’espèces invasives ; (3) le changement climatique ; (4) la destruction des milieux et (5) leur fragmentation (Trouvilliez 2009). En tant qu’assemblage d’éléments du paysage nécessaires au maintien d’un écosystème ou d’une espèce, les réseaux écologiques sont directement menacés par les phénomènes de morcellement de l’espace (Hilty et al. 2006). Or, en facilitant la migration des espèces et les échanges génétiques entre populations, ces réseaux sont nécessaires au maintien de la diversité spécifique et à l’adaptation des espèces au changement climatique (COMOP 2009a). Ainsi, le maintien de leur connectivité, c’est-à-dire la manière dont ces réseaux facilitent la mobilité des espèces, est un enjeu majeur s’imposant aujourd’hui à l’ensemble des acteurs de l’aménagement du territoire (Trame Verte et Bleue, Grenelle de l’environnement 2009).

De prime abord, les carrières de granulats peuvent paraître bien éloignées de cette question. En effet, leur fonction première consiste avant tout à approvisionner les marchés de matériaux de construction. Paradoxalement, leur activité d’extraction participe souvent au développement d’écosystèmes fonctionnels, parfois rares et d’intérêt patrimonial (Kovacs 2001, Benes et al. 2003, ENCEM 2008, Tropek et Konvicka 2008). De ce fait, les carrières peuvent contribuer au maintien des réseaux écologiques. En cohérence avec les politiques publiques et les préoccupations écologiques actuelles, la profession du granulat s’investit dès à présent dans un programme de recherche visant à comprendre et appliquer sur le terrain les liens entre carrière, écosystème, fonction et service écologique. La relation « Carrières-écosystèmes » a été étudiée à travers 30 ans de travaux incluant recherches bibliographiques, inventaires de terrain et édition de guides de bonnes pratiques. Fort de cette expérience, la profession pose aujourd’hui la question de la fonctionnalité dans cette relation : comment comprendre et évaluer l’effet des carrières de granulats sur les réseaux écologiques en termes de fragmentation et connectivité ?

Afin de répondre à cette question particulière, la profession lance un projet de recherche sur 3 ans sous la forme d’une thèse. Elément de préfiguration de la thèse, ce présent stage vise à détailler le contexte dans lequel s’inscrit ce projet, identifier les enjeux et les partenaires ainsi que de définir le protocole d’expérience.



Partie I : Contexte du projet de recherche « Carrières et connectivité »

I. L’intérêt croissant porté à la connectivité

A. De la nécessité des réseaux écologiques

1. Les changements d’utilisation du sol et leurs impacts sur les écosystèmes

A l’échelle du globe, le changement d’occupation du sol constitue la principale menace pour la biodiversité (Fischer et Lindenmayer 2007). Ce phénomène résulte d’un accroissement sans précédent de la population mondiale initié depuis le 19ème siècle et des besoins d’habitation et de consommation associés. L’urbanisation, les infrastructures de transport, l’agriculture, la sylviculture et les activités d’extraction figurent parmi les premières causes de changement d’occupation du sol (Hilty et al. 2006).

A titre d’exemple, la mise en culture des Grandes Plaines d’Amérique du Nord a causé la perte de 96 % de prairie haute, de 76 % à 82 % de prairie moyenne et de 25 % de prairie rase. Cette modification drastique s’est accompagnée d’un déclin de 50 % à 75 % des effectifs d’oiseaux associés à ces habitats (Samson et Knopf 1994, Loveland et Hutcheson 1995, Ostlie et al. 1997, cités par Hilty et al. 2006).

De même, la France connaît d’importants changements d’occupation du sol tels que l’urbanisation artificialisant annuellement 60 000 ha de terres (Laffitte et Saunier 2007). Conséquence indirecte, le patrimoine naturel français subit une forte régression : chez les mammifères, oiseaux, poissons d’eau douce, amphibiens et reptiles, les proportions d’espèces menacées atteignent respectivement 36 %, 18 %, 22 %, 33 % et 39 % (MEEDDM 2004). En supposant un déclin de même ampleur pour les invertébrés, la France serait placée au quatrième rang mondial en termes d’espèces animales menacées (Le Corre 2009).

2. L’insuffisance des mesures de création d’aires protégées

Face à ce constat, une première réponse consiste à concentrer l’effort de conservation à la désignation d’aires protégées. Ce raisonnement est à l’origine de la création des grands Parcs Nationaux (aux Etats – Unis : Yellowstone (1872), Yosemite (1890), Crater Lake (1902)… ; en France : Vanoise (1963), Pyrénées occidentales (1967), Cévennes (1970)…) et plus généralement de l’ensemble des dispositifs de zonage environnemental (Natura 2000, Réserve Naturelle…).

A ce jour, bien que 11,5 % du globe soit aujourd’hui protégé, ces mesures n’ont pas réussi à freiner l’érosion de la biodiversité à l’échelle mondiale (Rodrigues et al. 2004, cité par Hilty et al. 2006). L’origine de cet échec est simple : les espaces environnant les aires protégées sont de moindre qualité pour l’espèce conservée, contraignant ainsi les individus à réaliser l’ensemble de leur cycle de vie au sein de l’aire protégée. Or, ces aires protégées offrent rarement des surfaces suffisantes pour la viabilité des espèces, et ce particulièrement dans le cas des grands carnivores (Newmark 1987, 1995).

Au-delà de la réduction du domaine vital, le confinement de populations à des aires restreintes peut être à l’origine d’un appauvrissement génétique des populations isolées. Les échanges génétiques entre populations étant restreints, des phénomènes de consanguinité peuvent apparaître au sein des populations, réduire la valeur adaptative ou « fitness » des individus et augmenter leur mortalité (Mitton 1995, Hichings et Beebee 1998). Par exemple, une consanguinité accrue peut entraîner une plus grande mortalité des juvéniles (Bufo bufo : Hichings et Beebee 1998).

Conclusion

Les mesures de maintien de la qualité de l’habitat sont un préliminaire à tout projet de conservation, mais c’est la mise en réseau de ces habitats qui assure la viabilité des populations à long terme. Ainsi, toute démarche de conservation doit d’abord prendre en compte la nécessaire mobilité des individus à travers un ensemble de réseaux écologiques.


B. Mobilité des individus et réseaux écologiques : concepts théoriques

1. Introduction à l’écologie du paysage et aux réseaux écologiques

Le paysage est considéré ici d’un point de vue écologique : c’est un espace composé d’un assemblage d’écosystèmes en interaction (Forman et Godron 1986). L’écologie du paysage étudie les différents effets du paysage sur les processus écologiques (Turner 1989). Ainsi, un réseau écologique (Fig. 1) est défini comme un assemblage cohérent d’éléments du paysage nécessaires au maintien d’un écosystème donné ou d’une espèce donnée (Gerbeaud-Maulin et Long 2008). Il est spécifique à une espèce donnée, et n’a donc de sens que du point de vue de cette espèce. Par exemple, un réseau forestier peut être favorable aux espèces forestières, mais être fortement défavorable aux espèces inféodées aux milieux ouverts.

L’élément dominant du paysage est appelé matrice (e.g. matrice agricole). Au sein d’une matrice peuvent figurer des taches ou réservoirs de biodiversité1, appelés également patchs. Ils correspondent aux espaces à haute valeur écologique, fournissant tout ou partie des éléments nécessaires au cycle de vie de l’espèce considérée. Les corridors assurent une liaison fonctionnelle entre ces taches en permettant le flux d’individus, de matière et d’énergie. Ces corridors peuvent être continus (linéaire), discontinus (pas japonais) ou diffus à travers le paysage (paysager).

Figure 1 : Eléments constitutifs d’un réseau écologique (Sources : d’après Comop 2009).

Cette représentation schématique (Fig. 1) cache cependant le fonctionnement complexe des réseaux écologiques. Par exemple, la matrice est ici désignée comme élément homogène non perméable et les corridors présentent des frontières bien délimitées. Sur le terrain, les frontières entre matrice et corridors sont au contraire très floues : la matrice est rarement homogène et imperméable à toutes espèces et peut jouer le rôle de corridor (Tatoni 2010).

2. Le rôle des processus de dispersion dans le fonctionnement des réseaux écologiques

La dispersion est définie comme « tout mouvement d’individus ou de propagules ayant des conséquences potentielles sur les flux de gènes à travers l’espace » (Ronce 2007). Les caractéristiques de ce trait d’histoire de vie2 varient selon les espèces, voire même entre individus au sein de la même espèce (Baguette et Van Dyck 2007).

Le phénomène de dispersion regroupe (1) l’émigration, (2) les transferts au sein de la matrice et (3) l’immigration. Passive pour la plupart des espèces végétales, la dispersion est généralement active pour les espèces animales. Elle est conditionnée par différents paramètres dont les caractéristiques de l’organisme (e.g. leurs capacités locomotrices) et celles de l’environnement, parmi lesquelles figure la composition et la configuration du paysage.

1 Au sens du Guide 1 TVB (COMOP 2009a) : « zone vitale où les individus réalisent la plupart de leur cycle de vie ». 2 Les évènements importants au cours de la vie d'un individu qui contribuent directement à la production et à la survie des descendants forment l’histoire de vie. Tout caractère mesurable relatif à cette histoire de vie est un trait d’histoire de vie : l'âge de la maturité sexuelle, la taille de l'individu à un âge donné…


La composition du paysage se rapporte à i) la nature de l’élément du paysage, par exemple s’il constitue un milieu forestier ou prairial (Michels et al. 2001, Billot et al. 2003, Coulon et al. 2004) ; ii) le degré de contraste entre deux éléments, qui influe sur les capacités de l’individu à percevoir ces frontières (Haynes et Cronin 2006, Stevens et al. 2006a). Au contraire, la configuration du paysage se rapporte à la manière dont sont agencés les différents éléments du paysage, et en particulier à leur grain, c'est-à-dire «la variabilité de leur diamètre ou de leur surface» (Forman et Godron 1986).

La dispersion peut être mesurée directement par observation du mouvement, par capture-marquage-recapture ou par suivi par télémétrie VHF/GPS/Argos. Ces méthodes peuvent délivrer de nombreux détails sur la dispersion (i.e. distance parcourue, tracé précis du chemin parcouru). Elles sont cependant difficiles à mettre en œuvre car très coûteuses en temps et matériel (Calabrese et Fagan 2004).

Il est possible d’évaluer a posteriori la dispersion par l’analyse des flux de gènes (intra-spécifiques) au sein d’un paysage. Les flux de gènes sont le résultat de la dispersion efficace (c’est-à-dire dispersion suivie d’évènement(s) de reproduction réussis). L’étude des flux de gènes (quantité, directionnalité…) permet donc d’obtenir des informations indirectes sur les processus de dispersion (Stevens et al. 2006).

3. Fragmentation

La fragmentation est le processus par lequel, en raison de la destruction d’un habitat, les taches les composant sont de plus en plus réduites en tailles et de plus en plus isolées les unes des autres (Andrén 1994). Ce phénomène peut être provoqué par des perturbations d’origine naturelle (e.g. incendies) ou humaine (e.g. urbanisation). L’isolement des populations qui s’ensuit peut être à l’origine d’un processus d’extinction pour l’espèce considérée : la diminution du taux d’immigration peut causer une augmentation de la consanguinité ; la consanguinité diminue les capacités de survie et reproduction de l’espèce, entrainant à son tour la diminution de l’effectif de la population (Gilpin et Soulé 1986).

4. Connectivité

Concept clé de l’écologie du paysage, la connectivité comprend l’ensemble des aspects qui affectent le mouvement d’un individu au sein d’un paysage (Wiens et al. 1997, Moilanen et Hanski 1998, Tischendorf et Fahrig 2000). Introduite par Merriam (1984), elle est aujourd’hui définie comme « le degré avec lequel le paysage facilite ou limite les déplacements d’un organisme entre les différentes taches de ressources qu’il contient» (Taylor et al. 1993). Un aménagement n’ayant aucun effet sur la connectivité est dit transparent. Deux approches permettent aujourd’hui d’évaluer la connectivité d’un paysage : l’approche structurelle et l’approche fonctionnelle (Tischendorf et Fahrig 2000).

L’approche structurelle s’intéresse à la continuité géométrique et l’homogénéité d’un habitat. La connectivité structurelle est mesurée par l’analyse de la structure du paysage (e.g. surface des patchs) indépendamment du comportement de l’organisme étudié (Collinge and Forman 1998). Cette approche est relativement facile à mettre en œuvre car ne nécessite que des données d’occupation du sol (Fig. 2).

Figure 2 : Exemple de mesure de la connectivité structurelle. A droite : carte d’occupation du sol ; à gauche : mesure du nombre de patchs d’habitat forestier à l’aide du logiciel Fragstat (McGarigal et al. 2002). Plus le nombre de patchs est important, plus le paysage est fragmenté, et plus la connectivité structurelle est faible (Sources : Gerbeaud-Maulin et Long 2008).


En France, l’approche structurelle est largement utilisée dans l’identification de corridors à l’échelle régionale et au sein des documents de planification. Celle-ci présente toutefois plusieurs limites :

� l’impact différentiel des éléments du paysage sur le comportement de dispersion de l’organisme n’est pas prise en compte (Vos et al. 2001, Winfree et al. 2005)

� la matrice est systématiquement considérée comme hostile ou sans effet, alors qu’elle contribue à la connectivité d’un paysage (Tatoni 2010)

� cette approche tend à homogénéiser les paysages ; par exemple, en choisissant l’habitat forestier, elle tendrait à créer un maillage bocager continu sur le territoire.

L’approche fonctionnelle combine les caractéristiques du paysage et de l’espèce (Fig. 3). Le paysage influe de deux manières sur la connectivité spécifique : i) par sa résistance au mouvement (With 1994, Wiens et al. 1997) et ii) par sa perméabilité, c'est-à-dire la probabilité de traverser une frontière entre deux éléments du paysage (Stamps et al. 1987, Wiens et al. 1997, Jonsen et Taylor 2000) (Fig. 3a).

La mesure de la connectivité fonctionnelle repose sur les données d’occupation du sol et la connaissance du comportement de dispersion de l’organisme. Parmi les métriques fonctionnelles, la distance de moindre coût est aujourd’hui largement utilisée (Ray 2005, Cushman et al. 2006, Stevens et al. 2006b). Cette méthode associe à chaque occupation du sol un coût de déplacement spécifique à l’espèce considérée : une occupation du sol hostile aux mouvements aura un coût élevé alors qu’une occupation du sol favorable aux déplacements aura un coût faible (Fig. 3b). Les chemins de mobilité préférentielle correspondent alors aux chemins de moindre coût (Fig. 3c). Les métriques fonctionnelles sont cependant davantage difficiles à implémenter que les métriques structurelles car nécessitent davantage de données. Elles offrent cependant une meilleure corrélation à la connectivité observée (Vignieri 2005, Cushman et al. 2006, Broquet et al. 2006, Stevens et al. 2006a).

Figure 3 : (a) Illustration de l’approche fonctionnelle. En se déplaçant, l’individu traverse des milieux de résistance variable à son mouvement. Dans cet exemple, la forêt est peu résistante (flèche jaune), les prairies modérément résistantes (flèches oranges) et la route très résistante (flèche rouge). De plus, les frontières séparant ces milieux (pointillés roses) ont une perméabilité variable. (b) et (c) Exemple de méthode de quantification de la connectivité fonctionnelle par l’évaluation des distances de moindre coût. (b) Chaque classe d’occupation du sol est associée à une valeur de coût de déplacement (Baguette et al. 2010) ; ensuite (c) un algorithme trace les chemins de moindre coût (en blanc) séparant les différentes populations (points rouges) (Ray 2005).

En favorisant les processus de dispersion, la connectivité :

1. facilite la dispersion des juvéniles et la colonisation d’espaces vides, 2. facilite les migrations saisonnières, 3. permet les échanges génétiques entre populations, maintenant leur diversité génétique et

leur conférant ainsi une meilleure capacité d’adaptation (Bufo bufo : Reed et Frankham 2003, Hyla Arborea : Luquet et al. 2010)

4. offre aux individus l’opportunité de quitter un habitat en voie de dégradation pour en rejoindre un nouveau (perspective du changement climatique).

Cependant, en favorisant le déplacement des organismes, la connectivité peut augmenter la dispersion des maladies et des espèces invasives (Hess 1996) et diminuer le niveau de variation génétique entre sous-populations, affectant de cette manière les phénomènes de différenciation.

b.

c a


C. La connectivité conditionne les fonctions et services écosystémiques

1. De l’écosystème aux services éco systémiques

Sur un espace donné, l’écosystème est défini comme le résultat des interactions entre les paramètres physico-chimiques et biologiques. Les fonctions écologiques correspondent aux processus biologiques conditionnant le fonctionnement et le maintien d’un écosystème (Bouvron 2008). Ces fonctions peuvent être le support de services écosytémiques, c’est-à-dire des bienfaits que l’homme retire des écosystèmes (MEA 2005). Tout espace peut être à l’origine de services écosystémiques dans la mesure où il est le support d’un écosystème défini (e.g. espace naturel, espace agricole…).

Les différents services écosystémiques regroupent :

� les services d’approvisionnement (nourriture, fibre, ressources génétiques, eau), � les services de régulation (régulation du climat, de l’eau, des maladies humaines), � les services culturels (valeurs esthétiques, loisirs, valeur d’existence), � les services de soutien. Supports des autres services, ils comprennent la formation des sols, le

cycle des éléments nutritifs, la production primaire, le cycle de l’eau, la production d’oxygène atmosphérique et l’offre d’habitats. Les services de soutien se confondent aux fonctions écologiques.

La stabilité de l’écosystème, des fonctions écologiques et des services rendus est maintenue par des relations de causes à effets qui s’établissent à long terme (Fig. 4).

Figure 4 : Relations entre écosystèmes, fonctions et services rendus. Un écosystème en bon fonctionnement (e.g. prairie fleurie) produit différentes fonctions écologiques (e.g. transfert de pollen). Ces fonctions peuvent fournir un bénéfice pour l’humanité (e.g. pollinisation). Des boucles de rétro-actions existent entre fonctions et écosystèmes, non figurées ici.

2. Le rôle de la connectivité dans la production des fonctions et services rendus

La connectivité conditionne directement le bon fonctionnement des écosystèmes par le maintien de son équilibre (Partie I.I.B. 1.4.c) et de sa résilience, c’est-à-dire la capacité de l’écosystème à supporter une perturbation, et à se réorganiser en gardant les mêmes fonctions, la même structure, la même identité, et les mêmes processus de régulation (Walker et al. 2004, Walker et Pearson 2007). La connectivité constitue donc un préalable à la fourniture des fonctions et services de l’écosystème. Par exemple, en assurant les flux de gènes entre les populations, la connectivité maintient la diversité génétique de l’écosystème, ce qui permet de fournir différents services d’approvisionnement : agriculture, élevage, production de substances biochimiques (Fig. 5).

Figure 5 : Lien entre connectivité, écosystèmes, fonctions et services rendus.


Certaines fonctions écologiques dépendent plus spécifiquement de la connectivité que d’autres. Ainsi, la fonction « transfert de pollen » est directement conditionnée par les mouvements des pollinisateurs, donc par une bonne connectivité. Au contraire, la fonction « piégeage de particules solides » est conditionné par le fonctionnement général du biotope et indirectement par la connectivité.

Puisque la connectivité assure différents services, on parle de multifonctionnalité de la connectivité. La multifonctionnalité est très largement inscrite dans les politiques actuelles d’aménagement du territoire (i.e. Schémas des Services Collectifs des Espaces Naturels Ruraux, loi n° 99-533 du 25 Juin 1999, de Biasy et al. 2009). Bien que la connectivité doive être réfléchie dans une démarche de multifonctionnalité, c’est le service de soutien, et en particulier la diversité de l’écosystème, qui constitue le premier objectif de sa mise en œuvre.

Conclusion

Indispensable pour le maintien des équilibres écologiques et de la résilience des écosystèmes, la connectivité n’est cependant pas l’unique réponse aux enjeux de conservation. Pour certaines espèces, la préservation des taches d’habitat de taille suffisante est plus pertinente que la création ou le maintien de la connectivité (MNHN 2010).


II. Réseaux écologiques et politiques publiques

A. Les réseaux écologiques dans le monde

1. Initiatives européennes

a. La mise en œuvre de stratégies à l’échelle européenne

La création de réseaux écologiques nationaux date des années 1970. Depuis, elle a donné lieu à des programmes de recherche et des propositions d'aménagement du territoire sur l’ensemble du globe.

Les premières initiatives de conservation des réseaux écologiques ont été fondées sur la conservation des espèces migratrices. Ainsi, la Convention de Ramsar (1971) et de Berne (1979) visent à la fois à protéger les grands oiseaux migrateurs mais également les habitats qui leur sont liés, c'est-à-dire les zones humides, sans toutefois que la notion de réseau écologique soit explicité.

Le réseau Natura 2000 (1992) apparaît comme la première tentative de constitution d’un réseau écologique européen appliqué à l’ensemble des habitats et cherchant à les relier fonctionnellement (Directive Habitat n°92/43 CEE). Là encore, la définition et les moyens de mise en œuvre des réseaux écologiques ne sont pas explicités. Le réseau Emeraude, lancé par le Conseil de l’Europe, assure la prolongation du réseau Natura 2000 aux pays limitrophes non membres de l’UE.

La Stratégie Paneuropéenne pour la Protection de la Diversité Biologique et des Paysages (1995) définit les objectifs du Réseau Ecologique Paneuropéen (REP) : préserver et restaurer les éléments constitutifs d’un réseau écologique cohérent à travers l’Europe. Ces objectifs s’appliquent à 52 pays invités à élaborer leur réseau national sur la base du réseau Natura 2000 à échéance 2006 (STRA-C0 2003). Repris pas la Commission environnement sous le terme « d’Infrastructure Verte » ou « Green Infrastructure », cette disposition n’a cependant pas été appliquée sur l’ensemble du territoire Européen du fait de son caractère non contraignant comme le montre l’exemple de la France (voir II.B.2).

D’autres programmes transfrontaliers s’appliquent à une échelle moindre en Europe : le Réseau Ecologique Transnational regroupant le Royaume-Uni, les Pays Bas, l’Allemagne et le Danemark se focalise sur les réseaux des zones humides ; la Ceinture Verte (2004), réseau qui s’étend le long du tracé de l’ancien rideau de fer ; le Grand Corridor Cantabrique-Pyrénées-Alpes regroupant l’Espagne et la France.

b. La mise en œuvre de stratégies nationales en dehors de la France

Les pays d’Europe centrale et d’Europe de l’Est ont été précurseurs dans la mise en œuvre de réseaux écologiques à l’échelle nationale. L’Estonie est à ce titre le premier pays ayant lancé une telle démarche (années 1970) et l’ayant inscrit dans une politique nationale d’aménagement (1983). Les 18 pays contributeurs du REP ayant déjà mis en œuvre un réseau écologique national sont présentés dans le Tableau 1 ci-dessous (Bennet et Mulongoy 2006, Jongman et Kristiansen 2002, Girault 2005).

Tableau 1 : Pays contributeurs du REP ayant mis en œuvre un réseau écologique à l’échelle nationale.

Pays Date Nom du réseau Pays Date Nom du réseau Allemagne 2002 Décliné par le « Federal Nature

Conservation Act » Lituanie <2005 Réseau Ecologique

Autriche 1983 Instrument d’Aménagement Ecologique pour la Faune Sauvage

Moldavie 2001 Réseau Ecologique National

Belgique 1999 Réseau Ecologique Flamand et Wallon

Pays-Bas 1990 Décliné par le Plan National d’Aménagement de la Nature

Biélorussie <2005 Réseau Ecologique National Pologne 2005 Système de Zones Protégées à Grandes Echelles

Danemark 1997 Réseau National de la Nature République Tchèque

1992 Système Territorial de Stabilité Ecologique

Estonie 1983 Réseau vert Roumanie <2005 Réseau National

Hongrie 1998 Réseau Ecologique National Slovaquie <2005 Système Territorial de Stabilité Ecologique

Italie 2002 Réseau Ecologique National Suisse 2004 Réseau Ecologique National

Lettonie <2005 Réseau Ecologique Ukraine <2005 Réseau Ecologique National


Certaines spécificités de ces réseaux méritent d’être souligénes dans le but de préfigurer ce que pourrait devenir le futur réseau écologique français. Tout d’abord, la place d’un réseau peut être très variable en termes de superficie : il couvre 60 % du territoire en Lituanie, 17 % aux Pays-Bas. Ces réseaux ne correspondent pas à une mise sous cloche de la nature mais sont multifonctionnels. Enfin, ils sont déclinés à une échelle locale et soutenus par des financements publics.

2. Initiatives extra-européennes

Là encore l’objectif n’est pas de dresser un catalogue des nombreuses expériences internationales de mise en œuvre des réseaux écologiques mais de se focaliser sur certains exemples transnationaux.

Le Projet «Terres Sauvages » (ou Wildlands Project) constitue un exemple d’élaboration de réseau écologique transnational (Noss 1992). De l’Alaska au Mexique, ce réseau lancé en 1991 regroupe une large diversité d’acteurs du territoire et est mis en œuvre localement au travers de différents sous-réseaux (régions des Grandes Plaines, Rocheuses, Nouveau Mexique, …).

Autre exemple, le Corridor Biologique Mésoaméricain réunit 2 continents (Amérique du Nord et Amérique du Sud), 7 pays (Guatemala, Belize, El Salvador, Honduras, Nicaragua, Costa Rica et Panama) et 30 régions biogéographiques distinctes. Il désigne 11% du territoire en aires protégées jouant le rôle de réservoir de biodiversité. Ces zones nodales sont ensuite reliées par des corridors multifonctionnels gérés sur la base de projets locaux intégrant les différents utilisateurs de l’espace (Miller et al. 2001).

B. Les réseaux écologiques en France

1. L’émergence d’un projet de réseau écologique national

Contrairement à la majorité des pays européens, la France s’est investie très tardivement dans une démarche de conservation des réseaux écologiques. La loi relative à la protection de la Nature (1976) est à l’origine de la prise en compte des écosystèmes dans les politiques d’aménagement en introduisant le concept d’études d’impact. La loi Paysage (1993) et son décret d’application (n° 94-283) permettent de protéger des éléments linéaires du paysage (e.g. haies) sans pour autant s’intéresser aux continuités écologiques. Nés de la loi sur l’eau (1992), les Schémas d’Aménagement et de Gestion des Eaux (SAGE) considèrent pour la première fois les réseaux fluviaux et les zones humides comme couloir de migration.

Le Schéma des Services Collectifs des Espaces Naturels et Ruraux (SSCENR) issu de la Loi d’Orientation pour l’Aménagement et le Développement Durable du Territoire (1999) est la première réponse de l’Etat français aux orientations de la Stratégie Paneuropéenne. Elaboré par les services de l’Etat, ce schéma permet de recenser les réseaux écologiques, invitant les collectivités à les prendre en compte au sein de leur projet d’aménagement. La faible portée juridique de ces schémas en fait un document caduc.

2. La mise en œuvre de démarches isolées

a. Mise en œuvre de réseaux écologiques au sein des collectivités

Répondant à l’absence d’un projet national cadre, de nombreuses démarches locales ont émergé sur le territoire français, nous délivrant un très riche recueil d’expériences. A l’échelle régionale, le Nord-Pas de Calais (Fig. 6), l’Alsace et l’Ile-de-France ont déjà élaboré leur propre réseau écologique. Les régions Nord-Pas de Calais et Alsace sont particulièrement avancées dans le développement d’une politique d’aménagement s’accompagnant de moyens contractuels spécifiques. En Alsace, le budget annuel des contrats « Trame Verte et Bleue » s’élève à 400 000 € en 2010. Ces contrats peuvent couvrir jusqu’à 80 % des travaux de remise en état écologique selon leur contribution à la conservation du réseau national.

L’Isère est l’unique département français à avoir mis en œuvre son propre réseau écologique : le Réseau Ecologique du Département de l’Isère (2001). Le tracé est pris en compte dans les documents d’urbanisme (Fig. 6). La politique de désignation des Espaces Naturels Sensibles (ENS) contribue largement à la constitution de ce réseau.


A l’échelle Intercommunale, les Parcs Naturels Régionaux sont des porteurs de projets très actifs sur la question des réseaux. Pour n’en citer que quelques uns, les PNR de la Vallée de Chevreuse, Oise-Pays de France, Normandie-Maine, Perche travaillent à l’identification des continuités sur leur territoire. L’Inter-Parcs Massif Central (IPAMAC) regroupant les 10 PNR du Massif Central travaille sur un projet de réseau transfrontalier parcourant les Alpes, les Pyrénées et la cordillère Cantabrique (Espagne).

Les communautés de communes sont des acteurs important dans la conservation des réseaux écologiques au sein des projets d’aménagements. Définis dans le Schéma de Cohérence Territoriale (SCoT), le tracé des réseaux s’impose aux projets locaux (PLU, infrastructures). Les communautés de Grenoble, de Sénart, de Strasbourg ou de Saint-Etienne constituent des expériences extrêmement riches.

Figure 6 : Trame Verte et Bleue de la région Nord-Pas de Calais (à gauche) et du département de l’Isère (à droite) figurant les continuités à préserver. Nord Pas de Calais : humide (bleu nuit), fluviale (bleu ciel), forestière (vert kaki), littorale (rose), de pelouses calcicoles (rouge) et minières (marron) (Sources : DIREN NPDC 2007). Isère : continuum et zones nodales forestiers (vert clair et foncé), humides (bleu clair et foncé) et thermophiles (jaune et rouge) (Sources : Berthoud 2010).

b. La réflexion portée par les différents secteurs économiques

Nombreuses sont les activités économiques à emprise foncière importante (>10 ha) s’investissant dans des démarches de gestion des réseaux écologiques. Premier exemple, le secteur des infrastructures de transport est très actif sur le sujet. Ainsi, plusieurs études ont été lancées visant à comprendre le rôle de ces infrastructures et de leurs dépendances foncières dans le fonctionnement des réseaux écologiques (ASF 2009, Simont et Dufrêne 2007). De même, le secteur des infrastructures de transport d’énergie s’intéresse à la contribution potentielle des délaissés fonciers (D’Almagne et Collinet 2009).

La production énergétique cherche à améliorer des connaissances relatives à l’impact de ses ouvrages sur la connectivité hydrologique et la mise au point de solutions techniques permettant de les atténuer (Baran et Travade 2010). Enfin, grands utilisateurs du territoire, l’agriculture et la sylviculture mettent en œuvre de très nombreux projets visant à concilier activité et continuité écologique (Laguet 2010).

3. La formalisation d’un réseau écologique à l’échelle nationale : la Trame Verte et Bleue

a. Contexte de la démarche

En 2004, le Ministère de l’Ecologie, de l’Energie, du Développement Durable et de la Mer a identifié l’amélioration de la trame écologique comme un des axes de la Stratégie Nationale pour la Biodiversité (SNB). En 2007, Le Grenelle de l’Environnement en a validé le principe et lui a donné un caractère prioritaire. Ainsi, dans la loi Grenelle 2 (29 mai 2010), la mise en place d’un réseau écologique national, nommé « Trame verte et bleue » (TVB) a été proposée pour contribuer à enrayer l’érosion de la biodiversité en participant à la restauration des continuités écologiques entre les milieux naturels. C’est donc 30 ans après les premières expériences que la France se met en conformité avec le projet du Réseau Ecologique Paneuropéen. Cet outil permettra également de mettre en cohérence les différents réseaux déjà mis en œuvre localement (e.g. réseaux du Nord-Pas de Calais, Isère, Grenoble).

20 km


b. Objectifs de la Trame Verte et Bleue

La TVB est un outil multifonctionnel de conservation des réseaux écologiques mais considère également d’autres enjeux environnementaux (Loi Grenelle I du 3 Aout 2009, Art. 23, 24, 26 et 29). Elle vise à :

� diminuer la fragmentation des écosystèmes et de permettre la préservation de leur résilience � identifier et relier les espaces importants pour la préservation de la biodiversité � faciliter les échanges génétiques nécessaires à la survie des espèces � prendre en compte la biologie des espèces migratrices � prendre en compte la possibilité de déplacement des aires de répartition des espèces

sauvages et des habitats dans le contexte du changement climatique � atteindre ou conserver le bon état écologique ou bon potentiel des masses d’eau � améliorer la qualité et la diversité des paysages.

c. Espèces et espaces concernés

i. Espèces concernées

Les espèces concernées par les mesures de création et de préservation des éléments de la TVB portent le nom d’« espèces déterminantes TVB ». Des listes nationales définissent ces espèces pour les vertébrés uniquement (amphibiens, mammifères, reptiles, oiseaux) selon deux critères définis par le Muséum National d’Histoire Naturelle (MNHN) : le critère de représentativité régionale1 et le besoin en connectivité de l’espèce déterminée par dire d’expert.

A l’échelle régionale, les Conseils Scientifiques Régionaux du Patrimoine Naturel (CSRPN) peuvent adapter ces listes en fonction des spécificités locales, pouvant ajouter des espèces emblématiques de la région et éliminer les espèces non pertinentes sur leur territoire. Les listes régionales sont ensuite validées par le MNHN (Comolet-Tirman 2010, MNHN 2010). Le cas des insectes et des végétaux sera uniquement traité au niveau régional (CSRPN).

ii. Espaces concernés

Conformément à la Figure 1 (I.B.1), la TVB s’organise autour d’un réseau d’espaces importants pour la biodiversité (i.e. taches) reliés entre eux par des corridors (Tab. 2).

Tableau 2 : Eléments concernés par la Trame Verte et Bleue.

Composante Verte Composante Bleue

Ré

serv

oir

s

� tout ou partie des espaces visés aux livres III et IV du code de l’Environnement, c’est-à-dire l’ensemble des zonages environnementaux (Réserve Naturelle, Natura 2000)

� les espaces importants pour les espèces déterminantes TVB

� cours d’eau, parties de cours d’eau ou canaux figurant sur les listes établies en application des dispositions de l’article L.214-17 du Code de l’Environnement,

� tout ou partie des zones humides dont la préservation ou la restauration contribue à l’atteinte du bon état ou du bon potentiel écologique des masses d’eau (Directive Cadre Eau),

� cours d’eau, parties de cours d’eau, canaux et zones humides importants pour les espèces déterminantes TVB

Co

rrid

ors

� formations végétales linéaires ou ponctuelles reliant ces espaces

� les cours d’eau, parties de cours d’eau, canaux et zones humides reliant ces espaces

1 Le critère de responsabilité régionale peut se résumer ainsi : pour une espèce X: Pi = pourcentage régional du territoire métropolitain pour

la région i ; Nx = nombre de mailles ou cartes IGN au 50.000° occupées par l’espèce X au niveau national ; Rxi = nombre de mailles ou cartes IGN au 50.000° occupées par l’espèce X dans la région i ; SI Rxi > (2 * Nx * Pi) OU SI [(Rxi > Nx * Pi) & (X est une espèce menacée dans la liste rouge nationale)] alors X est présélectionnée dans la région i pour le projet TVB.


c. Cadre législatif et gouvernance

Le Comité Opérationnel Trame Verte et Bleue (COMOP TVB) a été chargé de définir la TVB et ses conditions de mise en œuvre. Ces préconisations ont été reprises dans la loi Grenelle 2 (29 mai 2010) modifiant ainsi le Code de l’Environnement (Art. 45 et 46) sur la définition de la TVB et le Code de l’Urbanisme (Art. 5 à 10) sur la prise en compte de la TVB dans les projets d’aménagement et les documents d’urbanisme.

En terme de gouvernance, des orientations nationales sont dictées au sein des guides méthodologiques (COMOP 2009a, 2009b, 2010) et des lois Grenelle I et II. Ces orientations sont cadrées par 5 critères de cohérence nationale (COMOP 2009b) :

1. La prise en compte des listes régionales d’espèces déterminantes TVB

2. La prise en compte des besoins de liaison des espaces importants pour la biodiversité

3. La prise en compte de cours d’eau et zones humides déterminants pour la TVB

4. La prise en compte des zonages de protection ou de connaissance

5. La prise en compte des enjeux écologiques suprarégionaux (entre deux régions, ainsi qu’entre une région et un pays limitrophe).

C’est ensuite, à la région d’appliquer ces orientations au travers d’un Schéma Régional de Cohérence Ecologique (SRCE). Ce schéma cartographie la TVB à l’échelle régionale et contient les mesures contractuelles mobilisables pour sa gestion. Les SRCE sont ensuite pris en compte (au sens juridique du terme) au sein des documents d’urbanisme (Directives Territoriales d’Aménagement, SCoT et PLU).

d. Méthode d’identification de la Trame Verte et Bleue

A partir du moment où les 5 critères de cohérence nationale sont respectés, aucune méthode n’est imposée aux régions. A l’échelle régionale, l’approche par le paysage est souvent préférée à l’approche par espèces car elle nécessite une moindre quantité d’information (Birard 2008, Bonneviale et Sacca 2010). Cependant, une approche par espèce à l’échelle locale permet d’identifier précisément les modes de gestion à mettre en œuvre (e.g. PLU de Viarmes).

e. Contractualisation des actions menées en faveur de la Trame Verte et Bleue

La restauration et la conservation de la TVB seront accompagnées par des mesures contractuelles. Cependant, aucun nouvel outil de contractualisation n’a été créé à l’échelle nationale. Libre choix est donné aux collectivités de choisir un des outils existant (COMOP 2009b, FNPNRF 2010) ou de créer leur propre outil. Les « contrats TVB » en région Alsace, les contrats de territoire « corridors biologiques » en Rhône-Alpes peuvent servir d’exemples. D’autres régions disposent de « Contrats Nature Régionaux » (Aquitaine, Bourgogne, Bretagne, Centre…) non spécifiques pouvant éventuellement être appliqués au cas de la TVB.

f) Limites de la portée de la Trame Verte et Bleue

La TVB n’a pas vocation à répondre à l’ensemble des enjeux de conservation de la biodiversité. En effet, l’importance a été donnée en priorité aux continuités écologiques et à la biodiversité ordinaire. La problématique de conservation des espèces rares, dont l’enjeu est davantage la conservation d’une surface d’habitat minimale, est traitée à l’échelle nationale par la « Stratégie de Création d’Aires Protégées » (SCAP). En un mot, la Trame Verte et Bleue n’est pas le couteau suisse de la biodiversité (MNHN 2010).


III. Réseaux écologiques et profession des carrières de granulats

A. Une profession concernée par la question des réseaux écologiques

1. Présentation de l’activité

a. Le granulat et ses modes de production

Les granulats sont des éléments minéraux de petite taille (0-125 mm) destinés aux ouvrages de travaux publics, génie civil et aux bâtiments. Après l’eau, ils constituent le bien naturel le plus consommé en France : 7 tonnes/habitant/an (UNPG 2008). Ils sont de nature variable : roche meuble (alluvionnaire, marin…), roche massive concassée (éruptif, métamorphique, sédimentaire), issus du recyclage (démolition de bâtiment et sous-produits industriels) et artificiels (sous-produits industriels) (Fig. 7). Sur l’hexagone, la profession du granulat regroupe 1800 entreprises produisant 434 millions de tonnes issus de 2740 sites (UNPG 2008) (Fig. 8).

Figure 7 : Les modes de production de granulats. De gauche à droite : roche massive avec organisation de la carrière en fronts de tailles, granulats marins, recyclage, roche meuble sur matériau alluvionnaire donnant naissance à un plan d’eau (Sources : Aggeris/Sablières de Laimont/mineralinfo).

Figure 8 : Production nationale de granulats en millions de tonnes. A gauche : selon leur nature ; à droite : selon leur destination (Sources : UNPG 2007).

Comme toute activité à emprise foncière conséquente, les carrières de granulats modifient l’occupation du sol sur des surfaces variables, parfois très importantes (de moins de 1 ha à plus de 300 ha). A l’échelle nationale, l’emprise foncière des carrières est toutefois limitée (< 1% du territoire national, UNPG 2010). L’exploitation des carrières revêt également un caractère ponctuel dans le temps, leur durée de vie s’étendant généralement sur 30 ans.

L’extraction de granulats nécessite la mise à nu du substrat par décapage du sol et l’extraction du substrat minéral sur des profondeurs variables (5-plusieurs centaines de mètres). L’emprise totale de la carrière correspond à sa surface autorisée (i.e. la zone dont l’exploitation a été autorisée par arrêté préfectoral). Cette surface comprend :

� la zone non encore exploitée � la zone en travaux : la zone d’extraction, la zone de traitement, la zone de stockage et la zone

décapée non encore exploitée � la zone réaménagée


b. Cadre et réglementation environnementale

i. Evolution de la réglementation générale

L’activité extractive impacte potentiellement de nombreux aspects de l’environnement. Il s’agit d’une activité à présent bien encadrée, soumise à une réglementation de plus en plus contraignante (Fig. 9).

Figure 9 : Evolution de la réglementation environnementale des carrières de granulats (UNICEM 2009). ICPE : Installation Classée pour la Protection de l’Environnement ; TGAP : Taxe Générale sur les Activités Polluantes.

En 1971 apparaît la première contrainte réglementaire spécifique aux carrières, désormais soumises à autorisation et assorties d’un plan de remise en état (code minier). A partir de 1979, l’autorisation est assortie d’une enquête publique et d’une étude d’impact. La remise en état doit alors être coordonnée à l’exploitation. Depuis 1994, les carrières sont régies par la législation des Installations Classées pour la Protection de l’Environnement (ICPE) et soumises à enquête publique. La remise en état doit désormais être assurée par des garanties financières.

ii. Remise en état ou réaménagement ?

Imposée réglementairement à l’industriel, la remise en état invoque essentiellement des mesures de sécurité. Non imposé, le réaménagement constitue une condition indispensable de l’acceptabilité d’un projet et peut être à vocation naturelle, agricole, forestière ou de loisir.

iii. Document définissant l’accès à la ressource

Les Schémas Départementaux des Carrières (SDC) fixent les conditions et les espaces où peut s’envisager l’activité dans le respect des mesures de protection de l’environnement. Ils sont élaborés par la Commission des Sites et des Paysages et approuvés par le préfet de Département.

iv. La complexification de l’étude d’impact

En posant le principe de l’interdiction de détruire le patrimoine naturel, la loi de Protection de la Nature (1976) et son décret (1978) instaurent l’étude d’impact. Le contenu doit comprendre :

� Une analyse de l’état initial du site et de son environnement portant sur le patrimoine naturel, les espaces agricoles, forestiers et de loisirs, ainsi que sur les biens matériels et le patrimoine culturel susceptibles d’être affectés

� Une analyse des effets directs et indirects, temporaires et permanents du projet sur l’environnement : faune, flore, sites et paysages, sol, air, climat, milieux naturels et équilibres biologiques, protection des biens et du patrimoine culturel, voisinage, hygiène, santé, sécurité et salubrité publique

� La présentation des options que le maître d’ouvrage envisage, et les raisons de ses choix, notamment du point de vue des préoccupations environnementales

� Les mesures envisagées pour supprimer, réduire, et compenser les effets prévisibles.


Après la protection des ressources, des espèces et des milieux, le Grenelle de l’environnement pose la question des réseaux écologiques en instituant le concept de Trame Verte et Bleue (voir II.B.3). En l’attente de son décret d’application, la question de la Trame Verte et Bleue n’est pas encore formalisée au sein de l’étude d’impact. Toutefois, les industriels doivent d’ores et déjà pouvoir rendre compte de l’effet de l’exploitation des carrières sur la connectivité des réseaux écologiques (ENCEM 2010, communication orale ; Ecosphère 2010, communication orale) au risque de voir leur plan d’exploitation refusé par la commission des Sites et des Paysages (voir Encadré 1).

2. Le rôle potentiel des carrières dans le fonctionnement des réseaux écologiques

A présent, la question des réseaux écologiques se posant ouvertement à l’industriel du granulat, il est nécessaire de s’interroger sur la nature de la relation entre la carrière et la connectivité, et donc des potentialités des carrières en termes de connectivité. En effet, par le décapage du sol et l’extraction du substrat sur de grandes profondeurs, l’exploitation des carrières modifie profondément le fonctionnement physico-chimique et biotique des milieux. Ces modifications touchent ainsi le fonctionnement des réseaux écologiques.

Tout d’abord, l’effet négatif des activités d’extraction sur la connectivité est le plus évident à concevoir de part la forte modification du milieu induite. La destruction ou l’altération des habitats d’origine peut s’accompagner d’une fragmentation du réseau écologique et une réduction des échanges génétiques pour les espèces qui leur sont inféodées (Tetratheca payntera : Butcher et al. 2009).

De prime abord, il est moins intuitif d’envisager l’effet positif des carrières sur la connectivité. Or, comme l’ont montré 30 années d’études de la profession, et en particulier les études concernant les potentialités écologiques des carrières de roche meuble (Kovacs 2001) et de roche massive (ENCEM 2008), les carrières génèrent de nouveaux milieux qui peuvent être adaptés pour de nombreuses espèces, parfois menacées.

Les caractéristiques de ces milieux varient fortement selon le type de matériau extrait. A titre d’exemple, les carrières de roche meuble présentent la plupart du temps de vastes plans d’eau et constituent des sites très productifs en biomasse. Les successions écologiques s’y enchainent sur une courte échelle de temps. A contrario, les carrières de roche massive sont caractérisées par une faible productivité en biomasse et une colonisation du milieu plus lente. Cependant, les ruptures topographique et climatique y sont plus marquées.

Encadré 1 : Rejet d’une demande d’extension pour cause de préservation d’un réseau écologique Exemple d’une carrière de roche massive.

Cette carrière est localisée en bordure d’un continuum forestier (Fig. 9). Une demande d’extension de 16,5 ha a été soumise dans le cadre de la révision du PLU communal. L’extension imposait un défrichement du continuum à hauteur de 12 ha. A l’issue de l’enquête publique, la demande a été rejetée fin 2009 pour cause de défaut de prise en compte du « corridor écologique » et de la « trame verte » dans l’étude d’impact (avis). Ces arguments avaient été mis en avant par les associations locales de protection de la Nature, soulignant la présence d’une « continuité écologique majeure » (Sources : non citées).

Figure 10 : Position de la carrière (orange) en bordure du réseau forestier (vert) (Source : Google

Map)


Le potentiel écologique des carrières est issu du contraste entre le milieu engendré par l’exploitation du site et les milieux environnants. Ce contraste a pour origine:

� une rupture anthropique : les pressions anthropiques sont relativement faibles sur les sites, la fréquentation du public étant interdite durant l’activité de la carrière et limitée après son réaménagement (exception faite des réaménagements à vocation de loisir). De ce fait, les carrières peuvent attirer des espèces sensibles aux perturbations (e.g. Grand Corbeau (Corvus corax) : Quennelec 2001)

� une rupture topographique : les différents reliefs induits par la carrière (fronts de taille, talus, fosse…) constituent des milieux rares en plaine, et sont à ce titre favorables pour de nombreuses espèces rupestres

� une rupture édaphique : le sol essentiellement minéral, tassé, oligotrophe et de faible réserve utile en eau est propice à l’installation d’espèces pionnières et xérophiles (Vanpeene-Bruhier 2003, Frain 1991, Frochot 1993)

� une rupture hydrique : les sites présentent la plupart du temps des plans d’eau, qui peuvent représenter de grandes surfaces (i.e cas des carrières alluvionnaires)

� une rupture climatique : la topographie accidentée (fronts de taille) combinée à l’exposition peut engendrer des climats locaux chauds et sec ou au contraire froids et humides (Benes et al. 2003) (e.g. cas des carrières de roche massive).

Dans tous les cas, ces ruptures engendrent un effet positif sur la connectivité des réseaux écologiques, et ce pour deux raisons :

� Raison 1 : création de zone refuge pour habitat en régression. Par exemple dans le Massif armoricain, les falaises rocheuses favorables à la reproduction du Grand Corbeau (Corvus corax) étaient initialement limitées à la frange littorale. Du fait du dérangement lié au tourisme, les populations littorales régressent au profit de sites à l’intérieur des terres qui, dans 90% des cas, sont des carrières (ENCEM 2008). De plus, les perturbations induites par les carrières engendrent un milieu neuf et oligotrophe susceptible d’accueillir l’installation de communautés d’espèces pionnières ou peu compétitives (Rehounková et Prach 2006). Ces perturbations à grande échelle sont devenues rares aujourd’hui (e.g. maîtrise de l’érosion des berges par endiguement). Ainsi en Europe centrale, les carrières constituent l’unique chance d’observer des dynamiques pionnières à grande échelle (Prach et Pysek 1999).

� Raison 2 : création de zone refuge pour les espèces en limite d’aire de répartition. Cet effet est plus fréquemment observé pour les espèces xérophiles (Benes et al. 2003, Tropek et Konvicka 2008). Par exemple, l’aire de répartition du Criquet glauque (Euchorthippus pulvinatus gallicus), espèce d’origine ibéro-méditerranéenne, s’étend jusqu’au Massif armoricain par la colonisation de plusieurs carrières de roches massives (ENCEM 2008).

d. Synthèse : les différents rôles de la carrière sur les réseaux écologiques

Aujourd’hui, la profession dispose de connaissances scientifiques sur les potentialités écologiques des carrières. Toutefois, celles-ci délivrent peu d’éléments lui permettant d’évaluer et de prédire avec précision l’effet de l’exploitation des carrières sur la connectivité des réseaux écologiques.

L’effet de la carrière sur les réseaux écologiques en termes de connectivité peut provoquer :

� Une perte de connectivité par la fragmentation des habitats (Fig. 11b) � Un gain de connectivité par la création d’habitats (Fig. 11c et 11e). Les carrières peuvent

notamment créer de la connectivité par leur densité : elles peuvent en effet former de véritables réseaux en « pas japonais » (Fig. 12) et ainsi relier potentiellement de grands espaces écologiques (Bournaud et al. 1982).

� Un effet nul ; la carrière est alors dite transparente (Fig. 11a et 11d).


Figure 11 : Effet de la carrière (rose) et de sa zone d’influence (points rouges) sur le réseau (vert). Cas 1 : superposition ; la carrière peut être (a) transparente, engendrer (b) une perte ou (c) un gain de connectivité. Cas 2 : pas de superposition ; elle peut être (d) transparente ou (e) créer un nouveau réseau (vert pointillé).

Figure 12 : Paysage à forte densité de carrières alluvionnaires formant une mosaïque de plans d’eau. (Sources : Géoportail – IGN ©)

D’autre part, la carrière peut agir dans un sens quantitatif et qualitatif sur la connectivité. D’un point de vue qualitatif, la carrière peut proposer un habitat de qualité, spécifique à une espèce donnée. D’un point de vue quantitatif, la carrière peut proposer des habitats diversifiés adaptés au mouvement de plusieurs espèces. Idéalement, la carrière doit agir sur les deux aspects, visant à créer des réseaux de qualités utilisables pour différentes espèces : c’est le concept de « corridor robuste » (Opdam et al. 2008).

B. Le projet de recherche « carrière et connectivité »

1. Enjeux

a. Les carrières créatrices de connectivité face à la fragmentation des réseaux écologiques ?

Les activités humaines ont provoqué la fragmentation des territoires et la fragilisation des réseaux écologiques. A l’inverse, de nombreuses activités telles que les carrières sont à l’origine de nouveaux milieux de riches potentialités écologiques. Dans une démarche de conservation, de quelle manière les carrières peuvent contribuer au maintien, à la restauration ou à la création de réseaux écologiques par l’amélioration de la connectivité sur le site ?

b. Comment concilier l’exploitation de granulats avec la gestion des réseaux écologiques ?

Dans le cadres des nouvelles politiques publiques, les activités économiques seront contraintes à tenir compte des réseaux écologiques. Ceci sous-entend l’évaluation de leur effet en termes de fragmentation et connectivité et l’élaboration de mesures compensatoires. Face à cette demande, comment évaluer et prédire l’effet des carrières sur la connectivité des réseaux écologiques, et quels moyens d’actions mettre en œuvre afin de gérer ces réseaux écologiques sur le terrain?

2. Objectifs et résultats attendus

Ce projet de recherche doit répondre à deux questions :

1. Quel rôle joue la carrière dans le fonctionnement des réseaux écologiques ?

2. Quels moyens mettre en œuvre sur le terrain pour minimiser leur fragmentation et optimiser leur fonctionnement sur le site (bonnes pratiques et études d’impact) ?

Afin de répondre à ces questions, il convient de raisonner en trois étapes : (1) d’abord comprendre le rôle des carrières, (2) évaluer et prédire ce rôle et (3) agir sur le terrain.


a. Comprendre le rôle des carrières

Ce projet vise d’abord à comprendre dans quelles mesures la carrière joue un rôle dans le fonctionnement de la connectivité. Nous testerons l’effectivité de la connectivité de la carrière au sein du paysage et les variables conditionnant le rôle de la carrière en termes de connectivité.

b. Evaluer et prédire

Après avoir compris le rôle effectif ou potentiel de la carrière sur la connectivité et identifié les variables explicatives, un outil d’évaluation et de prédiction de l’effet d’une carrière sur la connectivité du paysage sera construit. La finalité est de disposer d’un outil applicable à différentes échelles (études d’impact et SDC), et donc facile d’implémentation (Fig. 13).

Figure 13 : Description de l’outil souhaité. En haut, évaluation de l’effet de la carrière au temps T0. En bas, prédiction au temps T0

+ t dans le cas d’une demande d’extension (pointillés rouges). Etape 1 : identifier l’occupation du sol à partir d’une photo satellite/aérienne (étape évitée si disponibilité d’un SIG d’occupation du sol local). Etape 2 : traduire les éléments du paysage en coûts de déplacement pour l’espèce choisie (éléments rouges = coût élevé ; éléments pâles = coûts faibles). Etape 3 : en intégrant l’effet spécifique de la carrière, tracer les chemins de moindre coûts qui matérialisent les zones de connectivité optimale (flèches vertes). (Source : google Map)

Cet outil adoptera une approche par espèce, voire par trait d’histoire de vie (ici le comportement de dispersion). Les résultats seront présentés sous forme cartographique à l’aide d’un Système d’Information Géographique (SIG). Il sera applicable à tout type d’espèce dont le besoin en connectivité est avéré et à tout type d’exploitation de granulat. La comparaison de plusieurs scénarios permettra de conclure sur l’apport de la carrière en termes de connectivité et identifiera les zones à enjeux. Il sera calibré sur les mesures de connectivité réalisées en (a.).

c. Agir : moyens d’action à mettre en œuvre sur le terrain

L’utilisation de l’outil et des résultats de son application seront détaillés dans un guide méthodologique à vocation pédagogique. Ce guide proposera également des conseils de gestion de la connectivité sur le terrain, indiquant comment maîtriser l’effet de la carrière en adoptant des pratiques et des techniques d’aménagements écologiques. A terme, ce guide visera également à coordonner les actions de gestion de la connectivité entre les industriels du granulat et les autres gestionnaires du territoire (agriculteurs, forestiers, urbanistes…).


3. Cadrage et limites du projet

a. Définition de l’aire de la carrière

Il est indispensable de s’entendre sur la définition de l’aire sur laquelle nous allons travailler. L’ensemble des zones qui sont concernées par l’action de l’activité seront intégrées. Sous l’action directe du carrier, la surface autorisée regroupe en effet :

� la zone en travaux

� la zone réaménagée

� la zone non encore exploitée. Cette dernière peut faire l’objet d’aménagements écologiques à vocation compensatoire. Elle est donc à ce titre être sous l’action directe du carrier.

Dans le cas d’un centre de production regroupant plusieurs sites d’extraction distincts, chaque site d’extraction sera considéré comme une carrière. De ce fait, le nombre d’entités échantillonnées est supérieur au nombre de centres de production répertorié par l’UNPG.

b. Questions d’échelle

i. Échelle spatiale

Du point de vue de l’écologie du paysage, à partir du moment où la connectivité n’a de sens qu’en rapport à l’espèce étudiée, c’est la capacité de dispersion de l’espèce qui définit l’échelle d’étude (Wiens et al. 1997). En effet, les oiseaux peuvent migrer d’un continent à l’autre, les amphibiens de quelques kilomètres et les scarabées se déplacent seulement de quelques mètres. L’échelle d’étude doit donc s’adapter à l’espèce cible.

L’étude vise à bâtir une méthode d’évaluation applicable à trois échelles (Fig 14) :

� l’échelle infrasite afin de gérer la connectivité sur le terrain au niveau le plus fin

� l’échelle locale de l’étude d’impact, c'est-à-dire l’échelle de la commune (PLU) ou de l’intercommunalité (SCoT)

� l’échelle régionale du Schéma Départemental des Carrières.

Figure 14 : Emboîtement des échelles spatiales (a) infrasite ; (b) site ou intersites et (c) régionale. Les connectivités sont tracées en violet (sources : Géoportail, IAU Idf : MOS 2008, carrières 2009).

ii. Échelle temporelle

L’échelle temporelle couvrira le temps d’exploitation et de réaménagement du site. La période faisant suite à la cessation d’activité importe peu car l’évolution du site est alors sous la responsabilité du gestionnaire. La durée d’exploitation s’élève à une trentaine d’années dans le cas des roches meubles et d’une cinquantaine d’années dans le cas des roches massives.


4. Travaux et objectifs du stage

Ce projet de recherche se déroulera sur 3 années dans le cadre d’une thèse. Le présent stage vise à préfigurer le déroulement de cette thèse. Par conséquent, les différents objectifs du stage sont précisés dans le tableau suivant.

Tableau 3 : Objectifs du stage

Objectifs Taches Partie du rapport y faisant référence

1

� Identifier les acteurs travaillant sur le sujet de la connectivité (institutions scientifiques, Etat et collectivités) et en déduire les partenaires du projet. Ces partenaires identifiés seront associés au comité de pilotage du projet de recherche.

Annexe I et II

2 � Réaliser un état de l’art scientifique et des politiques

publiques sur les réseaux écologiques pour ensuite problématiser la place des carrières sur cette question.

Partie I

3

� Réaliser une étude bibliographique visant à identifier les différents paramètres liés aux carrières ayant un effet significatif sur la connectivité des réseaux écologiques

� Dégager des tendances et des hypothèses de travail

� En déduire les paramètres à intégrer dans l’outil d’évaluation et de prédiction et ceux à intégrer au sein des bonnes pratiques d’exploitation. Ces paramètres seront testés au sein du protocole d’expérience de l’étude.

Partie II

4 � Définir le protocole d’expérience de l’étude. Partie III


Partie II : Etude bibliographique– Paramètres de la carrière jouant un rôle sur la connectivité

I. Objectifs

L’objectif de la présente étude bibliographique est d’identifier les différentes caractéristiques des carrières ayant un effet significatif sur la connectivité des réseaux écologiques. L’identification de ces paramètres permettra par suite de déterminer les variables nécessitant d’être testées et éventuellement à intégrer dans le modèle d’évaluation ainsi que dans les pratiques d’exploitation. Ainsi, il faut d’abord établir si un paramètre est significatif ou non, et dans un deuxième temps déterminer dans quelles mesures ce paramètre a une influence sur la connectivité

Dans ce cadre, une première étude bibliographique a été menée afin de dresser un état des connaissances sur l’écologie générale des carrières (Partie I.III.A.2). Cependant, la littérature scientifique est peu abondante sur l’effet des activités d’extraction sur la connectivité et la dispersion (un seul article identifié au cours de l’étude : Butcher et al. 2009). Au contraire, le cas des carrières a été bien étudié concernant leur effet en termes de diversité et d’abondance spécifique (Kovavs 2001, ENCEM 2008). Pour cette raison, la recherche bibliographique a été élargie aux paramètres influençant l’abondance et la diversité spécifique. Nous pourront ainsi :

1. Identifier les paramètres de la carrière conditionnant la biologie des espèces en termes de diversité et d’abondance spécifique

2. En déduire des hypothèses concernant les paramètres influant sur la connectivité

Présence d’une espèce et connectivité sont cependant des caractéristiques régies des facteurs distincts. En effet, la présence d’une espèce est régie principalement par 4 processus qui sont la natalité, la mortalité, l’immigration et l’émigration des individus. En jouant essentiellement sur l’immigration et l’émigration, et indirectement sur la viabilité des espèces, la connectivité n’explique donc pas à elle seule la présence, l’abondance et la diversité spécifique d’un écosystème.

II. Méthodologie

La recherche d’articles scientifiques a été effectuée sur Web of knowledge : Science Citation Index Expanded (depuis 1980) et Google Scholar (depuis 1980). Les mots clés suivants ont été utilisés :

� Définition de la carrière : « quarry, gravel-pit, mining »

� Effet sur la connectivité et la dispersion : « connectivity, fragmentation, movement, landscape, dispersal, colonization, ecological network, corridor, geenway»

� Effet sur la biodiversité : «biodiversity, diversity, abundance, conservation, specie richness »

Des recherches complémentaires ont été menées auprès des organisations professionnelles des carrières à l’échelle nationale (Union Nationale des Producteurs de Granulats), européenne (Union Européenne des Producteurs de Granulats) et internationale (Etats-Unis : National Stone, Sand and Gravel Association ; Grande-Bretagne, Australie, Nouvelle-Zélande, Malaisie, Afrique du Sud : The Institute of Quarrying).

L’étude a été élargie aux ouvrages se rapportant aux activités minières dans la mesure où il n’était pas question d’effets liés au traitement des ressources. Les articles faisant référence spécifiquement aux techniques de restauration écologique ont été exclus de l’analyse.


III. Résultats

A. Statistiques

32 articles et ouvrages ont été finalement sélectionnés (Fig. 15), dont 3 revues bibliographiques (toutes carrières : Frochot 2000 ; carrières de roches meuble : Kovacs 2001 ; carrières de roche massive : ENCEM 2008). Seul un article fait spécifiquement référence à l’impact de l’activité d’extraction sur la connectivité, et en particulier sur les flux de gènes (Tetratheca paynterae : Butcher et al. 2009).

Figure 15 : Statistiques de la recherche bibliographique. A gauche : Effets sur lesquels ont porté l’étude ; Au centre : espèces cibles considérées dans l’étude ; A droite : variables significatives identifiées.

Une majorité d’études s’est intéressée aux taxons floristiques (10/32 études), et ce en particulier dans une perspective de réaménagement des carrières. En tout, 9 variables significatives sur la connectivité, la diversité et l’abondance spécifique (voir B). Les 3 principales variables identifiées sont :

1. le paysage : au sens de l’écologie du paysage, c'est-à-dire la configuration des différents patchs d’habitat à l’intérieur et aux environs de la carrière (18/32 études). Le plan d’eau constitue un cas particulier du paysage (5/32 études).

2. l’âge de la carrière (12/32 études) 3. sa superficie (8/32 études)

Nous décrivons par la suite l’ensemble de ces variables par ordre d’importance.

B. Les effets potentiels des carrières sur l’abondance et la diversité spécifique

1. Paysage à l’intérieur et à proximité de la carrière

Les caractéristiques du paysage de la carrière et de son environnement ont été majoritairement identifiées comme influençant significativement la richesse spécifique du site (Borgegard 1990, Ursic et al. 1997, Brandle et al. 2000, Frochot 2000, Mrzljak et Wiegleb 2000, Benes et al. 2003, Novak et Prach 2003, Novak et Konvicka 2006, Rehounková et Prach 2006, Bzdon 2008, Tropek et al. 2008, Santoul et al. 2009). Le paysage du site renvoie à la configuration et à la composition des différents patchs d’habitat au sein de la carrière. Le paysage de son environnement se rapporte à la présence de patchs d’habitats (potentiellement sources) au voisinage de la carrière et à leur distance de la carrière (distance euclidienne).

En l’occurrence, les caractéristiques de la végétation conditionnent à la fois l’offre en nutriments et l’abri. Ce point a été particulièrement étudié dans le cas des oiseaux d’eau (Kalivodova et Feriancova-Masarova 1998, Santoul et Tourenq 2002, Santoul et Mastrorillo 2004, Santoul et al. 2004a, 2004b).

Cas particulier du paysage, les plans d’eau sont favorables à un cortège d’espèces et en particulier aux oiseaux d’eau. La diversité spécifique, liée à la diversité d’habitats, est d’autant plus importante que le plan d’eau présente de nombreuses îles, est de grande superficie, possède des berges sinueuses et en pente douce ainsi que des zones de hauts fonds (Frochot 1985, Kalivodova et Feriancova-Masarova 1998, Kovacs 2001, Santoul et Tourenq 2002, Santoul et Mastrorillo 2004).


2. Age de la carrière

Les milieux créés par l’activité des carrières évoluent très rapidement sous la dynamique des successions écologiques. Une carrière exploitée laisse place à un milieu pionnier caractérisé par un sol nu et une faible abondance spécifique. Le milieu évolue ensuite rapidement au gré des successions écologiques, de l’écosystème pionnier à l’écosystème climacique (Fig. 16). Ainsi, l’ensemble des cortèges faunistiques et floristiques évoluent extrêmement rapidement (Frochot 1985, Borgegard 1990, Ejsmont –Karabin 1995, Frochot et Godreau 1995, Ursic et al. 1997, Wheather et Cullent 1997, Brandle et al. 2000, Frochot 2000, Kovacs 2001, Benes et al. 2003, ENCEM 2008 , Guo et al. 2010).

Figure 16 : Temps et évolution de la richesse spécifique des carrières. (a) Evolution de la richesse spécifique liée aux premiers stades de succession dits pionniers puis diminution liée aux stades secondaires et climaciques pour les sites les plus anciens (>100 ans) (ENCEM 2008) ; (b) L’évolution du nombre d’orthoptères sur sites post-exploitation suit la même tendance, mais à une échelle de temps plus courte (Picaud 1998, cité par ENCEM 2008).

3. Superficie

La superficie est positivement corrélée à la diversité et l’abondance spécifique (Frochot 1985, Frochot 2000, Mrzljak et Wiegleb 2000, Kovacs 2001, Benes et al. 2003, Novak et Konvicka 2006, ENCEM 2008, Krauss et al. 2009) (Fig. 17).

Figure 17 : Corrélation positive entre richesse spécifique et surface de la carrière. (a) et (b) relevés effectués sur respectivement 30 et 24 carrières de calcaire (Jefferson 1984, cité par ENCEM 2008, Krauss et al. 2009).

En effet, plus la surface d’une carrière est importante :

� plus la probabilité de « piéger » une espèce colonisatrice est forte (théorie de l’insularité MacArthur et Wilson 1967)

� plus la diversité d’habitats est importante

� plus les quantités de ressources sont abondantes.

a b


4. Substrat

La roche mère conditionne le pH du milieu et influe ainsi sur la qualité des habitats (Boulet 1996 cité par ENCEM 2008, Rehounková et Prach 2006). De plus, la perméabilité du substrat conditionne l’hydromorphie de la carrière et par conséquence l’existence des habitats aquatiques. Enfin concernant les espèces végétales, la fertilité du substrat (profondeur, éléments minéraux) conditionne l’offre en nutriments (Frochot 2000, ENCEM 2008, Yuan et al. 2006).

5. Topographie

L’exposition des fronts de taille peut créer des microclimats locaux, influençant la composition des communautés végétales (Sauveterre 1985, Frain 1991 cités par ENCEM 2008, Frochot 2000, Kovacs 2001, Alday et al. 2009). Cet effet est particulièrement marqué dans le cas des carrières de roche massive.

6. Perturbation anthropique extérieures

Dans le cas des carrières réaménagées, la fréquentation du public (e.g. promeneurs…) peut fortement affecter la tranquillité des espèces en place et par extension la qualité de l’habitat. Cette influence a été observée essentiellement dans le cas des oiseaux d’eau (Santoul et al. 2004a, Santoul and Tourenq 2002, ENCEM 2008).

7. Modes d’exploitation

Le terme « modes d’exploitation » regroupe l’ensemble des moyens techniques mis en œuvre lors des différentes phases du processus de production de granulats. A ces moyens techniques peuvent être associés des effets sur l’environnement tels que l’émission de poussières, de bruit, le déplacement des engins et la manière dont la roche est extraite.

Concernant les poussières, Loppi et Pirintsos (2000) ont montré que la diversité des lichens est corrélée négativement à la quantité de poussières produite par la carrière. Le dépôt de poussières sur les feuilles est également pressenti comme facteur limitant leur consommation par des orthoptères (ENCEM 2008). Cet effet a donc un impact négatif sur la qualité du milieu.

C. Quels paramètres de la carrière influent sur la connectivité ?

Sur la base de la précédente étude bibliographique, nous cherchons ici à dresser une liste des principaux paramètres susceptibles d’agir sur la connectivité du paysage en formalisant des hypothèses de travail. La question est de savoir dans quelles mesures un paramètre significatif sur la diversité ou l’abondance spécifique l’est également sur la connectivité. En effet, un paramètre agissant sur la diversité ou l’abondance spécifique n’a pas la même conséquence en termes de connectivité, les processus mis en jeu n’étant pas synonymes.

A partir du moment où une espèce a été observée en abondance sur une carrière, nous pouvons en déduire que certains éléments de la carrière constituent un habitat favorable pour l’espèce donnée. La qualité de l’habitat est d’autant plus importante pour les espèces spécialistes (i.e. à stratégie « K »). Pour les espèces plus généralistes (i.e. à stratégie « R »), c’est essentiellement la connectivité du paysage aux environs du site, et en particulier la présence d’éléments de fragmentation qui conditionne la présence d’une espèce (Scribner et al. 2001). De cette façon, la composition et la structure de l’habitat sont deux propriétés jouant à la fois sur l’abondance spécifique et la connectivité.

Afin de comprendre de quelle manière un paramètre est significatif sur la connectivité, il est nécessaire de distinguer différents cas de figure. Tout d’abord, le paramètre est-il significatif de la même façon sur les espèces animales et végétales ? En effet, le couvert végétal étant une composante directe de la connectivité des espèces animales, les paramètres influant directement sur la connectivité végétale sont en fait des paramètres indirects de la connectivité animale.


Le tableau 4 et la figure 18 synthétisent l’ensemble des paramètres propres à la carrière susceptibles d’agir sur la connectivité respectivement pour les espèces animales uniquement.

Tableau 4 : Paramètres propres à la carrière susceptibles d’influer sur la connectivité à l’échelle de la carrière. E : échelle spatiale ; T : échelle du territoire ; C : échelle de la carrière.

Paramètre E Effet sur la

connectivité Hypothèse de travail

Configuration des taches d’habitat (paysage)

C

T direct

Au sein de la carrière, les taches d’habitat contribuent à la connectivité dans la mesure où elles forment un corridor accessible continu ou discontinu et de taille suffisante. A l’échelle du territoire, la configuration des différentes carrières conditionne la connectivité du territoire dans la mesure où elles peuvent constituer des réseaux.

Age C indirect Avec l’âge évolue les communautés écologiques. La composition de l’habitat s’en trouve donc modifié.

Superficie C indirect La superficie joue positivement sur la diversité d’habitats et la proportion de zones de quiétude.

direct La texture du sol peut conditionner la dispersion (e.g. nécessité d’un sol sableux pour le Crapaud calamite, Denton et Beebee 1994).

Substrat C

indirect Le substrat conditionne la composition du couvert végétal et par conséquent la qualité de l’habitat.

direct La pente et les microclimats associés à la topographie conditionnent le coût de déplacement de l’habitat.

Topographie C

indirect Pente et microclimats conditionnent la composition du couvert végétal et par conséquent la qualité de l’habitat.

Fréquentation du public C direct La sur-fréquentation du site peut diminuer la qualité de l’habitat par effarouchement.

direct L’émission de poussières, le bruit, le déplacement d’engins et la disparition d’habitats peuvent avoir un impact négatif sur la qualité du milieu, induisant parfois un risque de mortalité.

Modes d’exploitation C

indirect Les pratiques d’exploitation sont à l’origine de la configuration des différents éléments du paysage (plans d’eau, reboisements).

Figure 18 : Paramètres propres à la carrière susceptibles d’agir sur la connectivité des espèces à l’échelle du site. Ce schéma distingue les effets directs (tracé orange) et les effets indirects (pointillés bleus).


D’un point de vue opérationnel, il est intéressant d’identifier les paramètres que peut contrôler directement l’exploitant. Les conclusions tirées des effets de ces paramètres sur la connectivité pourront être ainsi associées aux bonnes pratiques d’exploitation (étude d’impact et gestion sur le terrain). Les paramètres non contrôlables seront uniquement intégrés dans le modèle. D’autre part, nous nous intéressons en première approche aux carrières en activité uniquement. Ainsi, seuls les paramètres se rapportant aux carrières en activité seront retenus.

La fréquentation du public n’a pas lieu d’être au sein d’une carrière en activité dont l’accès est fermé au public. Nous ne retenons donc pas ce paramètre.

L’exploitant peut contrôler le mode d’exploitation de la carrière et ainsi les effets indirects sur les éléments du paysage (e.g. création de plans d’eau, cordons forestiers…), la topographie induite (e.g. pente des fronts de taille) et la superficie de sa carrière. La nature du substrat et le temps (i.e. âge de la carrière) ne peuvent pas être contrôlés. A l’échelle du territoire, l’exploitant peut contrôler une partie du paysage du territoire par la configuration du site en lien avec les taches d’habitats du territoire, et en particuliers avec les autres carrières.

Le projet de recherche ayant pour but de se focaliser sur la connectivité des espèces animales, nous ne retiendrons pas les paramètres influant sur la qualité du substrat comme habitat des espèces végétales. Nous raisonnerons directement sur la qualité du couvert végétal comme habitat des espèces animales.

Le tableau 5 suivant résume l’ensemble des paramètres retenus comme significatifs pour la connectivité des espèces animales en carrière active.

Tableau 5 : Paramètres de la carrière ayant une influence sur la connectivité. P : paramètre à intégrer dans les bonnes pratiques de l’exploitant. M : paramètres intégrés au modèle. E : échelle spatiale. C : échelle de la carrière. T : échelle du territoire.

Paramètres P M E Hypothèse de travail :

Effet sur la connectivité

Mode d’exploitation, décrit par : � le taux d’émission de poussières � l’intensité des circulations d’engins (nombre d’engins/jour) � la surface annuellement découverte

× C

+ si réduction des nuisances (poussières, mouvements…)

Fonction du comportement de dispersion de l’espèce.

Paysage au sein du site, décrit par : � le couvert végétal des éléments du paysage � leur topographie � la texture du substrat � plan d’eau : sinuosité, pente des berges, profondeur, nb îles

× × C Fonction du comportement de dispersion de l’espèce.

Age × C + avec l’’augmentation de l’âge pour les espèces non pionnières

Superficie × × C + avec l’augmentation de la superficie à l’échelle du site

Paysage du territoire, décrit par la configuration des taches d’habitat, et en particulier des différents sites de carrières (réseau de carrières)

× × T Fonction du comportement de dispersion de l’espèce.


Partie III : Définition du protocole d’expérience

I. Questions posées, objectifs et résultats attendus

Nous abordons ici la première phase du projet de recherche « Carrière et connectivité » dont l’objectif est de comprendre le rôle des carrières dans le fonctionnement de la connectivité du paysage. Ainsi, nous tenterons de répondre à ces deux questions :

1. Les carrières contribuent-elles à un gain ou une perte de connectivité ? Pour quelles espèces et à quelle intensité ?

2. Quelles sont les variables propres aux carrières favorisant ou défavorisant significativement le fonctionnement de la connectivité sur le site et son environnement ?

Pour répondre à ces questions, un protocole d’expérience doit être précisément défini. Or, la définition du protocole d’expérience sous-entend le choix de différents paramètres :

1. La variable principale à tester : Avant tout, il convient de déterminer quel effet spécifique de la carrière nous allons étudier, c’est-à-dire sur quelle variable va d’abord se concentrer l’étude (âge, modes d’exploitation…). Même si le projet a vocation à identifier l’ensemble des variables significatives sur la connectivité, il n’est pas possible de prime abord de tester la totalité de ces variables (auquel cas l’échantillonnage serait démesurément grand). Il convient donc de focaliser notre attention sur une première variable.

2. La méthode de mesure de la connectivité : Les méthodes de mesure de la connectivité sont nombreuses et très différentes dans leur manière de procéder (Partie I.I.B.4). Leur choix conditionnera fortement la manière dont l’échantillonnage sera conduit sur le terrain et dont les résultats pourront être analysés.

3. La région d’étude (au sens administratif) : La TVB définit la région administrative comme échelle adaptée pour la gestion des réseaux écologiques. A cette échelle sont définies les listes d’espèces déterminantes TVB régionales et les Schémas Régionaux de Cohérence Ecologique. De même, la révision des Schémas Départementaux des Carrières s’effectue le plus souvent à l’échelle régionale (e.g. révision des Schémas Alsace et Ile-de-France 2010). C’est donc à l’échelle de la région administrative que l’évaluation de l’effet des carrières sur la connectivité des réseaux écologiques sera cohérente. Enfin, se restreindre à une région donnée permet de minimiser les variations biogéographiques inter-sites.

4. Les espèces cibles et leur plan d’échantillonnage : Il convient de choisir les espèces cibles sur lesquelles les mesures de connectivité seront menées. La connectivité n’ayant de sens qu’au regard de l’espèce (Partie I. I. B), ce choix conditionnera l’ensemble des résultats et conclusions de l’étude.

5. Les sites de carrières à retenir pour l’échantillonnage : Le choix des sites de carrière retenus pour l’échantillonnage est le dernier aspect du protocole d’expérience à traiter. C’est au sein de ces sites et à leurs abords que seront menés les mesures de connectivité et inférés les résultats de l’étude. Leur choix doit donc être particulièrement raisonné.


II. Méthodologie

A. Choix de la variable à tester

1. Critère de sélection 1 : Variable significative

Afin de pouvoir détecter l’effet de la carrière sur la connectivité, nous retiendrons la variable pour laquelle la bibliographie observe l’effet le plus significatif sur la connectivité. Nous nous basons ainsi sur les résultats de la précédente étude bibliographie (Partie II.IV Tab. 5).

2. Critère de sélection 2 : Effets cumulés des carrières

La prise en compte de l’effet cumulé des carrières en activité sur la connectivité apparaît dans les études d’impact (Binninger 2010, communication orale) : l’industriel doit non seulement rendre compte de l’effet de sa carrière seule sur la connectivité, mais aussi de cet effet cumulé avec celui des autres carrières environnantes. Au sein des SDC, l’évaluation des effets est demandée à l’échelle du bassin d’exploitation voire du département ou même de la région. Concrètement, il est donc nécessaire d’étudier l’effet lié aux carrières isolées et aux groupements de carrières.

B. Choix de la méthode de mesure de la connectivité

1. Critère de sélection 1 : Approche par espèce

D’un point de vue scientifique, c’est l’approche par espèce qui s’impose (i.e. approche fonctionnelle). En effet puisque la connectivité est spécifique à l’espèce, cette approche permet d’obtenir les résultats les plus représentatifs des phénomènes observés (Partie I.I.B.4). De plus, la TVB s’appuie sur des espèces déterminantes. Enfin, l’étude d’impact sera conduite à l’échelle locale, dans un contexte où les enjeux de conservation s’organiseront autour de quelques espèces emblématiques. C’est donc bien une approche par espèce qu’il est nécessaire d’adopter.

2. Critère de sélection 2 : Méthode aisément reproductible

Un deuxième critère important est la capacité de reproductibilité de la méthode entre sites. Afin d’obtenir une variabilité minimale et les résultats les plus significatifs, nous visons un échantillonnage important. La méthode doit donc pouvoir facilement être implémentée sur un grand nombre de sites (≈50). De plus, la méthode doit pouvoir rendre compte de la connectivité à plusieurs échelles, dont l’échelle régionale (cohérence avec la TVB et les SDC).

3. Critère de sélection 3 : Mesure de la dispersion efficace

Nous choisissons de focaliser notre étude sur la connectivité au niveau des mouvements de dispersion efficaces. En effet, la dispersion efficace est le principal processus biologique expliquant le fonctionnement des populations et leurs échanges génétiques (Partie I.I.B.2).

C. Choix de la région d’étude

1. Critère de sélection 1 : Disponibilité d’un inventaire d’occupation du sol local

La mesure de la connectivité du paysage passe par la connaissance de l’occupation du sol d’un territoire. Cependant, peu de données précises d’occupation du sol sont aujourd’hui disponibles.

Il existe d’ores et déjà une base de données à l’échelle européenne nommée « Corine Land Cover ». Cependant, cette base propose une très grossière résolution, la surface de la plus petite unité cartographiée étant de 25 hectares. Ceci contraint son utilisation à de grandes échelles (1/250 000ème - 1/50 000ème), excluant ainsi l’échelle de l’étude d’impact (Fig. 19). De plus, cette résolution représente sur le terrain un maillage de 500 mètres de côté, entraînant la disparition de tous les objets d’une longueur ou largeur inférieure à 500 mètres (cours d’eau, rivières, plans d’eau, infrastructures linéaires de transport…).


L’unique moyen d’obtenir une information plus précise consiste donc à s’appuyer sur des bases de données locales, définies à l’échelle de la région ou à une échelle plus fine.

Figure 19 : Perte d’information du traitement Corine Land Cover. A gauche : photo satellite de l’occupation du sol (données brutes). A droite : données d’occupation du sol traitées sous Corine Land Cover ; la résolution de 500 m « gomme » une grande partie des éléments du paysage (rouge : zone urbaine ; jaune pâle : agricole ; jaune foncé : agricole à parcellaire complexe ; brun : agricole et naturelle ; bleu clair : plans d’eau ; bleu foncé : cours d’eau ; violet :carrières ; rose : espaces verts ; Sources : Corine Land Cover 2006, IFEN ; Google Map 2009).

2. Critère de sélection 2 : Existence de réseaux écologiques régionaux

L’objectif de l’étude est d’évaluer l’effet des carrières sur les réseaux écologiques. Avant tout, il convient donc d’identifier ces réseaux écologiques sur le territoire. Nous pouvons profiter de l’expérience de certaines régions ayant déjà identifié leurs réseaux écologiques majeurs à travers une TVB régionale. Outre la désignation des réseaux à conserver, ces schémas indiquent également les réseaux à créer ou à restaurer. Il est donc intéressant de voir dans quelle mesure les carrières peuvent contribuer ou non à cette politique de création/restauration écologique.

3. Critère de sélection 3 : Schéma Départemental des Carrières en cours de révision

Les Schémas Départementaux des Carrières fixent les zones d’exploitation futures à l’aide d’un diagnostic technico-économico-environnemental. En particulier, ce diagnostic vise à évaluer l’impact des carrières sur les réseaux écologiques à l’échelle régionale (e.g. révision du SDC d’Alsace) . La révision de ce schéma offre donc l’opportunité de comprendre la manière dont les politiques et institutions évaluent cet impact, d’identifier les zones à enjeux et éventuellement de bénéficier de leur travaux d’analyse.

4. Critère de sélection 4 : Nombre suffisant de sites

Puisque la connectivité sera mesurée aux abords et à l’intérieur des carrières, il est nécessaire de choisir une région comprenant un large panel de sites dont les caractéristiques seront conformes aux variables de contrôle. Ces facteurs seront fixés après avoir déterminé la variable à tester. Le nombre de sites à échantillonner sera également déduit de la variable à tester et de ses différents niveaux de stratification.

D. Choix des espèces cibles

Avant tout se pose la question du nombre d’espèces à étudier. Afin d’évaluer l’effet de la carrière sur la connectivité globale du paysage, nous choisirons deux espèces qui présenteraient une affinité antinomique vis-à-vis de la carrière sur leur connectivité :

1. une espèce dont la connectivité serait favorisée par la carrière 2. une espèce dont la connectivité serait défavorisée par la carrière.

Le choix d’un faible nombre d’espèces nous mène donc à réfléchir sur l’aspect qualitatif de la connectivité de la carrière, et non l’aspect quantitatif (Partie I. III.A.2). Ce dernier point pourra être exploré à l’avenir, à partir du moment où la connectivité d’un plus large cortège d’espèces sera étudiée.


1. Critère de sélection 1 : Besoin de connectivité

L’étude doit être cohérente avec la démarche TVB, stratégie nationale de gestion de la connectivité. Nous choisirons les espèces figurant parmi les listes déterminantes TVB régionales proposées par les CSRPN. Ces listes se basent sur un besoin de connectivité certifié par dire d’expert naturaliste.

Les espèces emblématiques régionales sans besoin avéré en connectivité seront exclues de la sélection (e.g. cas du Pique prune (Osmoderma eremita), MNHN 2010). C’est dans ce cas une question d’habitat à laquelle il faudra néanmoins répondre dans l’étude d’impact.

2. Critère de sélection 2 : Echantillonnage

La quantification de la connectivité fait intervenir des échantillonnages d’individus sur le terrain. Seules seront retenues les espèces dont la détection et la capture sont aisées, excluant ainsi les espèces trop rares ou trop discrètes. De plus, la méthode de capture peut modifier le comportement de dispersion de l’individu. Par exemple, la capture par piège à nourriture peut provoquer une fidélisation de l’individu au piège et ainsi biaiser la mesure. Les espèces concernées par ce phénomène seront également exclues.

3. Critère de sélection 3 : Implémentation des mesures de la dispersion

Nous retiendrons ensuite les espèces dont les caractéristiques conviennent le mieux à l’implémentation de la méthode de mesure de la dispersion.

4. Critère de sélection 4 : Généralisation

Afin de pouvoir généraliser nos résultats, les comportements de dispersion déduits de l’étude doivent être représentatifs de la plupart des cas de figure rencontrés sur la métropole. Ainsi, l’espèce ne doit pas être en limite d’aire de répartition dans la région choisie, auquel cas des phénomènes de dérive génétique et d’extinction locale peuvent être exacerbés, biaisant les mesures génétiques (Dubey 2009).

L’espèce candidate doit également être uniformément répartie sur la région et non se cantonner à quelques patchs fragmentés. Dans le cas contraire, l’échantillonnage sera rendu très difficile et les flux de gènes seront très restreints voire inexistants, et l’effet des carrières sur ces flux difficilement mesurable.

Enfin, rappelons que la finalité de l’étude est d’évaluer l’effet de la carrière sur la connectivité globale du paysage. Or, il n’existe pas une connectivité mais autant de connectivités qu’il existe de comportements de dispersion, donc autant de connectivités qu’il existe d’espèces. En un mot, l’effet de la carrière sur la connectivité n’est pas unique mais est spécifique à chaque espèce (Fig. 20).

Figure 20 : illustration schématique de la diversité des effets de la carrière sur la connectivité de la carrière. Dans l’exemple présent, l’effet serait positif pour les espèces rupestres telles que le Faucon pèlerin (Falco peregrinus) (flèches oranges) (a), négatif ou les espèces forestières telles que la Pie grièche écorcheur (Lanius collurio) (flèches bleues) (b) ou pour les espèces de lisière telles que les carabes (flèches vertes) (c). En conclusion : (1) les effets sont très variables selon les espèces et au sein d’une même classe (ici. les oiseaux). (2) Il n’est pas possible d’étudier l’effet des carrières sur une seule espèce d’oiseau et de généraliser ensuite ces résultats à l’ensemble des oiseaux. (Sources : Carrières de la Loire, www.oiseaux.net, www.insecte.org).


Puisqu’il n’est pas possible de tester les mesures sur l’ensemble des espèces métropolitaines, il est nécessaire de retenir uniquement quelques espèces qui soient représentatives d’un comportement de dispersion spécifique (e.g. espèce spécialiste des milieux forestiers, espèces spécialiste des milieux ouverts). Nous avons choisi de travailler initialement sur deux espèces ayant deux comportements de dispersion distincts (voir précédemment). Il est donc nécessaire de travailler au sein du même taxon (e .g. oiseaux, amphibiens) afin d’apprécier la variation du comportement de dispersion au sein d’un groupe biologiquement proche. Ceci permettra de déduire la précaution avec laquelle les résultats pourraient être généralisables entre espèces.

E. Choix des sites d’étude

1. Critère de sélection 1 : Isolement de l’effet de la carrière en termes de connectivité

Les flux de gènes mesurés aux abords des carrières seront comparés aux flux de gènes observés en l’absence de tout élément fragmentant. En fonction de l’écart entre ces valeurs seront déduits la nature de l’effet des carrières sur la connectivité : effet défavorable si les flux de gènes mesurés sont significativement inférieurs, favorable si les flux de gène sont identiques ou significativement supérieurs.

A l’échelle du territoire, les flux de gènes doivent donc suivre des tendances normales et ne doivent pas être perturbés par d’autres facteurs telles qu’un fort taux d’urbanisation ou une accumulation d’infrastructures linéaires (Hyla arborea : Pellet et al. 2004, Dubey 2009). De plus, nous cherchons à analyser l’effet seul de la carrière en termes de connectivité et non celui cumulé lié aux autres éléments fortement fragmentant du paysage (autoroutes, tissu urbain, réseau fluvial). Pour ces deux raisons, la carrière étudiée sera issue d’un territoire préférentiellement peu urbanisé (taux d’imperméabilisation <15 % dans un rayon de 500 m autour de la carrière, d’après Pellet et al. 2004) et ne devra pas être enclavé dans une matrice comportant des éléments fortement fragmentant dans un rayon égal à la distance de dispersion maximale de l’espèce considérée (e.g. nationale 2×2 voies, autoroutes et réseau fluvial).

2. Critère de sélection 2 : Présence de l’espèce cible

L’espèce cible doit évidemment être présente dans l’environnement proche de la carrière et éventuellement au sein même de la carrière. La distance maximale admise séparant la population environnante de la carrière est fonction de l’espèce : elle sera égale à la distance de dispersion maximale de l’espèce observée dans la littérature. Afin de mesurer d’éventuels flux de gènes entre population, la carrière doit être géographiquement encadrée par au minimum deux populations (voir Encadré 2, Fig. 18).

Les données d’inventaire sont issues des institutions naturalistes (e.g. Société Herpétologique de France pour la classe des amphibiens et des reptiles), des inventaires issus des études d’impact ICPE de carrières et des associations locales de protection de la Nature.

2. Critère de sélection 2 : Sélection conforme aux niveaux de stratification

A partir du moment où est fixée la variable principale à tester, différents niveaux de stratification seront déclinés. Par exemple, si nous choisissons de tester la variable « superficie » de la carrière, les niveaux de stratification seront les différentes superficies que peut recouvrir une carrière. Dans ce cas, un exemple de stratification à 4 facteurs serait de prendre les superficies de [0-24] ha, [25-49] ha, [50-75] ha et >75 ha. Par la suite, il sera nécessaire d’obtenir le même nombre de sites à échantillonner pour chaque facteur de stratification.

3. Critère de sélection 3 : Sélection conforme aux variables de contrôle

Il est d’autant plus aisé de tester un paramètre de la carrière si les autres paramètres ne varient pas. Une fois la variable principale fixée, il sera nécessaire de contrôler les autres variables. Ces variables sont appelées variables de contrôle. Dans un but de généralisation évident, leur valeur sera à fixer en fonction des situations les plus fréquemment rencontrées sur l’hexagone.


III. Résultats

A. Choix de l’effet à tester

1. Variable choisie

La seule façon de prendre en compte l’effet cumulé des carrières est de raisonner sur la base de leur densité. Cet indicateur est représentatif de la configuration du paysage et intègre les emboîtements d’échelle (Li et al. 2005). Le paysage étant une des variables significatives précédemment identifiées (Partie II), la densité est donc supposée influencer significativement la connectivité. Sur une zone d’étude donnée, la densité s’exprime par le nombre de sites par unité de surface (Gardner et al. 1987) (Eq. 1).

Équation 1 : Evaluation de la densité D de N carrières sur un territoire de surface A (en km2).

A

ND =

Cette métrique permet d’estimer à la fois le cumul des carrières et l’existence de réseaux de site. La densité s’éloigne quelque peu de la notion de grain définit par Forman et Godron (1986) car ne prend pas en compte le diamètre ou la surface des carrières (paramètres intégrés dans notre étude comme covariables). La zone d’étude correspondra à la zone tampon entourant la carrière, de rayon égal à la distance de dispersion maximale de l’espèce cible considérée. Dans le cas de zones chevauchantes, la zone d’étude correspondra à l’ensemble des zones en continuité (Fig 21) du moment où celles-ci ne sont pas traversées par un élément « barrière » pour la dispersion (e.g. cours d’eau, réseau autoroutier).

Figure 21 : Exemple de délimitation des zones d’étude avec une distance de déplacement de 1 km. A gauche : tracé d’une zone tampon de rayon 1 km autour de chaque carrière, donnant lieu à trois zones d’études Z1, Z2 et Z3. A droite : les zones de chevauchement (Z1 et Z2) sont assimilés à un seul territoire (Z’1) (Sources : IAU IDF : MOS 2008, carrières en activité 2009).

2. Niveaux de stratification

Afin de tester l’effet de la densité des carrières, 3 niveaux de stratification s’échelonneront le long d’un gradient de densité : densité faible (carrière isolée), moyenne, forte (Fig. 22).

Figure 22 : Présentation de l’effet densité et des 4 niveaux de stratification. Exemple fondé sur d’anciens sites de carrière alluvionnaire sur un territoire rectangulaire de 3 km

2 (Source : Géoportail).

Z1

Z2 Z3

Z’1

Z3


Etant intéressés par la potentielle mise en réseau des carrières, nous chercherons à distinguer deux types de configuration : le réseau linéaire et le réseau mosaïque. Un quatrième niveau sera donc ajouté, correspondant aux deux cas de forte densité rencontrés: le réseau linéaire et le réseau mosaïque.

3. Variables de contrôles

Une fois la variable principale identifiée (type de configuration/densité), il sera nécessaire de fixer dans la mesure du possible la valeur quantitative ou qualitative des autres variables : la topographie, le mode d’exploitation, le couvert végétal, le substrat, les caractéristiques du plan d’eau et la configuration des éléments du paysage. Ces variables sont désormais des variables de contrôles.

Il est cependant très probable qu’il ne puisse pas être possible de contrôler l’ensemble de ces variables. Ces paramètres non contrôlés seront intégrées dans l’analyse des effets de la carrière. Ce seront alors des covariables, dont les influences sur la connectivité seront également analysées.

B. Choix de la méthode de mesure de la connectivité

Les mesures directes de dispersion sont extrêmement coûteuses en temps et en énergie (Partie I.I.B.2, Bowne et Bowners 2004). De plus, nous avons choisi de focaliser notre étude sur la connectivité au niveau des mouvements de dispersion efficaces (i.e. flux de gènes). Or les mesures directes ne permettent pas d’évaluer les échanges réels d’individus et de flux de gènes entre populations (Horskins et al. 2006, Strasburg 2006).

Un des moyens d’étudier les flux de gènes au sein d’un paysage est d’utiliser des marqueurs génétiques neutres (i.e. non soumis à la sélection naturelle). Un marqueur génétique est un trait d’histoire de vie qui peut varier entre individus d’une même espèce (e.g. un individu aura la forme A du marqueur alors qu’on autre individu aura la forme B). La caractérisation d’individus sur un grand nombre de marqueurs (i.e. génotypage) permet d’estimer les différences génétiques entre individus (appelées aussi distances génétiques). Or, cette distance génétique est directement liée à la quantité de flux de gènes liant les populations dont sont originaires les flux. En conclusion :

� Si la plupart des formes des marqueurs portés par deux individus sont identiques, ces deux individus sont génétiquement proches ; ils sont donc issus de populations connectées. Le paysage offre une bonne connectivité entre ces deux populations

� Si au contraire la plupart de ces formes sont différentes, ces deux individus sont génétiquement éloignés ; ils sont donc issus de populations déconnectées. Le paysage est fragmenté entre ces deux populations.

La figure 23 illustre ce raisonnement.

Les microsatellites constituent les marqueurs génétiques les plus adéquats pour cette analyse (Schlotterer 2000). Ce sont des séquences d’ADN formés par une répétition continue de motifs composés de 2 à 10 nucléotides. Un très grand nombre d’espèces présente ces motifs en grande quantité, le génome d’une espèce pouvant présenter des milliers de loci1 microsatellites.

Transmis héréditairement et présentant une grand variabilité entre les individus (polymorphisme), ils constituent des marqueurs génétiques très largement utilisés pour l’estimation des flux de gènes et de la connectivité (e.g. pour les amphibiens : Bufo calamita : Stevens et al. 2006b, Hyla arborea : Angelone 2009, Bufo bufo : Scribner et al. 2001 ; pour les mammifères : Capreolus capreolus : Coulon et al. 2004 ; pour les invertébrés : Parnassius smintheus : Keyghobadi et al. 2005 ; pour les espèces végétales : Tetratheca paynterae : Butcher et al. 2009). La méthode d’évaluation de la connectivité sur la base des microsatellites est présentée dans l’encadré 2.

1 Un locus (pl. loci) correspond à l’emplacement précis de la séquence nucléotidique sur le chromosome.


Figure 23 : Comment déduire la connectivité du paysage à partir des distances génétiques ? Les deux populations oranges de crapaud présentent la même forme de marqueur génétique (A) ; ils sont génétiquement proches, ils échangent donc des individus : on en déduit que la connectivité du paysage est bonne entre ces deux populations. La population bleue présente une forme B du marqueur génétique. Elle est génétiquement éloignée des deux autres populations. Ces populations n’échangent pas d’individus. Le paysage est donc fragmenté entre ces deux populations (Sources : Google Map, passerieux.space-blogs.com).

Outre l’évaluation de la dispersion efficace des espèces, les microsatellites permettent de mesurer la taille d’une population, d’identifier la population d’origine d’un individu et de détecter des événements démographiques particuliers dans l’histoire de la population (e.g. forte réduction d’effectifs à un moment donné ou « goulot d’étranglement ») (Jehle et Arntzen 2002).

L’analyse génétique étant retenue pour la mesure de la connectivité, les espèces candidates doivent répondre à plusieurs critères permettant la faisabilité de ces analyses :

� Les espèces candidates ne doivent pas être sujettes à des phénomènes d’hybridation

� Des marqueurs génétiques devront avoir déjà été développés sur ces espèces, et en quantité suffisante (≈10)

� L’effet d’une carrière sur la structure génétique d’une population ne peut se mesurer qu’après un laps de temps fonction du temps de génération de l’espèce. Des espèces à taux de reproduction annuel seront donc préférentiellement choisies.

Encadré 2 : Les microsatellites appliqués à l’évaluation de la connectivité d’une carrière

1. Pour une espèce donnée, plusieurs populations doivent être identifiées aux abords et éventuellement au sein de la carrière (Fig. 19).

2. Des individus sont échantillonnés au sein de chaque population, et leur ADN est extrait.

3. Les microsatellites sont identifiés. Les différences de leur structure sont mesurées entre chaque individu, donnant les distances génétiques entre chaque individu et chaque population.

4. Le nombre de migrants se déduit des distance génétiques. Les taux de dispersion efficaces sont ainsi estimés.

5. En comparant les taux de dispersion entre les populations et l’occupation du sol les séparant (i.e. la carrière), il est possible de déduire quel type d’occupation du sol favorise ou non la dispersion, et en particulier quel rôle joue la carrière dans la dispersion de l’espèce.

Figure 24 : Evaluation de la connectivité de la carrière. 4 populations (cercles colorés) entourent la carrière (au centre). Les taux de dispersion entre les populations (flèches oranges) informent de la connectivité du paysage les séparant. (Source : Google Map).



Seules 5 régions possèdent une description locale de l’occupation du sol (Tab. 6), et seulement 3 régions sont conformes à nos critères de sélection : l’Alsace, l’Ile-de-France et le Nord-Pas de Calais.

Tableau 6 : Régions candidates pour la sélection de la région d’étude. Le tableau présente uniquement les régions présentant un inventaire d’occupation du sol local. Les régions retenues sont figurées en jaune (Sources : UNPG 2010).

Région Occupation du sol Réseau écologique Nb centres de

production SDC en révision

Alsace BDOCS- CIGAL 2003 78 2010-2011

Ile-de-France MOS 2007 33 2010-2011

Languedoc Roussillon OCSOL en cours (IPAMAC) 219 A venir

Nord Pas-de-Calais OCSOL - SIGALE 2003 20 2010 - 2011

PACA OCSOL en cours 123 Révisé/en cours

L’Ile-de-France possède une description particulièrement fine de son occupation du sol régionale: le Mode d’Occupation du Sol (MOS). Régulièrement mis à jour (1982, 1987, 1990, 1994, 1999, 2003 et 2008), cet inventaire donne une information de l’occupation du sol francilien de résolution 1 m avec une typologie de base en 83 postes (Foulard 2007). Les milieux naturels ou semi-naturels font également l’objet d’une typologie en 148 postes de résolution 1 m, l’EcoMOS (Mousset 2005). Cet inventaire fournit donc des données précises à la fois dans l’espace et dans le temps (recul de 28 ans). Ce dernier point permettra de comprendre l’historique du paysage, aspect fondamental dans l’étude de la connectivité. L’Alsace possède un SIG d’occupation du sol de résolution 2 m couvrant également une large période : 1984, 1992, 1995, 2003 et 2007. La typologie renseigne 63 classes d’occupation du sol pour les deux dernières années (Géoméditerranée 2004). Enfin, le Nord-Pas de Calais développe un SIG de résolution 5 m, renseignant sur les années 1990, 1998 et 2005 selon 32 classes (SIGALE 2010).

Les régions Nord-Pas de Calais et Alsace sont les plus avancées en matière de mise en œuvre d’un réseau écologique régional. Après avoir identifié leur propre réseau et les points de conflits éventuels, elles ont engagé une politique visant à accompagner techniquement et financièrement les actions sur le terrain en faveur de la gestion des réseaux : contrats Trame Verte et Biodiversité en Alsace (Dronneau 2006) ; contrats de corridor en Nord-Pas de Calais. Enfin, l’Ile-de-France a élaboré une ébauche des différentes sous-trames sur son territoire (Tossiti et Cauchetier 2007).

Même si l’Ile-de-France reste la région prioritairement candidate (sur la base de la description de son occupation du sol), elle ne semble pas pouvoir fournir un panel suffisamment large de sites. Dans ce cas, les régions Nord-Pas de Calais ou Alsace pourront être intégrées au plan d’échantillonnage.


D. Choix de l’espèce cible

1. Critère de sélection 1 : Besoin de connectivité

A ce jour, la TVB réduit à 4 le nombre de taxons à considérer : seuls les oiseaux, mammifères, amphibiens et les reptiles sont à ce jour inscrits dans les listes d’espèces déterminantes TVB (MNHN 2010). Puisque la région Ile-de-France a été désignée comme région d’étude prioritaire, notre première sélection est basée sur la liste d’espèces déterminante TVB provisoire de la région Ile-de-France.

Cette liste propose 27 espèces réparties entre 4 taxons (Arnal 2010). Le taxon des amphibiens semble le plus adapté à notre problématique. En effet, les amphibiens ont un besoin particulier de connectivité lié à leur migration saisonnière entre habitat terrestre et aquatique, habitats nécessaires à l’accomplissement de leur cycle de vie (Pope et al. 2000). La perte d’habitat et la fragmentation constituent la première menace pour ce taxon (Stuart et al. 2004, Cushman 2006). Les amphibiens issus de cette liste sont : le Crapaud commun (Bufo bufo), le Crapaud calamite (Bufo calamita), le Pélodyte ponctué (Pelodytes punctatus), la Rainette verte (Hyla arborea), le Triton alpestre (Triturus alpestris), leTriton crêté (Triturus cristatus), le Triton marbré (Triturus marmoratus) et le Triton ponctué (Triturus vulgaris).

2. Critère de sélection 2 : Echantillonnage

Le Pélodyte ponctué a été exclu car très discret et difficilement identifiable sur le terrain (Lescure 2010, communication orale). Les autres espèces répondent aux contraintes de l’échantillonnage.

3. Critère de sélection 3 : Implémentation des analyses génétiques

Nous avons retiré le Triton crêté et le Triton marbré qui ont un taux d’hybridation de l’ordre de 4% (Arntzen et Wallis 1991, Arntzen 2009). Les autres espèces ont déjà fait l’objet d’identification de microsatellites (Bufo calamita : Stevens et al. 2006b, Rowe et al. 1997, 2000 ; Bufo bufo : Hitchings et Beebee 1998, Martinez-Solano et Gonzalez 2008, Seppa et Laurila 1999, Brede et Beebee 2004 ; Hyla arborea : Andersen et al. 2004, Angelone et Holderegge 2009, Dubey et al. 2009 ; Triturus alpestris : Joly et Grolet 1996, Garner et al. 2003 ; Triturus vulgaris : Gonzales et al. 2002, Johanet et al. 2009).

4. Critère de sélection 4 : Généralisation

Le Triton alpestre et le Triton ponctué ne sont pas uniformément répartis en Ile-de-France : la répartition du premier se restreint essentiellement aux massifs boisés du Nord-est ; le second est en limite d’aire de répartition (SHF 2010). Pour ces raisons, ces deux espèces ont été éliminées. Ensuite, nous avons identifié a priori le comportement de dispersion des 3 espèces restantes en considérant leur affinité à l’écosystème « carrière ». Le tableau 7 suivant résume ces différents comportements.

Tableau 7 : Caractérisation préalable des comportements de dispersion des 3 espèces candidates (Bufo bufo, Bufo calamita, Hyla arborea) vis-à-vis de l’écosystème carrière.

Espèce Affinité vis-à-vis des

carrières Habitats favorables Sources

Bufo bufo Indifférente -défavorisée Forestier - lisière

Denton et Beebee 1994, Kovacs 2001, Scribner et al. 2001, ENCEM 2008, Hartel 2008, Janin et al. 2009, Lescure 2010 communication orale, Janin 2010 communication orale, Voetzel 2010 communication orale

Bufo calamita Très favorisée ouvert-minéral Denton et Beebee 1994, Stevens et al. 2004, Lescure 2010 communication orale, Voetzel 2010 communication orale

Hyla arborea Favorisée - indifférente Bocager - ouvert Kovacs 2001, Pellet et Neet 2001, Pellet et al. 2004, ENCEM 2008, Lescure 2010 communication orale, Voetzel 2010 communication orale

Recherchant les espèces les plus proches taxonomiquement parlant, il apparaît que le Crapaud commun et le Crapaud calamite sont deux espèces du même genre Bufo. Or, ces deux espèces présentent des comportements de dispersion antinomiques vis-à-vis de la carrière, du fait de la distinction de leur niche écologique (Denton et Beebee 1994). Ce point en fait deux cas d’étude particulièrement intéressant.


Conclusion

Le Crapaud commun (Bufo bufo) et le Crapaud calamite (Bufo calamita) seront les deux espèces cibles retenues pour l’étude. Comme hypothèse de travail, la connectivité du Crapaud commun est attendue comme défavorisée par la présence d’une carrière et inversement proportionnelle à la densité du réseau de carrières. Au contraire, la connectivité du Crapaud calamite est attendue comme favorisée par la présence d’une carrière et proportionnelle à la densité du réseau de carrière.


1. Critère de sélection 1 : isolement de l’effet de la carrière en termes de connectivité

Il est tout d’abord nécessaire de fixer l’échelle spatiale à laquelle peuvent s’observer des flux de gènes entre individus, et en particulier de fixer la distance de dispersion maximale des deux espèces cibles. D’une part, des observations notent cette distance respectivement à 5000 m et 4400 m pour Bufo bufo et Bufo calamita (Miaud et al. 2000). Cependant ces distances sont le plus souvent sous-estimées de part l’échelle d’étude (Trochet 2010, communication orale). Ainsi, Smith et Green (2005) proposent de fixer à 10 km l’échelle d’étude des amphibiens, échelle reprise également par Stevens et al. (2006b) pour Bufo calamita. Nous suivons donc cette option en fixant à 10 km la dispersion maximale de nos deux espèces cibles.

De ce fait, les zones d’études seront constituées des réseaux de carrières et de la zone de rayon 10 km entourant chaque site d’extraction (voir Fig. 22). En Ile-de-France, les 20 centres de production de roche meuble recensés (UNP 2010) se répartissent selon 50 sites d’extraction distincts (correspondant aux surfaces autorisées). Sans tenir compte des éléments fragmentant, l’ensemble de ces sites constituent 9 réseaux de carrières (voir Fig. 21 pour l’identification d’un réseau de carrières). Ensuite, les zones enclavées dans un rayon de 10 km par des éléments fragmentant forts tels qu’un réseau fluvial, un réseau routier large (2*2 voies ou plus) ou caractérisés par une urbanisation importante (>15 % dans le rayon des premiers 400 m) ont été éliminées. Il reste ainsi un total de 43 sites de roches meubles pour l’Ile de France, répartis selon 20 réseaux de densité variable. Étant donné la faible représentativité des différents types de configuration, nous avons élargi l’étude aux carrières de sables industriels dont les caractéristiques des sites d’extraction et les pratiques d’exploitation s’apparentent aux carrières de roche meuble. Les tableaux 8 et 9 présentent les caractéristiques des réseaux d’étude retenus.

Tableau 8 : Synthèse de l’échantillon de réseaux d’étude potentiels.

Type de configuration Nombre de

réseaux d’étude Densité min Densité max Densité moyenne Ecart type

Réseau isolé 12 0,003 0,029 0,0127 0,0096 Réseau « 2-3 carrières » 10 0,009 0,045 0,0208 0,012 Réseau mosaïque 0 Réseau linéaire 1 0,016 0,016 0,016 -

Nous obtenons une majorité de configurations de réseaux présentant peu de carrières (« carrières isolées » et « 2-3 carrières ». Ceci s’explique d’abord par le fait que les carrières en activité sont relativement distantes les unes des autres. D’autre part, l’importance des éléments fragmentant du paysage (réseau hydrographique) morcelle les réseaux potentiels en réseaux de plus petite taille. A titre d’exemple, la zone alluvionnaire de La Bassée (Seine-et-Marne) concentre à elle seule 16 sites d’extraction en activité distants de moins de 10 km. Néanmoins, la prise en compte du réseau hydrographique et du réseau autoroutier amène à ne retenir que 4 réseaux de 3 carrières ou moins (voir Tab.9, 2_RME_4, 2_RME_5, 2_RME_6 et 3_RME_1).

Bien que corrélée au nombre de carrières, la densité d’une configuration « carrière isolée » peut être plus importante que celle d’une configuration « 2-3 carrières » ; cette observation s’explique par la présence des éléments fragmentant qui réduisent la surface potentielle du réseau.


Enfin, et conformément aux attentes, les réseaux comportant 2 carrières ou plus sont principalement constitués de carrières alluvionnaires. En effet, le gisement alluvionnaire est restreint aux plaines alluviales, concentrant ainsi ce type d’exploitation à des zones de relativement faible étendue.

Tableau 9 : Liste des réseaux d’études potentiels et de leur caractéristiques : N sites prod = nombre de sites de production ; Stot sites prod = surface totale des sites de production au sein du même réseau ; S réseau = surface totale du réseau d’étude. La cartographie des différents réseaux est présentée en Annexe III.

Cas de figure Nom réseau

d’étude N sites prod

Stot sites prod (ha)

S réseau (km

2)

Densité N/S

(km2)

Mode d’exploitation

1_RME_1 1 28,7 304 0,003 Sablon, hors eau

1_RME_2 1 49,2 197,7 0,005 Sablon, hors eau

1_RME_3 1 197 118,1 0,008 Sablon, hors eau



1_RME_6 1 1380,8 34 0,029 Alluvionnaire, en eau

1_RME_7 1 32 35,2 0,028 Alluvionnaire, en eau





Isolé


2_RME_1 2 5070 200,9 0,010 Sablon, hors eau

2_RME_2 2 1077,7 72 0,028 Alluvionnaire, en eau

2_RME_3 2 782,3 57,3 0,035 Alluvionnaire, en eau







2-3 carrières

3_RME_3 3 482,5 187,7 0,016 Alluvionnaire, en eau et hors eau

Réseau linéaire 5_RME_1 5 1961,3 317 0,016 Sables industriels, hors eau

Le présent échantillon n’est pas représentatif pour les configurations de type « réseau linéaire et réseau mosaïque ». Un minimum de 3 réplications par type de configuration est en effet requis.

2. Présence de l’espèce cible

L’information de la présence de l’espèce cible en Ile-de-France repose sur la base d’inventaires provenant de sources variées : professionnels du granulat, institutions scientifiques (Muséum National d’Histoire Naturelle : Service du Patrimoine Naturel), associations naturalistes (Société Herpétologique de France, Association des Naturalistes de la Vallée du Loing), collectivités (Institut d’Aménagement et d’Urbanisme Ile-de-France) et indépendants. La précision de la localisation des observations est variable (de la localisation GPS au lieu dit, voir à la commune). Dans le cas où seule la localisation communale est renseignée, nous avons croisé ces communes avec l’inventaire des mares réalisé par l’Institut d’Aménagement et d’Urbaisme Ile-de-France (Cauchetier et Féral 1999). Les mares retenues sont ensuite identifiées comme la localisation de populations potentielles pour l’espèce considérée. Ces mares seront désormais appelées mares potentielles.

Le tableau 10 suivant présente l’abondance de populations d’espèces cibles au sein des réseaux potentiels d’études (site d’extraction et zone tampon de 10 km, éventuellement contraint par les éléments fragmentant).


Tableau 10 : Présence des populations d’espèces cibles au sein des réseaux potentiels d’étude En grisé sont présentées les réseaux comportant au moins une population potentielle (Sources non citées).

Crapaud calamite Crapaud commun

Cas de figure Nom réseau

potentiel Nombre total

de mares Nombre de

mares potentielles

Nombre d’observations

avérées

Nombre de mares

potentielles

Nombre d’observations

avérées

1_RME_1 431 0 0 0 0

1_RME_2 333 0 0 0 0

1_RME_3 141 0 0 0 0

1_RME_4 73 0 0 0 0

1_RME_5 22 0 0 1 0

1_RME_6 49 0 0 0 0

1_RME_7 47 0 0 0 1

1_RME_8 137 0 0 69 0

1_RME_9 318 0 0 0 0

1_RME_10 168 0 0 0 0

1_RME_11 181 0 0 120 0

Isolé

1_RME_12 115 0 0 2 0

2_RME_1 110 0 0 8 0

2_RME_2 29 0 0 2 0

2_RME_3 56 0 0 0 0

2_RME_4 404 0 0 176 0

2_RME_5 97 0 0 4 0

2_RME_6 89 0 1 0 0

2_RME_7 112 0 0 6 0

3_RME_1 173 0 0 15 0

3_RME_2 266 0 0 17 0

2-3 carrières

3_RME_3 48 0 1 3 1

> 5 carrières mosaïque - - - - - -

> 5 carrières linéaire 5_RME_1 137 0 0 0 0

Aucun réseau ne comporte suffisamment de populations avérées pour garantir une analyse efficace des flux de gènes. Ceci s’explique principalement par la faible quantité d’informations d’inventaire et du peu d’exhaustivité des bases de données collectées jusqu’alors. Ce manque de données touche particulièrement le cas du Crapaud calamite, espèce pour laquelle la Société Herpétologique de France possède des donnes restreintes au Parc de la Courneuve. Ceci peut être dû au fait que la répartition francilienne du Crapaud calamite se cantonne essentiellement aux milieux pionniers, et plus particulièrement aux carrières. Hors, les inventaires de carrière sont encore peu connus car issus généralement d’études d’impact ICPE confidentielles. En effet, la formalisation d’inventaires spécifiques aux carrières n’a émergée que très récemment (e.g. Association des Naturalistes de la Vallée de Loing, programme Roselière). Enfin, la région Ile-de-France étant particulièrement urbanisée, les populations d’amphibiens peuvent y être particulièrement rares et fragmentées, rendant difficile l’identification de réseaux de populations.

La cartographie des réseaux potentiels d’étude est présentée dans l’Annexe 2.

Conclusion

23 réseaux de carrières de roche meuble et sables industriels ont été identifiés sur l’Ile-de-France. Cet échantillon important n’est cependant pas représentatif de l’ensemble des configurations susceptibles d’être testées, la majorité des réseaux présentant un faible nombre de sites d’extraction et une faible densité. Le plan d’échantillonnage n’est donc pas complet. De plus, trop peu de données d’inventaire ont été collectées, ce qui rend ici impossible toute formalisation du plan d’expérience.


IV. Discussion

A. Choix des paramètres étudiés

La question de l’échelle temporelle de l’étude, et en particulier de la prise en compte de la période post exploitation (i.e. après fermeture de la carrière), avait été soulevé très en amont du projet. La profession considérait comme hors sujet la prise en compte de l’effet post-exploitation, cette phase n’étant plus soumise à la gestion du carrier. De cette façon, ce projet ne s’intéresse qu’à l’effet de la phase active de la carrière.

Cependant, si le potentiel écologique des carrières est reconnu dans le cas des carrières en activité, il l’est au moins autant pour les carrières inactives, et ce en particulier dans le cas de réaménagements écologiques (Kovacs 2001, Bzdon 2008, ENCEM 2008). Ainsi, l’effet cumulé des carrières post-exploitation peut avoir un effet significatif sur la connectivité des réseaux écologiques comme il l’est déjà observé localement (cas de l’Œdicnème criard (Burhinus oedicnemus) dans le secteur du Mantois, Baudouin 2010, communication personnelle). Il serait ainsi intéressant d’étendre l’étude aux réseaux de carrières post-exploitation, ces réseaux pouvant d’ailleurs être très développés (Fig.12). Toutefois, l’évolution de l’écosystème de la carrière post-exploitation est une inconnue dépendant essentiellement du mode de gestion choisi. En termes de modélisation, ceci implique qu’il ne serait pas possible de prédire exactement l’effet de la carrière post-exploitation sur le long terme mais uniquement en fonction de différents scénarios de gestion.

En conclusion, il pourrait être intéressant d’étendre l’étude aux carrières post-exploitation afin d’identifier l’effet des carrières sur la connectivité à long terme. Ceci permettrait d’intégrer le rôle des carrières dans la problématique des changements globaux dont le changement climatique est un cas particulier.

D’autre part, il est nécessaire de rappeler que ce premier plan d’expérience ne prend pas en compte les carrières de roche massive, et ce pour leur complexité relative (e.g. topographie marquée, influence de l’exposition des fronts de taille et micro-climats induits). Ce cas particulier sera cependant étudié dans un second temps.

B. Choix de la méthode d’analyse

Dans le cadre de l’analyse des flux de gènes sur la base de marqueurs génétiques, il convient de comparer les flux de gènes au niveau de la carrière avec les flux de gènes attendus en l’absence de fragmentation. Ceci sous-entend la connaissance du taux moyen d’échange de flux de gènes correspondant à une bonne connectivité. Dans le cas où la littérature n’informe pas ce point, une analyse des flux de gène sur un réseau témoin, en bon fonctionnement serait requis. L’estimation de ce taux moyen peut être évalué sur un secteur francilien ne présentant ni carrières, ni éléments fragmentant du paysage tels que les infrastructures linéaires ou des milieux supposés hostiles (e.g. milieux forestiers pour le Crapaud calamite).


La région Ile-de-France a été choisie comme candidate préférentielle, et ce principalement pour la disponibilité d’une information sur l’occupation du sol extrêmement précise dans le temps (historique des changements d’occupation du sol sur une période de 30 ans) et dans l’espace (résolution de 1 m).

Néanmoins, de part son caractère fortement urbanisé, cette région offre peu de réseaux de carrière non fragmentés par des infrastructures linéaires ou une forte urbanisation. Cette importante anthropisation induit également la fragmentation des habitats naturels et en particulier la fragilisation des populations d’amphibiens utilisés comme espèces cibles. Ceci peut rendre difficile l’identification de réseaux de population, comme nous avons pu le constater précédemment.


En conclusion, il sera nécessaire d’étendre l’échantillonnage à des régions supplémentaires, comportant notamment d’importants réseaux de carrières (e.g. configurations linéaire et mosaïque).

Parmi les régions candidates, le Nord-Pas de Calais possède peu de réseau de carrières de roche meuble et aucune carrière alluvionnaire. Les gisements alluvionnaires constituant la majorité des réseaux de carrières (voir précédemment), cette région ne pourra pas répondre à notre attente. Au contraire, l’Alsace comporte des réseaux de carrières alluvionnaires particulièrement étendus (Lethuillier 2010, communication personnelle). Cependant, avant de formaliser ce choix, il serait nécessaire d’évaluer la variabilité du comportement de dispersion des espèces cibles en fonction de l’aire biogéographique, la région Alsace et la région Ile-de-France appartenant à deux régions distinctes.

D. Choix de l’espèce

A ce stade, l’effet des carrières sur la connectivité sera testé uniquement sur 2 espèces. La complexité des phénomènes de dispersion et des interactions carrières-individus interdit en effet de travailler sur un panel large et diversifié d’espèces. Le choix de deux espèces proches taxonomiquement permet d’évaluer la variabilité de l’effet carrière au sein d’un taxon. Cette étape est en effet un préalable avant toute généralisation.

A terme, ce projet de recherche vise à évaluer l’effet des carrières sur l’ensemble des espèces déterminantes TVB. Dans ce cadre, des méthodes d’analyse de connectivité moins coûteuses en temps et en énergie que celles se basant sur les marqueurs génétiques pourront ensuite être implémentées (voir Janin et al. 2009).


Tout d’abord, il faut souligner la difficile identification des sites de carrière éloignés d’éléments fortement fragmentant. D’un point de vue du gisement, les carrières alluvionnaires sont généralement disposées longitudinalement au cours d’eau. Il n’est pas possible alors de s’affranchir de l’axe fluvial. Ce cas doit essentiellement être étudié selon les flux de gènes longitudinaux au cours d’eau (Fig. 25a). Cette question n’est pas soulevée dans le cas de carrières de sables tertiaires et des carrières de roche massive pour lesquelles les flux de gènes peuvent être étudiés de manière multidirectionnelle. Cependant, toute carrière se situe généralement proche de grandes infrastructures de communication pour cause de facilité de transports de granulats (Fig. 25b), rendant difficile l’isolement de l’effet carrière par rapport à ces éléments fragmentant. La place de ces éléments est d’autant plus importante que l’Ile-de-France est une région fortement urbanisée.

Figure 25 : (a) Structuration longitudinale des réseaux des carrières alluvionnaires (orange) le long des axes fluviaux (rouge) (b) : Structuration de l’environnement de la carrière par des grandes infrastructures de transport (ferré : tracé noir, autoroutier tracé violet, fluvial : tracé rouge). (Vert foncé : couvert arboré ; vert clair : couvert herbacé ; beige : espace agricole ; gris : espace urbain ; bleu : couvert en eau permanente. Sources : IAU IDF : MOS 2008, réseau ferré, réseau routier, réseau hydrographique).


L’importance des éléments fragmentant a ainsi rendu impossible l’analyse de 7 réseaux potentiels de roche meuble, ce qui ne signifie en rien que ces réseaux ne sont pas fonctionnels pour les espèces cibles considérées. D’autre part, ces réseaux confinés par les éléments fragmentant peuvent être fonctionnels pour certaines espèces susceptibles de s’affranchir de ces éléments (oiseaux, grande faune).

Pour finir, le plan d’expérience n’a pas peu être finalisé car un trop faible nombre de populations d’amphibien a été identifié sur les réseaux potentiels. Ceci peut provenir du fait que les espèces cibles sont très peu abondantes sur nos zones d’étude. Cependant, il semble que ce constat ait principalement pour origine la faible quantité de données collectées au cours du stage. Les données issues des carrières en activité ont été d’autant plus rares en raison de la timide contribution de la profession du granulat à la constitution de la base de données régionale. De plus, il apparaît que la base de données proposée par la SHF intègre relativement peu d’inventaires réalisés par d’autres structures, des inventaires naturalistes ponctuels aux structures institutionnalisées (e.g. Système d’Information sur la Nature et les Paysages). En réponse, un effort particulier devra être mis en ouvre afin de solliciter davantage les professionnels du granulat. De plus, une prospection systématique de l’ensemble des sources de données doit être réalisée. A ce titre, la base de données régionale du Système d’ Information sur la Nature et les Paysages sera prioritairement étudiée. Enfin, la contribution prévue du programme de suivi naturaliste de 15 carrières franciliennes (Roselière) permettra d’aliment significativement notre connaissance de la répartition de nos deux espèces cibles.

Conclusion

Il n‘a pas été possible de formaliser un plan d’échantillonnage représentatif de l’ensemble des configurations de réseaux souhaitées. Face à ce constat, il est nécessaire de concentrer l’effort sur la collecte de données d’inventaire, et en particuliers auprès des professionnels. D’autre part, l’aire d’étude doit être élargie à d’autres régions moins fragmentées que l’Ile-de-France.


Conclusion générale

Aujourd’hui, la question de la connectivité se pose de front à la profession du granulat. D’une part, l’étude d’impact doit pouvoir rendre compte de l’effet de l’exploitation des carrières sur la fonctionnalité des réseaux écologiques. D’autre part, les carrières peuvent offrir une opportunité pour les politiques de conservation. L’émergence de politiques fortes (Trame Verte et Bleue) souligne plus que jamais la portée de ces deux enjeux. Ainsi, le projet de recherche syndical portant sur l’évaluation de l’effet des carrières de granulats sur les réseaux écologiques tend à répondre à ces problématiques.

La définition du protocole d’expérience a permis d’identifier les paramètres à tester, la méthode d’analyse de la connectivité, les espèces cibles et une partie de l’aire d’étude. Cependant, la désignation des réseaux d’études n’a pas été finalisée, et ce principalement en raison d’un manque de données d’inventaire et probablement le choix d’une région trop fragmentée pour les espèces considérées. Dans la suite du projet, il sera nécessaire de concentrer d’abord l’effort de recherche sur la collecte de données d’inventaire et d’élargir l’aire d’étude à d’autres régions. Enfin, la question de la généralisation des résultats à un large panel d’espèces doit être rapidement traitée.

Remerciements

Je tiens tout d’abord à remercier mes tuteurs directs de stage pour leur disponibilité et leurs conseils avisés, à savoir Yves Adam (UNPG), Michel Baguette (MNHN), Aurélie Coulon (MNHN) et Damien Marage (AgroParisTech-Engref). Je remercie également l’ensemble des professionnels du granulat ayant eu l’amabilité de consacrer un temps précieux à ma problématique, ainsi que ceux de la communauté écologue pour leur aide précieuse tout au long de ce stage, particulièrement au personnel d’ENCEM.


Références

ACEMAV coll., Duguet R. & Melki F. ed. (2003) Les Amphibiens de France, Belgique et Luxembourg. Collection Parthénope, éditions Biotope, Mèze (France). 480 p.

Alday JG, Marrs RH et Martinez-Ruiz C (2009) The importance of topography and climate on short-term revegetation of coal wastes in Spain. Ecological Engineering 36 : 579-585.

Andersen LW, Fog K et Damgaard C (2004) Habitat fragmentation causes bottlenecks and inbreeding in the European tree frog (Hyla arborea). Proceedings of the Royal Society of London Series B-Biological Sciences. 271 : 1293-1302.

Andrén H (1994) Effects of habitat fragmentation on birds and mammals in landscapes with different proportions of suitable habitat: a review. Oikos, 71, 355-366.

Angelone S et Holderegger R (2009) Population genetics suggests effectiveness of habitat connectivity measures for the European tree frog in Switzerland. Journal of Applied Ecology. 46 : 879-887.

Arnal (2010) Etat des travaux du CSRPN IDF sur la Trame Verte et Bleue. Présentation à l’occasin de la 4ème

réunion du club Trame Verte et Bleue Ile-de-France, 23 juin 2010.

Arntzen JW et Wallis GP (1991) Restricted gene flowin a moving hybrid zone of the newt triturus-cristatus and triturus marmoratus in western France. Evolution. 45 : 805-826.

Arntzen KW (2009) Asymmetric viability of reciprocal-cross hybrids between crested and marbled newt (Triturus cristatus and Triturus marmoratus). Evolution 63 : 1191-1202.

Autoroutes du Sud de la France (2009) Requalification du réseau en faveur de la biodiversité. Lettre d’information au comité scientifique et technique n° 1. Septembre 2009.

Baguette M Et Van Dyck H (2007) Landscape connectivity and animal behavior: functional grain as a key determinant for dispersal. Landscape Ecol (2007) 22:1117–1129.

Baguette M, Coulon A, Hovestadt T et Clobert J (2010) Ecologie évolutive et paysages hétérogènes. Cours ED 227, 57 pp.

Baran P et Travade F (2010) Anguilles et ouvrages- Actions Recherche et Développement 2008-2010. Présentation - Restaurer la continuité écologique : un axe phare du Plan National de Gestion Anguille – Paris- 26 Janvier 2010.

Benes JI, Kepka P et Konvika M (2003) Limestone Quarries as Refuges for European Xerophilous Butterflies. Conservation Biology, 17 : 1058–1069.

Benett G et Mulongoy KJ (2006) Review of experience with ecological networks, corridors and buffer zones. Secretariat of the Convention on Biological Diversity, Montreal, Technical Series n°.23, 100 pp.

Berthoud G, Righetti A et Lebeau RP (2004) Réseau Ecologique National REN. Rapport final. Une vision pour l’interconnexion des espaces vitaux en Suisse. Cahiers de l’Environnement n° 373, Office fdéral de l’environnement, des forêts et du paysage. 132 pp.

Berthoud G (2010) Guide méthodologique des réseaux écologiques hiérarchisés. 139 pp.

de Biasy L, Lete LA et Charre Sara (2009) Réaliser une analyse fonctionnelle des espaces ouverts. Etude IAU Idf

Billot C, Engel CR, Rousvoal S, Kloareg B et Valero M (2003) Current patterns, habitat discontinuities and population genetic structure: the case of the kelp Laminaria digitata in the English Channel. Marine Ecology Progress Series, 253, 111–121.

Birard C (2008) Les corridors et la Trame nationale : état d’avancement et perspectives. Séminaire Technique des 9/10/11 Janvier 2008 - Parc naturel régional des Volcans d’Auvergne

Bonneviale M et Sacca C (2010) Identification d’une trame écologique interrégionale Projet expérimental associant 2 laboratoires de recherche et 12 Parcs naturels du Massif central aux Pyrénées. Journée de restitution de l’appel à projet TVB-PNR – 3à juin 2010 Paris.

Borgegard SO (1990) Vegetation development in abondaones gravel pits-effects of surrounding vegetation, substrate and regionality. Journal of Vegetation Science 1 : 675-682.

Boulet L (1996) Approche phytoécologique de la dynamique des végétations primaires dans les carrières de roches massives. Thèse, Université Rennes I, 567 p. + annexes.

Bournaud M, Ledant JP, Broyer JP et Richoux M (1982) L’espace étang dans ses rapports avec l’avifaune en période de nidification. Bulletin d’Ecologie 13: 125–144.

Bouvron M (2008) Projet d’évaluation des fonctions écologiques des milieux en France. Collection « Études et synthèses » de la Direction des Études Économiques et de l’Évaluation Environnementale (D4E). 01/40/79/53/97.


Borgegard SO (1990) Vegetation development in abondaones gravel pits-effects of surrounding vegetation, substrate and regionality. Journal of Vegetation Science 1 : 675-682.

Bowne DR et Bowners MA (2004) Interpatch movements in spatially structured populations: a literature review. Landscape Ecology 19:1–20.

Brandle M, Durka W et Altmoos M (2000) Diversity of surface dwelling beetle assemblages in open-cast lignite mines in Central Germany. Biodiversity and Conservation 9 : 1297-1311.

Brede EG et Beebee TJC (2004) Contrasting population structures in two sympatric anurans: implications for species conservation. Heredity. 92 : 110-117.

Brunaud E (1997) Dynamique de la recolonisation végétale des carrières sèches abandonnées. Stage DESS «Espace rural et environnement», Université Bourgogne, Labo. Ecol., 38 p + annexes.

Broquet T, Ray N, Petit E, Fryxell JM et Burel F (2006) Genetic isolation by distance and landscape connectivity in the American marten (Martes americana). Landscape Ecology (2006) 21:877–889.

Butcher PA, McNee SA et Krauss SL (2009) Genetic impacts of habitat loss on the rare ironstone endemic Tetratheca paynterae subsp. Paynterae Conserv Genet (2009) 10:1735–1746.

Bzdon G (2008) Gravel pits as habitat islands: floristic diversity and vegetation analysis. Polish Journal of Ecology 2 : 239-250.

Calabrese JM et Fagan WF (2004) A comparison-shopper’s guide to connectivity metrics. Front Ecol Environ 2(10): 529–536.

Cauchetier B et Féral A (1999) Méthode et guide d’utilisation de la base de données mares. Mémoire DU Informatique appliquée, février-juillet 1999, 31 pp.

Collinge SK et Forman RTT (1998) A conceptional model of land conversion processes – predictions and evidence from a microlandscape experiment with grassland insects. – Oikos 82: 66–84.

Collingham YC et Huntley B (2000) Impacts of habitat fragmentation and patch size upon migration rates Ecological Applications. 10(1): 131-144

Comolet-Tirman J (2010) Méthodologie de sélection des espèces déterminantes TVB pour l’avifaune. Document de travail du MNHN, février 2010

Convention on Biological Diversity (2005) Review of experience with ecological networks, corridors and buffer zones. Rapport CBD, Octobre 2005.

Coulon A, Cosson JF, Angibault JM, Cargnelutti B, Galan M, Morellet N, Petit E, Aulagnier S et Hewison AJM (2004) Landscape connectivity influences gene flow in a roe deer population inhabiting a fragmented landscape: an individual- based approach. Mol. Ecol. 13: 2841–2850.

COMOP « Trame verte et bleue » (2009a) Guide 1 : Enjeux et principes de la Trame Verte et Bleue.

COMOP « Trame verte et bleue » (2009b) Guide 2 : Appui méthodologique à l’élaboration régionale de la Trame Verte et Bleue.

COMOP « Trame verte et bleue » (2010) Guide 3 : Prise en compte des orientations nationales pour la préservation et la remise en bon état des continuités écologiques par les grandes infrastructures linéaires de l'État et de ses établissements publics.

Cushman SA, McKelvey KS, Hayden J et Schwartz MK (2006) Gene Flow in Complex Landscapes: Testing Multiple Hypotheses with Causal Modeling. The american naturalist 168 : 486-499.

Cushman SA (2006) Effects of habitat loss and fragmentation on amphibians: a review and prospectus. Biological Conservation 128: 231-240.

D’Almagne S et Collinet G (2009) Préservations et actions de promotion de la biodiversité sous les lignes de transport d’électricité en Ile-de-France-Les actions de partenariat mises en place par la région Ile-de-France, le Muséum National d’Histoire Naturelle et Réseau de Transport d’Electricité. Conférence de presse du 16 février 2009.

Decocq G (1994) La végétation recolonisatrice des anciennes carrières de phosphates du nord de la France : étude phytosociologique et syndynamique. DEA Compiègne, 148 p.

Denton JS et Beebee TJC (1993) The basis of niche separation during terrestrial life between two species of toad (Bufo bufo and Bufo calamita) : competition or specialisation? Oecologia 97 : 390-398.

Dronneau C (2006) Des subventions très incitatives. Espace Naturels n°14, Avril 2006.

Dubey S, Ursenbacher S, Pellet J et Fumagalli L (2009) Genetic differentiation in two European tree frog (Hyla arborea) metapopulations in contrasted landscapes of western Switzerland. Amphibia-Reptilia. 30 : 127-133.

Durbec A (1986) Sectorisation des berges de ballastières en eau. Application à l’étude des échanges hydrodynamiques avec la nappe phréatique d’Alsace, au Nord de Strasbourg. Thèse Univ. de Strasbourg. 204 p.


Ejsmont –Karabin J (1995) Rotifer occurrence in relation to age, depth and trophic state of quarry lakes. Hydrobiologia 313 : 21-28.

Elfstrom M, Swenson JE et Ball JP (2008) Selection of denning habitats by Scandinavian brown bears Ursus arctos. Wildlife Biillogy 14 : 176-187.

ENCEM (2004) Potentialités écologiques des carrières de roche calcaire. Etude ENCEM/UNPG. NP-C3-04-G.

ENCEM (2008) Carrières de roches massives – Potentialités écologiques. Analyse bibliographique et réflexions. ENCEM & CNC – UNPG.

Epperson BK (1995) Spatial distributions of genotypes under isolation by distance. Genetics, 140, 1431–1440.

Fischer J et Lindenmayer DB (2007) Landscape modification and habitat fragmentation: a synthesis. Glob Ecol Biogeogr 16:265– 280.

Forman et Godron (1986) Landscape ecology. Wiley & sons.

Foulard S (2007) 30 ans d’occupation du sol. Issu de Bases de connaissances sur le MOS, SIGR IAU Idf. http://www.iau-idf.fr/basemos/index.php

Fédération Nationale des Parcs Naturels Régionaux de France (2010) Etude sur les outils de nature contractuelle au service de la Trame Verte et Bleue. Présentation au groupe d’échange TVB du 7 mai 2010.

Frain M (1991) Approche phytosociologique de la dynamique des végétations primaires sur roches artificiellement dénudées en Auvergne, Velay et Limousin. Thèse de l’Université de Clermont-Ferrand II, 151 p.

Frochot B (1985) Population d’oiseaux et réaménagement des sablières. La recherche à l’Université de Bourgogne 1985-1986 : 204-206.

Frochot B et Godreau V (1995) Intérêt écologique des carrières, terrils et mines. Natures-Sciences-Sociétés, Hors-série : 66-76.

Frochot B (1993) Intérêt ornithologique des carrières sèches, objectifs et conditions de réaménagements. Actes des journées techniques AFIE, 7-8 oct. 1993, «Les pratiques du génie écologique - L’aménagement et la réhabilitation écologique des carrières sèches» : 45-51.

Frochot B (2000) Intérêt écologique et implications économiques des réaménagements de carrières. Méthodes d’évaluation et étude des trajectoires et vitesses d’évolution. Rapport du Programme «Recréer la Nature». Université de Bourgogne,

Dijon, 57 p.

Gardner RH, Milne BT, TurnerMG, et O'Neill RV (1987) Neutral models for the analysis of broad-scale landscape pattern. Landscape Ecology, 1, 19−28.

Garner TWJ, Schmidt BR, Hoeck P et Buskirk JV (2003) Di- and tetranucleotide microsatellite markers for the Alpine newt (Triturus alpestris): characterization and cross-priming in five congeners. Molecular Ecology Notes3 : 186-188.

Géoméditerranées (2004) BD OCS, Constitution d’une base de données « Occupation du sl » à partir d’images satellitaires. Rapport méthodologique (version 4), Région Alsace.

Gerbeaud-Maulin F et Long M (2008) La fragmentation des milieux naturels – Etat de l’art en la matière d’évaluation de l a fragmentation des milieux naturels. Rapport Direction Régionale de l’Environnement Provence Alpes Côte d’Azur 73 pp.

Gilpin M et Soulé ME (1986) Minimum viable populations: processes of species extinction. Conservation biology. The science of scarcity and diversity (ed M. E. Soule), pp. 19-34. Sinauer, Sunderland.

Girault V (2005) Mise en œuvre des corridors écologiques et/ou biologiques sur le territoire des Parcs Naturels Régionaux. Définition d’une méthodologie commune et recueil d’expériences. Rapport de stage FNPNRF. 127 pp.

Goldstein DB et Schlötterer C (1999). Microsatellites: Evolution and applications. Oxford: Oxford University Press.

González-Candelas F, Crnobrnja J, Kalezic ML et Moya A (2002) Gene flow rates in Yugoslavian populations of the smooth newt Triturus vulgaris. Journal of Evolutionary Biology 5 : 481–490.

Goodwin BJ et Fahrig L (2002) Effect of landscape structure on the movement behaviour of a specialized goldenrod beetle, Trirhabda borealis. Canadian Journal of Zoology 80: 24–35.

Guo XY, Komnitsas K et Li DL (2010) Correlation Between Herbaceous Species and Environmental Variables at the Abandoned Haizhou Coal Mining Site. Environmental Forensics 11 : 146-153.

Haapanen A (1974) Site tenacity of the common toad, Bufo bufo (L). Ann. Zool. Fenn. 11: 251 - 252.

Harrison S (1991) Local extinction in metapopulation context: an empirical evaluation. Gilpin M and Hanski I, editors. Metapopulation dynamics: empirical and theoretical investigations. Academic Press, London, UK.


Haynes KJ, Cronin JT (2006) Interpatch movement and edge effects: the role of behavioral responses to the landscape matrix. Oikos 113:43–54.

Hartel T, Nemes S et Demeter L (2008) Pond and landscape characteristics— which is more important for common toads (Bufo bufo)? A case study from central Romania. Applied Herpetology 5 : 1-12.

Hess G (1996) Disease in metapopulation models: Implications for conservation. Ecology 77:1617-1632.

Hess G (1994) Conservation corridors and contagious disease: A cautionary note. Conservation Biology 8:256-262.

Hilty JA, Lidicker WZ et Merenlender AM (2006) Corridor ecology. Island Press, 323 pp.

Hitchings SP et Beebee TJC (1998) Loss of genetic diversity and fitness in Common toad (Bufo bufo) populations isolated by inimical habitat. T. evol. Boil. 11 : 269-283.

Hobbs RJ et Hopkins A.JM (1991) The role of conservation corridors in a changing climate. In :D.A. Saunders et Hobbs,R.J.eds. Nature conservation2 : The role of corridors. 281-90. Chipping,Norton.NSW.Surrey beattty.

Horskins K, Mather PB et Wilson JC (2006) Corridors and connectivity: when use and function do not equate. Landscape Ecology, 21, 641–655.

Janin A, Léna JP, Ray N, Delacourt C, Allemand P et and Pierre Joly (2009). Assessing landscape connectivity with calibrate cost-distance modelling: predicting common toad distribution in a context of spreading agriculture. Journal of Applied Ecology, 46, 833–841.

Jefferson RG (1984) Quarries and wildlife conservation in the Yorkshire Wolds, England. Biological Conservation, 29 : 363-380.

Jehle R et Arntzen JW (2002) Microsatellite markers in amphibian conservation genetics. Herpetological Journal 12 : 1-9.

Johanet A, Picard D, Garner TWJ, Dawson DA, Morales-Hojas R, Jehle R, Peltier D et Lemaire C (2009) Characterization of microsatellite loci in two closely related Lissotriton newt species. Conservation Genetics 10 : 1903-1906.

Joly P et Grolet O (1996) Colonization dynamics of new ponds, and the age structure of colonizing Alpine newts, Triturus alpestris. Acta Oecologica-International Journal of Ecology 17 : 599-608.

Jongman RHG et Kristiansen IB (2002) Approches nationales et régionales pour les réseaux écologiques en Europe. Rapport Conseil de l’Europe. 96 pp.

Jonsen I et Taylor PD (2000) Fine-scale movement behaviors on calopterygid damselflies are influenced by landscape structure: an experimental manipulation. Oikos 88: 553–562.

Khan JA (1995) Conservation and management ot Gir-Lion-Sanctuary-and-National-Park, Gujarat, India. Biological conservation 73 : 183-188

Kalivodova E et Feriancova-Masarova Z (1998) Bird communities of the gravel pits in western Slovakia. Ekologia 17: 407–418.

Keyghobadi N, Roland J et Strobeck C (2005) Genetic differentiation and gene flow among populations of the alpine butterfly, Parnassius smintheus, vary with landscape connectivity. Molecular ecology 14 : 1897-1909.

Kovacs JC (2001) Le patrimoine écologique des zones humides issues de l’exploitation des carrières. Etude Ecosphère- Comité Nationale de la Charte Environnement de l’UNPG. 9 septembre 2001.

Kovacs JC (2009) Expertise écologique : vers de nouvelles perspectives. Présentation – Forum National UNPG/UNPG « Pour une contribution des carrières à la biodiversité », 26 Novembre 2009.

Kovar R, Brabec M, Vita R et Bocek R (2009) Spring migration distances of some Central European amphibian species. Amphibia-Reptilia 30 : 367-378.

Krauss J, Alfert T et Steffan-Dewenter I (2009) Habitat area but not habitat age determines wild bee richness in limestone quarries. Journal of Applied Ecology 46 : 194–202.

Krimer A, Tischew S, Ozinga WA, von Lampe M, Baasch A et van Groenendael JM (2008) Importance of regional species pools and functional traits in colonization processes: predicting re-colonization after large-scale destruction of ecosystems. Journal of Applied Ecology 2008, 45, 1523–1530.

Laguet S (2010) Mise en place d'un réseau d'îlots de vieux arbres en forêt de moyenne montagne, Massif de l'Epine (Savoie). Présentation ONF Forum des Gestionnaires, Paris, 30 et 31 mars 2010.

Laugier R (2010) Trame verte et bleue – une synthèse documentaire. Centre de Ressources Documentaires Aménagement Logement Nature (CRDALN), Mars 2010.

Laffitte P et Saunier C (2007) Les apports de la science et de la technologie au développement durable, Tome II : La biodiversité : l'autre choc ? L'autre chance ? Rapport fait au nom de l'Office parlementaire d'évaluation des choix scientifiques et technologiques n° 131 (2007-2008).


Li X, He HS, Bu R, Wen Q, Chang Y, Hua Y et Lia Y (2005) The adequacy of different landscape metrics for various landscape patterns. Pattern Recognition 38 : 2626-2638.

Le Corre JB (2009) Prendre en compte la biodiversité dans l’aménagement du territoire : la mise en place de la Trame Verte et Bleue. Rapport AgroPArisTech – ENGREF, Master Développement local et Aménagement du territoire, 93 pp.

Levey DJ, Bolker BM, Tewksbury JJ, Sargent S, et Haddad NM (2005) Effects of landscape corridors on seed dispersal by birds. Science Washington DC 309:146-148.

Loppi S et Pirintsos SA (2000) Effect of dust on epiphytic lichen vegetation in the mediterranean area (Italy and Greece). Israel Journal of Plant Sciences, 48 : 91-95.

Loveland TR et Hutcheson HL (1995) Monitoring changes in landscapes from satellite imagery. In Our living resources. A report to the nation on the distribution, abundance and health of U.S. plants, animals and ecosystems, eds. LaRoe ET, Farris GS, Puckett CE, Doran PD et Mac MJ, 468_473. Washington, DC : U.S. Department of the Interior National Biological Service.

Luquet E, Garner T, Léna JP, Bruel C, Joly P, Lengagne T, Grolet O et Plénet S (2010) Augmentation de l’impact du pathogène émergent Batrachochytrium dendrobatidis par l’érosion génétique dans les popualtions de rainette arboricole (Hyla arborea). Poster Colloque Ecologie 2010, Montpellier 2-4 septembre 2010.

MacArthur RH et Wilson EO (1967) The theory of island biogeography. Princeton, NJ : Princeton University Press.

Makosso J (1989) Exploitation de gravières en zones aquifères : impacts sur les débits et la qualité des eaux. Thèse Doct. INSA Lyon. 271 p.

Martinez-Solano I et Gonzalez EG (2008) Patterns of gene flow and source-sink dynamics in high altitude populations of the common toad Bufo bufo (Anura: Bufonidae). Biological Journal of the Linnean Society. 95 : 824-839.

McGarigal K, Cushman SA Neel MC et Ene E (2002) FRAGSTATS: Spatial Pattern Analysis Program for Categorical Maps. Computer software program produced by the authors at the University of Massachusetts, Amherst. http://www.umass.edu/landeco/research/fragstats/fragstats.html

MEA (2005) Millenium Ecosystem Assesment.

MEEDDM (2004) Stratégie Nationale pour la Biodiversité : enjeux, finalité, orientations. Rapport MEEDDM, 49 pp.

Merriam G (1984) Connectivity: a fundamental ecological characteristic of landscape pattern. – In: Brandt, J. and Agger, P. (eds), Proceedings of the 1st international seminar on methodology in landscape ecological research and planning. Roskilde Univ., Denmark, pp. 5–15.

Miaud C, Sanuy D et Avrillier JN (2000) Terrestrial movements of the natterjack toad Bufo calamita (Amphibia, Anura) in a semi-arid, agricultural landscape. Amphibia-Reptilia, 21, 357–369.

Michels E, Cottenie K, Neys L et al. (2001) Geographical and genetic distances among zooplankton populations in a set of interconnected ponds: a plea for using GIS modeling of the effective geographical distance. Molecular Ecology, 10, 1929–1938.

Miller K, Chang E, et Johnson N (2001) Defining Common Ground for the Mesoamerican Biological Corridor. Washington, DC: World Resources Institute.

Mitton JB (1995) Enzyme heterozygotie and development stability. Acta theriologica, Suppl 3 : 33-54.

MNHN (2010) Listes d’espèces déterminantes Trame Verte et Bleue – Modalités d’élaboration. Document de travail du 15 mars 2010. 12 pp.

Moilanen A et Hanski I (1998) Metapopulation dynamics : Effects of Habitat Quality and Landscape structure. Ecology 79 : 2503-2515.

Moilanen A et Nieminen M (2002) Simple Connectivity Measures in Spatial Ecology Ecology, 83 :1131-1145.

Mousset J (2005) Ecomos 2000 ou la cartographie détaillée des milieux naturels en Ile-de-France. Note Rapide sur l’environnement n° 388.

Mrzljak J et Wiegleb G (2000) Spider colonization of former brown coal mining areas - time or structure dependent? Landscape and Urban Planning 51 : 131-146.

Neomys (2000) Inventaires de 21 sites de carrières en Lorraine. Etude Neomys/UNPG.

Neomys (2002) Carrières, écosystèmes inattendus en Lorraine. Etude Neomys/UNPG.

Newmark WD (1987) A land-bridge Island perspective on mammalian extinctions in Western American Parks. Nature 325 : 430-432.

Newmark WD (1995) Extinction of mammal population in Western North-American national parks. Conservation Biology 9 : 512-526.


Noss RF (1987) Corridors in real landscapes: A reply to Simberloff and Cox. Conservation Biology 1:159-164.

Noss RF (1992) The Wildlands Project: Land Conservation Strategy. Wild Earth (special issue): 10–25.

Novak J et Prach K (2003) Vegetation succession in basalt quarries: Pattern on a landscape scale. Applied Vegetation Science 6 : 111-116.

Novak J et Konvicka M (2006) Proximity of valuable habitats affects succession patterns in abandoned quarries. Ecological Engineering 26 : 113-122.

Opdam P, Pouwels R, van Rooij S , Steingröver E et Vos CC (2008) Setting biodiversity targets in participatory regional planning: introducing ecoprofiles. Ecology and Society 13(1): 20.

Ostlie WR, Schneider RE, Aldrich JM, Faust TM, McKim RLB et Chaplin SJ (1997) The status of biodiversity in the Grat Plains. Arlington, VA: The Nature Conservancy.

Pellet J et Neet C (2001) La Rainette verte (Hyla arborea) dans le canton de Vaud: un état des lieux. Bull. Soc. Vaud. Sc. Nat. 4: 287-303.

Pellet J, Guisan A et Perrin N (2004) A concentric analysis of the impact of urbanization on the European tree frog in an agricultural landscape. Conservation Biology 18 : 1599-1606.

Picaud F (1998) Succession écologique chez les insectes orthoptères : application aux haldes de mines. Thèse de l’Université de Limoges.

Pope SE, Fahrig L et Merriam NG (2000) Landscape complementation and metapopulation effects on leopard frog populations. Ecology, 81, 2498– 2508.

Prach K et Pysek P (1999) How do species dominating in succession differ from others? Journal of Vegetation Science 10 : 383–392.

Quélennec T (2001) Le Grand Corbeau (Corvus corax) en Bretagne. Alauda, 69 : 19-24.

Quiblier S (2007) Les éléments de la recherche mobilisables pour la mise en œuvre des corridors biologiques- Choix des espèces cibles et identification des connaissances nécessaires. Rapport FNPNRF, décembre 2007.

Ray N (2005) Pathmatrix: a geographical information system tool to compute effective distances among samples. Molecular Ecology Notes, 5, 177–180.

Reed DH et Frankham R (2003) Correlation between fitness and genetic diversity. Conserv. Biol. 17, 230–237.

Rehounková K et Prach K (2006) Spontaneous vegetation succession in disused gravel-sand pits: role of local site and landscape factors. Journal of Vegetation Science, 17, 583–590.

Rodrigues ASL, Andelman SJ, Bakarr MI, Boitani L, Brooks TM, Cowling RM, Fishpool et al. (2004) Effectiveness of the global protected area network in representing species diversity. Nature 428 : 640 : 643.

Ronce O (2007) How does it feel to be like a rolling stone? Ten questions about dispersal evolution. Annual Review of Ecology, Evolution and Systematics, 38, 231-253.

Rosenberg DK, Noon BR et Meslow EC (1997) Biological corridors: form, function, and efficacy: Linear conservation areas may function as biological corridors, but they may not mitigate against additional habitat loss. BioScience 47 677-687.

Rousset F (2004) Genetic Structure and Selection in Subdivided Populations. Princeton University Press, Princeton.

Rowe G, Beebee TJC et Burke T (1997) PCR primers for polymorphic microsatellite loci in the anuran amphibian Bufo calamita. Molecular Ecology, 6, 401–402.

Rowe G, Beebee TJC et Burke T (2000a) A further four polymorphic microsatellite loci in the natterjack toad Bufo calamita. Conservation Genetics, 1, 371–372.

Rowe G, Beebee TJC et Burke T (2000b) A microsatellite analysis of natterjack toad, Bufo calamita, metapopulations. Oikos, 88, 641– 651.

Samson F et Knopf F (1994) Prairie conservation in North America. BioScience 44 : 418-421.

Santoul F, Figuerola J et Green AJ (2004) Importance of gravel pits for the conservation of waterbirds in the Garonne river floodplain (Southwest France). Biodiversity and conservation, 13 : 1231 – 1243.

Santoul F et Mastrorillo S (2004) Winter microhabitat distribution of coots (Fulica atra L.1758) on gravel-pit wetlands in the Garonne river floodplain, Southwest France. Belgian Journal of Zoology 134 : 5-8.

Santoul F, Gaujard A, Angélibert S , Mastrorillo S et Céréghino R (2009) Gravel pits support waterbirds diversity in an urban lanscape. Hydobiologia, 634 : 107-114


Sauveterre (1985) Evaluation des potentialités écologiques des sites de carrières après exploitation et modalités de leur restauration écologique. Ministère de l’environnement, Ministère du redéploiement industriel et du commerce extérieur & Comité de la taxe parafiscale sur les granulats, 73 p.

Schlotterer C (2000) Evolutionary dynamics of microsatellite DNA. Chromosoma 109 : 365-71.

Seppa P and Laurila A (1999) Genetic structure of island populations of the anurans Rana temporaria and Bufo bufo. Heredity. 82 : 309-317.

Scribner KT, Arntzen JW, Cruddace N, Oldham RS et Burke T (2001) Environmental correlates of toad abundance and population genetic diversity. Biological Conservation 98 : 201-210.

Système d'Information Géographique et d'Analyse de L'Environnement (2010) Atlas de l’occupation du sol du Nord-Pas de Calais. http://www.sigale.nordpasdeCalais.fr/CARTOTHEQUE/ATLAS/Occsol_2005/OccSol_2005.html

Simon NS, Chanson JS, Neil AC, Young BE, Rodrigues ASL, Fischman DL et Waller RW (2004) Status and Trends of Amphibian Declines and Extinctions Worldwide in Science Express on 14 October 2004, Science 3 December 2004: Vol. 306. no. 5702, pp. 1783 – 1786

Simont V et Dufrêne P (2007) Etude de la gestion différenciée de la RD940 entre Wimereux et Sangatte. PNR des Caps et Marais d’Opale.

Sinsch U (1989) Migratory behaviour of the common toad Bufo bufo and the natterjack toad Bufo calamita. In: Langton, T. E. S. (ed.), Amphibians and roads, proceedings of the toad tunnel conference. ACO Polymer Products, Bedfordshire, U.K., pp. 113_/125.

Sitzia T (2007) Hedgerows as corridors for woodland plants: a test on the Po Plain, northern Italy. Plant Ecology 188:235-252.

Smith MA, Green DM (2005) Dispersal and the metapopulation paradigm in amphibian ecology and conservation: are all amphibian populations metapopulations? Ecography, 28, 110–128.

Stamps JA, Buechner M et Krishnan VV (1987) The effects of edge permeability and habitat geometry on emigration from patches of habitat. American Naturalist 129: 533–552.

Stevens VM, Polus E, Wesselingh RA, Schtickzelle N et Baguette M (2004) Quantifying functional connectivity: experimental evidence for patch-specific resistance in the Natterjack toad (Bufo calamita) Landscape Ecology 19: 829–842, 2004.

Stevens VM, Leboulengé E, Wesselingh RA et Baguette M (2006a) Quantifying functional connectivity: experimental assessment of boundary permeability for the natterjack toad (Bufo calamita). Oecologia (2006) 150:161–171.

Stevens VM, Verkenne C, Vandewoestijne S, Wesselingh RA et Baguette M (2006b) Gene flow and functional connectivity in the natterjack toad. Molecular Ecology. 15 : 2333–2344.

Stevens VM et Baguette M (2008) Importance of Habitat Quality and Landscape Connectivity for the Persistence of Endangered Natterjack Toads. Conservation Biology, Volume 22, No. 5, 1194–1204.

STRA-CO (2003) Conseil pour la Stratégie Paneuropéenne de la Diversité Biologique et Paysagère. 7ème réunion, Palais des Nations, Genève, 30-31 janvier 2003.

Strasburg JL (2006) Conservation biology – roads and genetic connectivity. Nature, 440, 875–876.

Stuart SN, Chanson JS, Cox NA, Young BE, Rodrigues ASL, Fischman DL et Waller RW (2004) Status and trends of amphibian declines and extinction worldwide. Science 306, 1783-1786.

Tatoni T (2010) Définition des enjeux et pressions du territoire au démarrage de l’expérimentation du projet PACA. Journée de restitution de l’appel à projet Trame Verte et Bleue, 30 juin 2010.

Taylor et al. (1993) Connectivity is a vital element of landscape structure. Oikos 68, 571-573.

Tischendorf L et Fahrig L (2000) On the usage and measurement of landscape connectivity. Oikos 90: 7–19.

Tossiti A et Cauchetier B (2007) Les continuités écologiques. Note rapide sur l’environnement. N° 438.

Trouvilliez J (2010) Les carrières, une opportunité pour la Biodiversité. Colloque UNICEM de Bordeaux, 5/11/09.

Tropek R et Konvicka M (2008) Can quarries supplement rare xeric habitats in a piedmont region? Spiders of the Blansky les Mts, Czech Republic ? Land degradation and development. 19 : 104 – 114.

Tropek R, Spitzer L et Konvicka M (2008) Two groups of epigeic arthropods differ in colonising of piedmont quarries: the necessity of multi-taxa and life-history traits approaches in the monitoring studies. Community Ecology 9 : 177-184.

Turner ME, Stephens JC, Anderson WW (1982) Homozygosity and patch structure in plant populations as a result of nearestneighbor pollination. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 79, 203–207.


Turner (1989) Landscape ecology: the effect of pattern on process. Annual Review of Ecology and Systematics, 20, 171-197.

Ursic KA, Kenkel NC et Larson DW (1997) Revegetation dynamics of cliff faces in abandoned limestone quarries. Journal of Applied Ecology 2 : 289-303.

Van Den Brink FWB, Van Der Velde G, Buijse AD et Klink AG (2006) Biodiversity in the Lower Rhine and Meuse river-floodplains: Its significance for ecological river management. Aquatic ecology 129-149

Van der Sluis T, Bloemmen M, Bouwma IM (2004) European corridors: Strategies for corridor development for target species.

Vanpeene-Bruhier S (2003) Réaménagement forestier des carrières de granulats. CEMAGREF Editions, Antony, 319 p.

Vignieri SN (2005) Streams over mountains: influence of riparian connectivity on gene flow in the Pacific jumping mouse (Zapus trinotatus). Molecular Ecology 14 : 1925-1937.

Vos CC, Antonisse-De Jong AG, Goedhart PW et al. (2001) Genetic similarity as a measure for connectivity between fragmented populations of the moor frog (Rana arvalis). Heredity 86 : 598-608

Walker B, Hollin CS, Carpenter SR et al. (2004) Resilience, adaptability and transformability in social-ecological systems. Ecology and Society 9, n° 5.

Walker BH et Pearson L (2007) A resilience perspective of the SEEA. Ecological Economics 61 : 708-715.

Wheater CP et Cullen WR (1997) The flora and invertebrate fauna of abandoned limestone quarries in Derbyshire, United Kingdom. Restoration Ecology 5 : 77-84.

Wiens JA, Schooley RL et Weeks RD (1997) Patchy landscapes and animal movements: Do beetles percolate? Oikos 78: 257–264.

Winfree R, Dushoff J, Crone EE et al. (2005) Testing simple indices of habitat proximity. Am Nat 165:707–717

With KA (1994) Ontogenic shifts in how grasshoppers interact with landscape structure – an analysis of movement pattern. Functional Ecology 8: 477–485.

With KA, Gardner RH, et Turner MG (1997) Landscape connectivity and population distributions in heterogeneous environments. Oikos 78:151–169.

With KA, Cadaret SJ et Davis C (1999) Movement responses to patch structure in experimental fractal landscapes. Ecology 80: 1340–1353.

Wright S (1943) Isolation by distance. Genetics, 28, 114–138.

Wrobel JP (1980) Wechselbeziehungen zwischen Baggerseen und Grundwasser in gut durchlässigen Schottern. GWF, Wasser-Abwasser 4. (München) : 165-173.

Yuan JG, Fang W, Fan L, Chen Y, Wang DQ et Yang ZY (2006) Soil formation and vegetation establishment on the cliff face of abandoned quarries in the early stages of natural colonization. Restoration Ecology 14 : 349-356.


Annexe I: Personnes sources

Nom Structure Fonction Coordonnées AMSALLEM Jennifer Cemagref Ingénieur d’étude- projet

Trame Verte et Bleue [email protected] 04 67 54 87 54

ARNAL Gérard conseil scientifique régional du patrimoine naturel Ile-de-France

Président CSRPN Ile-de-France

[email protected] 01 30 45 27 96

BAGUETTE Michel Muséum National d’Histoire Naturelle

Laboratoire « Mécanismes adaptatifs », directeur adjoint


BUREL Françoise CNRS – Université de Rennes 1 Laboratoire EcoBio, directrice de recherche


CAUCHETIER Bernard Institut d’Aménagement et d’Urbanisme Ile-de-France

Département Environnement urbain et rural, chargé d’études


COULON Aurélie Muséum National d’Histoire Naturelle

Laboratoire « Mécanismes adaptatifs », Maître de conférence


De MASSARY Jean-Christophe

Muséum National d’Histoire Naturelle, Société Herpétologique de France

Service du patrimoine Naturel (chargé de mission), SHF correspondant régional Ile-de-France.


DESHAYES Michel Cemagref Conseil scientifique COMOP TVB


JANIN Agnès Université Claude Bernard – Lyon I

Laboratoire Ecologie des Hydrosystèmes Fluviaux, doctorante

[email protected] 4 72 44 80 00 poste 834 12

KAYADJANIAN Maxime

NaturParif, Système d’Information de la Nature et des Paysages (SINP)

Responsable du pôle observatoire NaturParif, correspondant régional Ile de France du SINP.

[email protected]

JOLY Pierre Université Claude Bernard – Lyon I

Laboratoire Ecologie des Hydrosystèmes Fluviaux, directeur de laboratoire


LAPRUN Marion Association des Naturalistes de la Vallée de Loing

Chargée de mission – Programme Roselière


LEFEUVRE Cyrille MEDDM, Bureau de l’intégration de la biodiversité dans les territoires

Chef du Bureau de l’intégration de la biodiversité dans les territoires

[email protected]

MARAGE Damien AgroParisTech-Engref Laboratoire d’études des ressources Forêt-Bois, Maître de conférences


MOUGEY Thierry Fédération des Parcs Naturels Régionaux de France

Pôle biodiversité et Gestion de l’espace


SALLES Elodie MEDDM, Bureau de l’intégration de la biodiversité dans les territoires

Chargée de mission Trame Verte et Bleue


THIBAULT Christian Institut d’Aménagement et d’Urbanisme Ile-de-France

Directeur du département Environnement urbain et rural


TROCHET Audrey CNRS Moulis Doctorante, dispersion des amphibiens

[email protected]

SORDELLO Romain Muséum National d’Histoire Naturelle

Service du Patrimoine Naturel, Chargé de mission Trame verte et bleue

[email protected]

FLAVENOT Théo - AgroParisTech/UNPG/MNHN – 02/08/2010 Evaluation de l’effet des carrières de granulat sur la connectivité des réseaux écologiques 60

Annexe II: Structures jouant un rôle sur la problématique de la connectivité en France

Liste des acronymes :

CC Comunauté de Communes, d’agglomération ou urbaine

CESRP Conservation des Espèces, Restauration et Suivi des Populations

CGDD Commissariat Général de Développement Durable

CSRPN Conseil Scientifique Régional du Patrimoine Naturel

CNRS Comité National de la Recherche Scientifique

DGALN Direction Générale de l’Aménagement, du Logement et de la Nature

DIREN Direction Régional de l’Environnement

FPNRF Fédération des Parcs Naturels Régionaux de France

PNR Parc Naturel Régional SPN Service du Patrimoine

Naturel TETIS Territoire, Environnement,

Télédétection et Information Spatiale

UNPG Union Nationale des Producteurs de Granulats

UNICEM Union Nationale des Industries de Carrières et de Matériaux de Construction


Annexe III (1/4) : Structures jouant un rôle sur la problématique de la connectivité en France

Sources : IAU IDF : MOS 2008, carrières 2009, mares.(Présence des espèces cibles non figurées)

Configuration « carrière isolée » (1/2) Légende 1_RME_1 1_RME_2 1_RME_3

1_RME_4 1_RME_5 1_RME_6 1_RME_7



Configuration « carrière isolée » (2/2) 1_RME_8 1_RME_9 1_RME_10 1_RME_11

1_RME_12



Configuration « réseau 2-3 carrières» (1/2) 2_RME_1 2_RME_2 2_RME_3 2_RME_4

2_RME_5 2_RME_6 2_RME_7 3_RME_1



Configuration « réseau 2-3 carrières» (2/2) 3_RME_2 3_RME_3

Configuration « réseau linéaire» 5_RME_1


Abstract

Habitat fragmentation is one of the main threats involved in the biodiversity erosion. Because quarries play an important function in land planning, this issue is a major concern for quarrying industry. On the one hand, the functionality of ecological corridors and landscape connectivity could be disturbed by quarrying. On the other hand, quarries create artificial lands which could become important alternative habitats for wildlife. This effect depends on species under consideration, technical way of quarrying, topography, age of the quarries, area and landscape at both local and global scale. In response to actual environmental political background (Grenelle of Environment, Green and Blue infrastructure), the quarrying industry has to account for its effect on the ecological corridor connectivity. In this context, the French Aggregates Association (Union Nationale des Producteurs de Granulats) has launched one research project which aims to assess the effect of the aggregates quarries on the ecological corridors connectivity. Based on genetic fluxes measurement (microsatellites), connectivity tests will be operated in the Ile-de-France area. Two species have been chosen for the study: the Natterjack toad (Bufo calamita) and the common toad (Bufo bufo). The landscape effect will be studied at both local and global scale: the local scale will inform on the role of the landscape in the quarry connectivity whereas global scale will account for the effect of the quarries density and network on landscape connectivity. An assessment tool based on a least-cost-path model will be computed in order to predict and assess the effect of the quarry landscape on the global connectivity.

Key words : aggregates, sand and gravel quarries – connectivity – fragmentation – ecological network – landscape ecology – Green and Blue Infrastructure – genetic fluxes – Natterjack toad – Common toad.


Résumé

La fragmentation des habitats constitue aujourd’hui l’une des principales menaces sur la biodiversité. En tant qu’acteur de l’aménagement du territoire, la profession des carrières de granulats est directement concernée par cette question. D’une part, les carrières peuvent modifier le fonctionnement des réseaux écologiques, et ce en fonction de l’espèce considérée, du mode d’exploitation de la carrière, de sa topographie, sa superficie, son âge et du paysage à l’échelle du site et du territoire. D’autre part, les carrières peuvent constituer un milieu naturel de substitution et contribuer de cette façon à la restauration des réseaux écologiques. Face à l’émergence de nouvelles politiques publiques (e.g. Grenelle de l’Environnement, Trame verte et Bleue), la profession doit être capable de rendre compte de son effet sur la connectivité des réseaux écologiques. Dans cette perspective, l’Union Nationale de Producteurs de Granulats (UNPG) lance un projet de recherche visant à évaluer l’effet des carrières de granulats sur la connectivité des réseaux écologiques. Les tests de connectivités basés sur l’analyse des flux de gènes (marqueurs microsatellites), seront menés sur un large panel de sites de carrière de roche meuble. Deux espèces d’amphibiens seront spécifiquement étudiées : le Crapaud calamite (Bufo calamita) et le Crapaud commun (Bufo bufo). L’effet lié au paysage de la carrière sera étudié selon deux échelles : l’échelle du site permettra de déterminer de quelle manière le paysage de la carrière peut influencer la connectivité du site-même, alors que l’échelle du territoire permettra d’évaluer le rôle de la densité des carrières et des réseaux qu’elles forment sur la connectivité du territoire. Un outil d’évaluation basé sur un modèle de chemin de moindre coût permettra d’évaluer et prédire l’effet du paysage de la carrière sur la connectivité de territoire.

Mots clés : carrières de granulats – connectivité - fragmentation –- réseaux écologiques – écologie du paysage - Trame Verte et Bleue – flux de gènes – Crapaud calamite – Crapaud commun.

Documents

rapport connectivit s 100910 - SIAFEEsiafee.agroparistech.fr/docrestreint.api/138/3cc3920cd1e1c6aeac5c8... · Maître de stage : Yves ADAM (Union Nationale des Producteurs de Granulats)