Les cours d'eau sont des systèmes dynamiques contrôlés d'abord par les facteurs physiques, même si les éléments biologiques contribuent à leur structuration. Trois mots-clés pourraient caractériser un « bon état » : processus, dynamique, et réversibilité. Les cours d'eau sont caractérisés par leur dynamique – l'état stable est une exception ou une altération – et par leur résilience face aux variations imposées par l'hydrologie. Ces caractéristiques sont liées à trois grandes catégories de processus : physiques – qui déterminent la morphodynamique fluviale –, biogéochimiques – qui régissent les flux de matière organique et d'énergie métabolique, et écologiques – qui conditionnent les possibilités de dispersion et de recolonisation des espèces. Dans un écosystème qui « fonctionne bien », les processus fonctionnels maintiennent une dynamique physique et biologique, assurant la réversibilité du système face aux perturbations d'origine naturelle ou anthropique.

Dispose-t-on des bonnes métriques pour évaluer ces processus ? La réponse est mitigée. Les bio-indicateurs mesurent par définition un état biologique, intégré sur une période qui dépend de la durée de vie des organismes. L'indice IBGN basé sur les invertébrés, le plus ancien et le plus utilisé, contient une information relativement pauvre (nombre de taxons et présence de taxons sensibles à la pollution). Il pourra facilement être complété par des métriques plus fonctionnelles, utilisant les traits biologiques des organismes, et des indices de structure des peuplements, comme l'équitabilité [48]. Les méthodes basées sur les diatomées traduisent qualitativement les perturbations des flux de matière organique et de nutriments ; il y manque un aspect quantitatif qui requiert des approches beaucoup plus lourdes pour évaluer la production primaire et le degré d'autotrophie/hétérotrophie du milieu [26,28]. En revanche, l'indice « poisson » récemment développé [40] intègre déjà des métriques fonctionnelles. Les méthodes basées sur les macrophytes actuelles (IBMR par exemple) restent mal adaptées aux exigences de la directive, puisqu'elles donnent essentiellement une image du niveau trophique des rivières et non l'état de son peuplement par les végétaux. La recherche des phytocénoses de référence permettra de progresser dans cette direction.

Ces méthodes, avec des améliorations indispensables pour les invertébrés, permettront de répondre aux exigences de la DCE pour l'évaluation de l'état écologique, mais elles restent insuffisantes pour porter un véritable diagnostic des causes d'altération. Il faut donc développer des approches permettant d'évaluer, aux échelles pertinentes d'espace et de temps, les perturbations des processus fonctionnels, en s'appuyant sur l'hypothèse heureusement vraisemblable que la variabilité spatiale et temporelle de ces processus est plus limitée que celle des états qu'ils engendrent.

La notion d'état (ou de conditions) de référence est essentielle dans la logique de la DCE et mérite une clarification. La référence n'est pas l'objectif fixé par la directive : c'est une situation repère, variable selon le contexte naturel, qui constitue le point de calage des métriques de bio-indication. Cette donnée fondamentale doit reposer sur des bases scientifiques solides. En revanche, la fixation d'une limite du bon état, harmonisée au niveau européen, relève, elle, d'un choix politique : quel est l'objectif écologiquement souhaitable, socialement acceptable, et économiquement réaliste ?

La référence n'est pas définie dans la DCE par une diversité biologique maximale, rarement observée dans la nature, mais à partir des pressions anthropiques : elle correspond à un niveau de pression suffisamment faible pour que l'impact au niveau du fonctionnement de l'écosystème et des communautés biologiques soit négligeable (c'est-à-dire difficilement discernable de la variabilité naturelle, ou très localisé). Mettre l'accent sur les processus fondamentaux permet alors de chercher des références dans des bassins où l'occupation humaine n'a pas modifié significativement ces processus : hydrologie et dynamique fluviale non entravées par des ouvrages, flux de matière organique et de nutriments faiblement modifiés, connectivité latérale et longitudinale maintenue, etc. Les conditions de référence sont alors définies par l'enveloppe de variabilité des paramètres biologiques observés dans ces situations. Il s'agit donc bien d'une définition statistique intégrant la variabilité naturelle, à la fois locale et temporelle à court terme. Dans cette optique, on s'appuiera sur des grandeurs robustes, comme la médiane, pour définir les valeurs de référence des métriques de bio-indication. Le recours à la modélisation (à l'exemple du bassin de la Seine, abordé ci-après), voire à des données historiques [12] ou paléo-écologiques (pour les lacs), aidera aussi à reconstituer les conditions de référence de certains types de milieux, pour lesquels aucun site non impacté n'est disponible.

Enfin, ces conditions de référence ne sont pas figées dans le temps. Les évolutions morphologiques à long terme, sous l'influence des variations climatiques ou de la végétation des bassins, conduisent à ce que le milieu physique ne soit donc pas stationnaire. Mais si les processus d'ajustement morphodynamiques ne sont pas entravés par des ouvrages structurants (digues, barrages...), et si les dynamiques écologiques sont actives – ce qui suppose le maintien du stock d'espèces et des connectivités du système – l'hypothèse de base est que la biocénose s'adaptera à l'évolution naturelle des conditions physiques. Autrement dit, les conditions de référence ne correspondent pas nécessairement à un passé plus ou moins lointain, mais à une biocénose en adaptation permanente à un milieu physique en « déséquilibre dynamique ».

Les changements climatiques en cours laissent augurer à la fois une évolution rapide des conditions thermiques et une forte variabilité hydrologique inter-annuelle. De ce point de vue, il sera essentiel de mettre en place un suivi à long terme des sites de référence, de manière à pouvoir prendre en compte l'influence de ces événements sur les conditions de référence biologiques.

La mise en œuvre de ces concepts pose une question pratique : comment aborder la complexité des systèmes socio-écologiques ? L'une des principales innovations de la DCE est de faire référence au contexte géographique naturel, les conditions de référence devant être établies par type de milieu. D'où l'importance d'une bonne typologie, basée sur les processus qui génèrent les différents types. L'approche développée en France est une régionalisation appuyée sur les théories de contrôle hiérarchique des hydrosystèmes, et l'emboîtement des échelles physiques du bassin jusqu'au micro-habitat.

À l'échelle locale, la biodiversité et la productivité des communautés vivantes répondent aux « facteurs-clés » que sont le climat aquatique (physicochimie de l'eau), les ressources trophiques (endogènes et exogènes) et l'habitat physique (hydraulique, substrat), qui conditionne largement les deux autres. À l'échelle du tronçon, ces facteurs-clés dépendent de l'hydrologie, de la morphologie et de la végétation rivulaire : ces « facteurs de contrôle » déterminent la morphodynamique fluviale et la connectivité du système. Finalement, à une échelle régionale, ces facteurs dépendent des « déterminants primaires » que sont la géologie (nature des roches), le relief et le climat.

L'approche écorégionale des cours d'eau, initiée aux États-Unis [41], connaît un succès grandissant avec la généralisation de la gestion par bassins. Les premières démarches en ce sens en France, appuyées sur des données physiographiques et phyto-écologiques [25], ont été complétées en introduisant les caractéristiques hydrologiques comme des intégrateurs essentiels des informations de la typologie [46], et ont servi pour l'élaboration de certains SDAGE [1].

Les « hydro-écorégions » (HER) s'appuient sur les caractéristiques géophysiques et climatiques ; la recherche des discontinuités spatiales de ces déterminants primaires permet de délimiter des régions, en faisant l'hypothèse qu'à l'intérieur d'une même HER, les cours d'eau présenteront des caractéristiques physiques et biologiques similaires. Développée initialement sur le bassin de la Loire [51], puis sur le Bassin amazonien bolivien [52], cette approche a été appliquée au territoire métropolitain [53] (Fig. 1).

Ces hydro-écorégions, définies à deux niveaux emboîtés (HER-1 et HER-2), correspondent à des ensembles (relativement) homogènes en termes de processus physiques et bio-géochimiques dominants. Chaque polygone est caractérisé par une distribution de paramètres géographiques (lithologie, altitude, pentes, hydrographie, température, précipitations). Le niveau 2, plus précis, permet un couplage avec certains modèles à base physique, ce qui ouvre la voie à un changement d'échelle spatiale.

Pour aboutir à une typologie des tronçons de cours d'eau – les « masses d'eau » selon la DCE –, il faut intégrer la dimension longitudinale du réseau, c'est-à-dire la taille du cours d'eau, dont dépendent nombre de caractéristiques physiques et biologiques. La méthode retenue, simple et éprouvée, est l'ordination par rangs de Strahler, qui présente deux avantages majeurs :

• – les changements de rang se produisent aux confluences principales (cours d'eau de même taille), qui induisent des discontinuités dans la structure physique et biologique ;
• – les rangs reflètent assez bien les volumes écoulés en hautes eaux, et il s'ensuit que des tronçons de même rang auront des lits de dimensions comparables, même dans différents contextes géologiques et climatiques.

La typologie de base, adoptée en France pour la DCE, correspond donc au croisement « HER × rang », affiné pour tenir compte des particularités locales.

Dans les différents contextes où cette méthode a été appliquée, des validations ont été réalisées à partir de données acquises indépendamment au niveau des cours d'eau. Dans l'ensemble, les HER expliquent une part prépondérante de la variabilité observée sur les paramètres physiques, chimiques et biologiques. À l'échelle de la France, on a pu montrer que la discrimination des peuplements d'invertébrés par les HER est sensiblement équivalente à celle de classifications automatiques effectuées directement sur la faune [53]. Cette typologie permet donc de caractériser statistiquement, de manière assez robuste, l'enveloppe de variabilité des conditions locales. Elle constitue une base pratique pour la spatialisation des conditions de référence biologiques : les valeurs de référence de l'indice IBGN (noté sur 20) varient de 14 à 19 selon les HER. Ce travail a permis de proposer une première hypothèse de limite du « bon état », harmonisée entre les différentes régions.

Durant la crise du petit âge glaciaire (1350–1860 environ) dans les Alpes, dans un contexte de très fort défrichement des versants et de recul sévère du couvert forestier, des épisodes météorologiques (dont on cerne encore mal les caractéristiques en termes de saisonnalité, de fréquence et d'intensité) ont produit des écoulements et des transports solides, qui se sont traduits par un accroissement des débits de crue et par une très forte augmentation des débits solides grossiers. La réponse des lits fluviaux et torrentiels a été l'engorgement des lits fluviaux, qui s'est manifesté de manière généralisée par un exhaussement des profils en long et par l'extension du style fluvial en tresses. Dans le haut Diois, la crise torrentielle a été discontinue au long du XIX^e siècle, avec des périodes de crise marquées par la réponse précédente (1800–1820, 1840–1843, 1856–1875 environ), séparées par des périodes de répit caractérisées par le déstockage sédimentaire (1820–1840 ; 1843–1850 notamment). La « sortie » du petit âge glaciaire ou plutôt du « petit âge torrentiel » dans cette partie des Alpes [9] s'est faite très progressivement, car elle a succédé à une crise qui fut sans doute d'une extrême importance dans le haut Diois, en réponse à l'épisode catastrophique d'août 1856. On peut considérer que la transformation des lits fluviaux s'est faite progressivement de 1875 (plus ancienne date connue [47]) à nos jours suivant un rythme mal cerné, mais qui reflète les effets de la recolonisation végétale des versants, effets dont l'importance relative paraît supérieure aux effets du changement climatique [36,37]. De manière générale, les cours d'eau de rang inférieur sont plus réactifs que les cours d'eau de rang supérieur dans les périodes de crise et de rupture après un épisode catastrophique. Dans une phase longue de sortie de crise (ici le XX^e siècle), les cours d'eau de rang supérieur tendent à évoluer avec un temps de décalage au terme duquel l'ensemble de l'hydrosystème est stabilisé et résilient dans un environnement peu réactif, du fait des caractères conférés au système hydrologique et sédimentaire par le dense couvert boisé (Fig. 2).

Cet exemple de la dynamique des cours d'eau alpins, dont la démonstration vaut pour l'ensemble des Alpes et au-delà, montre qu'il serait souhaitable d'intégrer les situations de déséquilibre dynamique dans la caractérisation des états de référence. Le début et la fin d'une phase de métamorphose imposent au système fluvial des cours d'eau à forte énergie une situation de déséquilibre dynamique, qui se prolonge sur plusieurs décennies et qui, souvent, est d'une longueur telle qu'elle peut se superposer au rythme de la variabilité naturelle des conditions climatiques. Les cours d'eau européens, notamment ceux de montagne, sensibles aux ajustements naturels, sont actuellement dans la phase de sortie du petit âge glaciaire ; ils sont quasiment tous en situation de déséquilibre dynamique, sans faire référence aux impacts de grands aménagements hydrauliques, et on ne sait quand l'équilibre sera atteint après l'épuisement des stocks sédimentaires de fond de vallée. Il convient donc de prendre en compte ces héritages du passé, comme, par exemple, la présence, dans le lit mineur des rivières, de matériaux correspondant à une autre dynamique (plus active) et à d'autres processus parfois non fluviaux (périglaciaires par exemple) ; dans le lit majeur, de paléoformes (d'anciens méandres), qui sont d'un intérêt écologique particulier, puisqu'elles ne sont plus renouvelables. Dans l'exemple du Diois ci-dessus, il s'agit d'aspects non immédiatement visibles, en l'occurrence des stocks sédimentaires hérités de phases d'ajustement à l'excès relatif de charge de fond en provenance des versants ; l'ajustement à de nouvelles conditions de débit et de transport solide a déjà pris plus d'un siècle et n'est pas terminé, c'est-à-dire que le déstockage sédimentaire va se poursuivre, notamment sur les branches principales qui ne sont pas encore réellement touchées par l'érosion progressive : le déstockage commence par l'amont, dans un système torrentiel soumis à ce type d'évolution [36,48].

La question, qui vaut d'être posée avant toute opération de restauration éventuellement coûteuse, est donc de savoir quel peut être l'état de référence dans un système fluvial non stabilisé :

• – quelles sont les rivières insensibles aux ajustements sous effets de métamorphoses sous contrôle naturel et d'impacts ? Dans ce cas, la question ne se pose pas ;
• – quelles sont au contraire les rivières en état de déséquilibre dynamique ou en phase de réajustement ?
• – sur ces dernières rivières, quelle sera la durée de la période permettant à la relaxation d'atteindre son terme après perturbation ?
• – quel y serait l'état du système au terme de la phase de réajustement, si les conditions actuelles étaient pérennisées ? Cet état serait l'état de référence à prendre en compte pour la DCE.

On peut concevoir, en effet, que l'état du système après retour à l'équilibre, sans intervention de restauration, soit plus évolué (dégradé ?) que l'actuel ; dans ce cas, des actions de restauration prématurées ne pourraient remplir leur objectif.

Si les eaux superficielles et les eaux souterraines sont très souvent connectées sur le plan hydraulique [42,54], elles ont un mode de fonctionnement qui diffère au moins sur deux aspects : par les échelles de temps impliquées dans leur dynamique, et par les processus qui impriment leur qualité.

Les eaux souterraines, pour la plupart en état transitoire perpétuel, sont caractérisées par une inertie souvent forte, liée, d'une part, à la grande dimension et aux géométries complexes et imbriquées des réservoirs qui les contiennent et, d'autre part, aux propriétés hydrauliques qui régissent les mouvements et transferts dans le sous-sol. Exception faite des karsts, les eaux souterraines sont des systèmes qui sont dotés d'une capacité de résilience souvent plus importante que les eaux de surface, mais avec un pouvoir de réversibilité inférieur (en tous cas au moins en apparence et à l'échelle humaine).

Par ailleurs, la qualité naturelle intrinsèque des eaux superficielles est contrôlée par des facteurs à la fois physiques, biologiques et chimiques, alors que celle des eaux souterraines est déterminée pour l'essentiel par des processus d'ordre physicochimique, et notamment par les interactions avec la matrice rocheuse durant leurs transferts dans le sous-sol et par les échanges de flux internes entre les différents réservoirs qui constituent le système aquifère. Il existe souvent une relation entre la qualité des eaux et le niveau des nappes, particulièrement dans les réservoirs stratifiés hétérogènes, dans lesquels la constitution chimique des eaux peut évoluer en fonction du degré de saturation des horizons aquifères.

Aux constituants présents naturellement dans les eaux s'ajoutent, par le biais de ruissellements directs ou indirects vers les eaux superficielles, ou par des infiltrations depuis la surface vers les nappes, des polluants issus de l'activité anthropique, qui viennent se surimposer aux faciès naturels, et ainsi perturber et altérer les équilibres en place. Là encore, dans le cas des eaux souterraines, une relation entre la qualité et la quantité peut exister ; le rôle des battements de nappe dans la mise en solution périodique de polluants est par exemple aujourd'hui bien reconnu.

La DCE reconnaît et intègre en bonne partie la complexité du fonctionnement des eaux naturelles continentales, et ouvre de ce fait plus grande la voie d'une gestion intégrée et d'un développement durable des eaux souterraines. Il faut cependant regretter (c'est un des ses points faibles) que le texte ne se focalise que sur l'impact que peuvent avoir les eaux souterraines sur la quantité et la qualité des eaux de surface, et non sur le phénomène inverse également, qui reste une préoccupation majeure dans le cadre de certaines activités, dont la production d'eau potable [43].

En France, après un départ un peu difficile, un travail considérable a déjà été effectué en vue de pouvoir mettre en application la première phase de la DCE, celle consistant à capitaliser les connaissances. Les efforts se focalisent aujourd'hui sur la structuration de la connaissance des systèmes aquifères, notamment avec l'organisation en réseaux des données disponibles, l'extension du dispositif de surveillance des ressources et la caractérisation initiale des différentes masses d'eau (dont le projet de délimitation est en cours de concertation dans les districts). Ainsi, ADES, la banque nationale de l'évolution de l'état quantitatif et qualitatif des eaux souterraines, est accessible sur Internet depuis avril 2003 [13]. Le réseau national de surveillance (pour les aspects quantitatifs) des eaux souterraines se renforce, se modernise et se rationalise dans le cadre d'un projet échelonné sur quatre ans, qui doit prendre fin en 2006. Une démarche semblable est entreprise sur le plan du suivi qualitatif des ressources. Le projet du « fond géochimique » vise à développer une méthodologie fondée sur les interactions eau–roche, qui permettra d'établir la qualité naturelle (hors perturbations liées à l'activité humaine) des nappes d'eau souterraines [6,7,33]. Plusieurs guides méthodologiques ont également été réalisés, dont l'un concerne la caractérisation des masses d'eau souterraines [39], qui a permis de lancer le processus de leur caractérisation initiale, en cours aujourd'hui au niveau des districts hydrographiques.

D'autre part, le SEQ–Eaux souterraines est un exemple d'approche dans la recherche d'indicateurs intégrateurs de l'état qualitatif d'une masse d'eau, qui prend en compte la notion d'usage de l'eau et sa référence originale (qualité patrimoniale) [3].

La DCE ne définit pas précisément elle-même ce qu'est le « bon état chimique » des masses d'eau souterraines, autrement qu'indirectement, en stipulant de ne pas les dégrader (entre autres pour ne pas mettre en péril le bon état écologique des eaux de surface), d'inverser les tendances en cas de hausse persistante des teneurs en polluants, et en renvoyant aux autres directives européennes, dont celles qui traitent des points de rejet et des points d'exhaure. La directive-fille qu'elle prévoit doit préciser la définition du « bon état chimique » et les seuils de déclenchement à partir desquels il deviendra nécessaire de mettre en œuvre les mesures adéquates pour inverser les éventuelles tendances à la hausse des teneurs en polluants. Cela suppose d'obtenir une convergence des points de vue et d'acquérir des connaissances complémentaires, à la fois dans les domaines de la santé, de l'environnement, de l'hydraulique souterraine, de l'hydrogéochimie et de la socio-économie. Le programme BRIDGE a été soumis dans le cadre du 6^e PCRD (programme de recherche de l'Union européenne), avec notamment pour objectif d'éclairer la démarche d'établissement de ces seuils.

Il faut en effet veiller à ne pas fixer des objectifs illusoires, non compatibles avec la réalité contextuelle et mécanique des systèmes aquifères (eaux souterraines et eau de surface connectées) et de leur environnement. En effet, les eaux souterraines naturelle peuvent, par exemple, déjà contenir des éléments indésirables en concentration, qui excèdent ce que préconisent certaines normes (ou futures normes) européennes, en particulier pour l'eau destinée à la consommation humaine (par exemple, cas de l'arsenic et de l'eau potable notamment en Auvergne [4,14]). Ensuite, l'inertie des systèmes aquifères peut être très longue, la zone non saturée peut renfermer d'importants stocks de matières polluantes, lentes à mobiliser, mais qui impacteront la nappe pendant longtemps, et les interactions entre systèmes hydriques peuvent être déterminantes. Cibler un état chimique idéal qui ne tienne pas compte des réalités n'a donc aucune chance d'aboutir. Une définition sensée du « bon état chimique » des masses d'eau souterraine pourrait donc intégrer un ensemble d'aspects, dont leurs caractéristiques intrinsèques, celles du tissu socio-économique qui s'y est greffé et les notions d'usage, et les usages potentiels qu'il est fait et pourrait être fait dans le futur des ressources. La définition du « bon état chimique » ne serait ainsi pas une notion uniforme, mais une notion flexible, adaptée au cas par cas, qui pourrait de surcroît évoluer progressivement.

La DCE élargit pour la première fois le champ d'application de la législation aux zones de transfert (les secteurs situés entre les points de rejet et les zones de captage) ; il en résulte des conséquences très importantes pour les eaux souterraines, car l'attention doit maintenant, non seulement se porter sur les points de rejet et sur les points d'exhaure, comme c'était déjà le cas précédemment, mais également sur l'ensemble des secteurs qui s'étendent entre ces points. Ceci implique notamment de prendre en compte, au niveau de la surveillance, de l'analyse, de la protection et de la gestion des ressources souterraines, l'ensemble du corps des réservoirs qui les constituent et, donc, entre autres, de reconnaître le rôle joué par la zone non saturée sur la qualité des eaux souterraines, et de maîtriser la problématique des pollutions diffuses.

Pour pouvoir répondre à cette exigence de la DCE, les efforts de recherche doivent porter notamment sur les mécanismes d'interaction eau–roche, sur le comportement des stocks de polluants piégés dans la zone non saturée (cas des zones agricoles et des sites industriels anciens et actuels), sur les transferts réactifs dans les zones saturées et non saturées (notamment, quels sont les facteurs qui conditionnent les réactions chimiques et bio-chimiques ? et comment les modéliser efficacement ?), et sur le rôle joué par les sédiments fins qui tapissent les berges et le lit des rivières, et qui contrôlent et peuvent modifier en partie la qualité des eaux qui les traversent. Il est clair, par ailleurs, que des études spécifiques poussées de ce type ne peuvent être menées sur chacune des masses d'eau, compte tenu de leur coût élevé. Aussi, à partir des résultats obtenus dans des secteurs pilotes, des méthodologies ouvertes et flexibles doivent être recherchées et développées pour pouvoir, autant que possible, transposer ces résultats dans différentes situations, une tâche certes difficile compte tenu du caractère spécifique de chaque ressource, mais obligatoire pour pouvoir fournir un ensemble minimum d'éléments et d'outils nécessaires, pertinents et cohérents, aux pouvoirs décisionnels.

C'est l'objet d'un projet intégré du 6^e PCRD, AQUATERRA, qui doit démarrer prochainement, et qui devrait aborder notamment le comportement des pesticides dans le sous-sol et en particulier dans la zone non-saturée, et le rôle des sédiments et des microorganismes présents en fond de rivière sur la qualité des eaux souterraines et superficielles au sein du continuum sols–sédiments–eaux.

Les systèmes naturels et humains interagissent au cours de transformations cycliques, avec des phases successives de croissance, de conservation, de destruction et de renouvellement [31]. Ces cycles sont adaptatifs, c'est-à-dire que les systèmes considérés sont capables d'innovations, cette capacité dépendant de trois propriétés des systèmes naturels et humains :

• – leurs potentialités (ou capital), c'est-à-dire leur aptitude à accumuler des ressources,
• – leur connexité (ou connectance), c'est-à-dire le lien entre leurs processus de contrôle interne,
• – leur résilience, c'est-à-dire leur aptitude à s'adapter à des perturbations, y compris soudaines et imprévues [50].

Ainsi, la trajectoire d'un cycle adaptatif comprend-elle deux périodes, l'une correspondant à une lente accumulation des ressources et l'autre à une destruction créatrice, relativement courte et rapide [10]. Dans un lac, par exemple, on assiste à une accumulation du capital de biomasse végétale, en même temps que, la connexité augmentant, le contrôle interne exercé par l'écosystème devient plus complexe. Le système perd alors de sa souplesse ; il devient plus rigide, vulnérable face aux crises. Ainsi, tout cycle adaptatif se construit-il par une alternance entre deux périodes qui s'opposent et se succèdent : l'une de croissance et de conservation, l'autre de destruction créatrice et de renouvellement [24].

Quant à la résilience, la capacité d'adaptation à des surprises, elle accompagne ces deux périodes par une sorte de respiration [32] : elle se contracte lors de la lente progression de la phase d'exploitation vers celle de conservation ; elle s'épanouit lors de l'accélération qui conduit de la phase de désorganisation vers celle de réorganisation. Autrement dit, minimale à maturité, quand le système est le plus rigide, la résilience devient maximale au renouvellement du système, quand il est le plus inventif.

L'emboîtement des échelles correspond à une organisation en poupées russes, dans laquelle un système d'ordre élevé comprend des sous-systèmes qui comprennent eux-mêmes d'autres sous-systèmes, et ainsi de suite. Ainsi, le bassin versant d'une rivière comprend-il différents sous-systèmes équivalant à la rivière qui le draine, à un secteur de cette rivière, à un habitat de ce secteur, jusqu'au microhabitat, présent par exemple dans les interstices d'un banc de galets.

De par cette organisation de type hiérarchique, aucune échelle ne permet, à elle seule, de comprendre les causes et les conséquences de l'état d'une masse d'eau, ou d'en prévoir les évolutions. Il faut prendre en compte l'ensemble de ces échelles. Mais il faut prendre en compte aussi le fait que chaque niveau de cette hiérarchie abrite son propre cycle adaptatif et donc, évolue à son propre rythme. En fait, il faut associer la notion d'emboîtement des échelles à celle de cycle adaptatif.

Cette association correspond à la notion de panarchie [31]. Elle reprend l'idée qu'un niveau d'échelle supérieur, plus grand et plus lent, impose une contrainte à un niveau d'échelle inférieur, plus petit et plus rapide (ainsi, un massif forestier modère les variations de température des ruisseaux qui le drainent).

Mais cette association apporte deux nouveautés intéressantes. D'abord, elle prend en compte la dynamique interne de chacun de ces niveaux, avec ses phases de croissance, de conservation, de destruction et de renouvellement. Ensuite, elle prend en compte les connexions possibles entre ces niveaux d'échelle. Par exemple, la dynamique d'un niveau supérieur se rappelle à la mémoire d'un niveau inférieur quand la banque de graines accumulée dans le sol d'une plaine inondable oriente la réorganisation d'une saulaie après une crue. De même, la dynamique d'un niveau inférieur réagit sur celle d'un niveau supérieur quand le déversement d'un produit toxique dans une roselière contamine l'ensemble d'un écosystème lacustre.

Ainsi, l'état écologique des eaux continentales change sans cesse, tantôt progressivement, tantôt soudainement. Il change au sein de configurations ressenties les unes comme désirables, les autres comme indésirables [11]. Et l'aptitude d'un système écologique à se maintenir dans une de ces configurations dépend de sa résilience.

Or, cette résilience change également [11,51], au fil des phases que parcourt chaque niveau d'échelle d'un système écologique, au fil des connexions possibles d'un niveau d'échelle à l'autre (de haut en bas, comme de bas en haut). Et donc, tout état d'une masse d'eau s'inscrit dans une dynamique de systèmes écologiques emboîtés, une dynamique dont il faut tenir compte pour orienter un système donné vers une configuration désirable ou, à l'inverse, pour l'écarter d'une configuration indésirable.

Le débat sur le risque de non-atteinte du bon état écologique repose à ce stade préliminaire sur la seule vision tendancielle qui extrapole les politiques actuelles (programmes de travaux de dépollution en cours ou prévus, évolutions des activités et du peuplement).

Le risque d'écart pour les eaux souterraines a été considéré à partir de l'état de contamination actuel des captages par les nitrates, pesticides, métaux et autres micropolluants organiques. La carte de la Fig. 6 montre l'importance de la contamination par les pesticides et les nitrates. Au total, ce sont 24 à 40 masses d'eau sur les 52 identifiées sur le bassin qui risquent de présenter un écart à l'objectif de bon état chimique. En revanche, concernant l'aspect quantitatif et compte tenu des règles de gestion mises en œuvre sur les nappes sensibles, aucune masse d'eau dans le bassin ne présente de tendance durable à la baisse, ni d'invasion saline.

Les risques d'écarts pour les eaux superficielles sont évalués à ce stade préliminaire, sur la base de l'état physicochimique actuel des masses d'eau (azote, phosphore et matière organique) et de la qualité des peuplements (poissons, invertébrés, diatomées), auxquels sont appliquées les hypothèses d'évolution des activités et des pressions du scénario tendanciel. Sur cette base, 28 % des masses d'eaux identifiées dans cet état des lieux ont de bonnes chances d'atteindre le bon état écologique, 34 % montrent des risques, plus ou moins élevés, de ne pas l'atteindre. Il subsiste encore 39 % des masses d'eau pour lesquelles un diagnostic ne peut être avancé par manque de données (carte de la Fig. 7). De plus, si on considère qu'une masse d'eau contenant aujourd'hui plus de 40 mg l⁻¹ de nitrates a peu de chances de respecter les objectifs en 2015, c'est 2,5 % de nouvelles masses d'eau qu'il conviendrait d'ajouter à cette liste. Selon la même logique, 11 masses d'eau parmi les 19 identifiées peuvent être considérées comme risquant de présenter un écart à l'objectif de bon état en 2015.

Pour les eaux superficielles, il convient également d'engager rapidement le débat sur les eaux qui seront qualifiées d'artificielles ou de « profondément modifiées » et pour lesquelles il faudra définir l'objectif de « bon potentiel ». Cette disposition de la directive permet de tenir compte des effets socialement ou économiquement positifs des infrastructures lourdes qui altèrent pourtant le milieu physique. En effet, le bassin Seine–Normandie est historiquement très aménagé, son réseau navigable (canaux et rivières navigables) a contribué à son développement économique et, en particulier, à celui de l'Île-de-France, de même que les barrages réservoirs amont. Une masse d'eau est artificielle lorsqu'elle a été créée par l'activité humaine et qu'il n'existait auparavant aucune autre masse d'eau (un canal par exemple). Une masse d'eau est délimitée comme profondément modifiée si ses altérations hydromorphologiques rendent impossible, en l'état d'aménagement, un retour aux peuplements caractéristiques du bon état et si les usages qui bénéficient des aménagements, à l'origine de la modification du milieu physique, sont d'un intérêt tel qu'ils rendent socio-économiquement inacceptable la suppression de ces aménagements. Un travail préliminaire a été fait dans le même esprit (carte de la Fig. 8). Les masses d'eau artificielles et profondément modifiées doivent atteindre comme objectif, non pas le bon état écologique, mais le bon potentiel écologique. Le référentiel n'est pas assoupli, il est différent et est adapté à la capacité d'accueil des êtres vivants que permettent ses caractéristiques d'habitat. Les objectifs de bon état physicochimique et chimique restent inchangés. Pour l'état des lieux, la directive-cadre ne demande de réaliser qu'une première désignation des masses d'eau fortement modifiées. La désignation formelle de ces masses d'eau et des objectifs de bon potentiel associés devra apparaître dans le plan de gestion. L'analyse des caractéristiques hydromorphologiques des masses d'eau et des usages associés aboutit à proposer que 62 d'entre elles, dont 16 plans d'eau, soient classées en masses d'eau fortement modifiées. Les masses d'eau artificielles se répartissent en 22 masses d'eaux canaux et 27 plans d'eau, parmi lesquels on distingue 4 retenues, 9 étangs et 14 gravières.

Les approches correctives devront véritablement s'attacher à viser la ressource dans sa globalité, en intégrant à la fois les aspects quantitatifs et qualitatifs qui sont très souvent liés : mettre en place des mesures correctives sur une eau de surface seule pourrait très bien s'avérer inefficace, si des mesures appropriées, complémentaires et compatibles, ne sont pas mises en œuvre en parallèle au niveau des eaux souterraines sous-jacentes. L'organisation de cette démarche intégrative, qui devra inclure une synchronisation et une synergie efficaces des actions portées à la fois sur les eaux souterraines et sur les eaux superficielles, nécessitera forcément du temps. Ceci est d'autant plus vrai que les programmes de recherche lancés pour pouvoir mieux répondre à certaines des exigences de la DCE nécessiteront plusieurs années avant de fournir les résultats attendus. Raison de plus pour engager dès à présent ces travaux.

La DCE heureusement reconnaît en grande partie ces difficultés et le risque de non-atteinte du bon état des masses d'eau en 2015. À cet effet, elle autorise une démarche évolutive, voire progressive, et un certain nombre de dérogations temporaires, voire permanentes parfois, sont prévues, sous réserve que les États membres puissent avancer une argumentation appropriée (origine naturelle, coût disproportionné...), et surtout montrer que tout est mis en œuvre pour essayer, selon les cas de figure, de résoudre ou de minimiser les problèmes.

Nous l'avons déjà largement abordé à travers la connaissance du milieu, la dimension socio-économique de l'exercice de la DCE est essentielle, et constitue certainement le domaine sur lequel les efforts supplémentaires les plus importants sont à faire.

La DCE introduit l'analyse économique systématique comme élément de décision pour le choix des programmes de mesure à mettre en place. Prendre en compte efficacement l'ensemble des aspects économiques – et encore plus des aspects socio-économiques – suppose de rendre plus efficaces et pertinentes les méthodes existantes d'évaluation économique (coût–bénéfice, coût–efficacité, calcul du coût disproportionné...), notamment pour pouvoir considérer à leur juste valeur tous les principaux aspects et paramètres environnementaux et ceux liés à la santé humaine. Il faut bien distinguer deux niveaux différents d'intervention de l'analyse économique dans la DCE :

• – le niveau explicite et prévu comme tel par le dispositif : analyse économique des usages, analyse du degré de recouvrement des coûts ; analyse coûts–efficacité du programme de mesures, analyse et justification de la tarification des services de l'eau et de leur capacité à assurer le recouvrement des coûts (article 5 et 9, annexe III, [18]) ;
• – le niveau implicite où l'économie devra participer au travail de définition et d'ajustement : (1) dérogations aux objectifs initiaux, (2) définitions des masses d'eau profondément modifiées, (3) qualifications des sanctions (proportionnées et incitatives, notamment pour les sanctions financières) et (4) caractère incitatif de la tarification pratiquée.

L'article 5 de la directive place l'analyse économique de l'utilisation de l'eau dans le prolongement de l'analyse des caractéristiques du district et de l'étude des incidences des activités humaines sur l'état des masses d'eau. L'analyse économique s'inscrit ainsi dans le schéma activités–pressions–état des eaux–impact (schéma DPSIR), afin de contribuer à l'identification des réponses (les mesures).

Les travaux socio-économiques doivent se dérouler essentiellement en trois étapes (Fig. 9) :

• – caractérisation des districts hydrographiques d'un point de vue socio-économique ;
• – identification des enjeux et des principaux problèmes ;
• – identification des mesures et de leurs impacts économiques.

Le groupe de travail européen WATECO a élaboré un guide méthodologique général destiné à assister les acteurs de l'eau dans le processus de mise en œuvre du volet économique de la DCE [21]. L'évaluation des retombées des programmes de mesures va exiger, quant à elle, la recherche d'indicateurs intégrateurs adaptés et efficaces. Ceux-ci devront inclure à la fois les aspects liés à la ressource (quantité et qualité), mais également à la santé (toxicité), à l'environnement (éco-toxicité) et au tissu socio-économique.

La première base demandée consiste en l'analyse de l'état de la récupération des coûts par chaque catégorie d'usager. Les données à rassembler ont pour objectif de préciser l'importance économique de l'eau pour les divers secteurs d'activité, donnant ainsi des premiers repères pour l'évaluation ultérieure des impacts sociaux et économiques des diverses mesures envisageables pour atteindre l'objectif de bon état. Cet exercice en cours (les estimations sont soumises début 2004 à l'examen critique des acteurs de l'eau dans chaque bassin) illustre bien les difficultés méthodologiques (cf. ci-dessous).

4.4.2.1 La récupération des coûts, mode d'emploi

L'analyse de ces flux entre secteurs économiques peut être résumée par le schéma de la Fig. 10.

Les éléments demandés au titre de la récupération des coûts sont ainsi de natures différentes. Certaines données sont de nature comptable, et sont disponibles plus ou moins facilement, moyennant des enquêtes : les subventions, par exemple. D'autres sont de nature monétaire ( « financière »), mais ne sont pas nécessairement comptabilisées au format qui intéresse l'analyse de la récupération des coûts : par exemple, les transferts entre budget général et budget annexe « eau » des collectivités, qui concernent plusieurs milliers de collectivités sur le bassin Seine–Normandie. C'est aussi le cas de la prise en compte de nombreuses valorisations d'activités économiques (loisirs, navigation, énergie, où la part liée à l'eau est à identifier au sein d'une évaluation déjà très délicate). Ces données nécessitent, par conséquent, des estimations et des approximations à défaut d'une connaissance statistique ; la consolidation de ces estimations se fait par croisement d'informations de diverses sources. D'autres encore ne sont pas mesurables sur la base d'un étalon indiscutable : les coûts et dommages « pour l'environnement », dans la mesure où ils ne donnent pas lieu à un transfert monétaire, ne peuvent que donner lieu à des valeurs attribuées par convention, à l'aide d'approches variées, non exclusives les unes des autres, souvent non réfutables. Elles n'en sont pas moins indispensables pour donner une image complète et juste des enjeux (Fig. 11).

Les modèles permettent aujourd'hui une première appréciation de la relation « pression–impact ». Les premières étapes du travail économique permettent une description quantifiée des grands flux économiques. Ce sont des avancées considérables. Il s'agit cependant d'aller bien au-delà, car, pour bâtir autre chose que des scénarios tendanciels, pour tester l'effet de diverses politiques publiques, évaluer si des coûts sont « disproportionnés » et justifient une dérogation, il nous faut disposer d'une capacité prospective de moyenne échéance (10–15 ans) particulière, à mi-chemin entre une prospective qualitative tournée vers des échéances lointaines et la programmation technico-financière. Ce domaine est aujourd'hui mal couvert méthodologiquement : malgré tout l'attrait qu'a suscité la prospective depuis de nombreuses années, l'offre de recherche et les compétences disponibles dans ce domaine ne sont clairement pas assez développées pour répondre à la demande.