1.4.7. Les écorégions

Les “écorégions sont des grands écosystèmes d’extension régionale qui contiennent un certain nombre d’écosystèmes. Ce sont des zones géographiques représentées par des groupes ou associations d’écosystèmes possédant un fonctionnement similaire. Les limites régionales peuvent être basées sur des informations détaillées obtenues sur les écosystèmes au niveau des sites ou par l’analyse des facteurs qui très probablement ont agi comme des forces sélectives dans la création des divers écosystèmes » (BAILEY, 1983).

L’origine du concept d’écorégion vient d’une dérivation du concept d’écosystème. Au long du XXe siècle, une partie de la recherche s’est concentrée sur des études climatiques et biogéographiques à l’échelle régionale. Au vu de l’étroite liaison existant entre la distribution spatiale des climats et celle des domaines biogéographiques, les chercheurs ont essayé d’établir une régionalisation écologique de la surface de la Terre. Le concept d’écosystème, utilisé pour de petites unités spatiales, ne s’appliquait pas aux études biogéographiques à échelle régionale. Dans une étude sur les forêts des provinces maritimes au Canada, Loucks (1962) a présenté par la première fois le concept d’écorégions (BAILEY, 2005). Quelques années après, Crowley (1967), se basant sur des données régionales de climat et de végétation, élaborait la première carte des écorégions du Canada. En suivant l’exemple de Crowley (1967), Bailey (1976) a élaboré la carte des écorégions des Etats-Unis. Malgré ces deux travaux de cartographie appliquée, les bases théoriques et méthodologiques de la délimitation des écorégions ont été publiées seulement dans les années 1980, quand Bailey (1983) a explicité la méthode qu’il a utilisée pour la confection de la carte des écorégions des Etats-Unis.

Selon Wasson et al. (2004), les biologistes ont repris le concept d’écorégions et ils l’ont adapté pour l’appliquer aux études de gestion des milieux aquatiques à l’échelle régionale. Ce fut le premier pas vers l’utilisation des écorégions pour les travaux de classification fluviale. L’utilisation des écorégions dans les classifications de cours d’eau est devenue de plus en plus fréquente. Selon Naiman et. al. (1992), « le concept de l’écorégion s’applique de plus en plus au regroupement de cours d’eau où est utilisée la résolution à grande échelle. Cela permet en effet une alternative moins coûteuse aux schémas de classification requérant un travail et des données intensives ; elle est basée sur des variables de plus petite échelle, puisque cela permet aux gestionnaires de prévoir les caractéristiques physiques et biologiques selon les lieux. Cependant, ce concept est moins utile aux gestionnaires opérant aux confins d’une seule écorégion à cause des variations géologiques, de débits, de pente et de forme des chenaux locales ». Selon Marston (2006) « les géographes obtiennent quelque succès en réduisant la complexité du monde à travers le développement des écorégions ».

En termes méthodologiques, deux stratégies ont été élaborées pour la délimitation d’écorégions. Les régions peuvent être identifiées par la collecte et l’analyse de grandes quantités de donnés géographiques et biologiques, de façon que le regroupement soit fait à partir de similarités documentées ou perçues dans les propriétés du paysage. Cela demande une base de données très grande, et l’extrapolation des résultats pour d’autres régions géographiques n’est pas toujours simple. Par contre, les écorégions peuvent être définies aussi par le regroupement des déterminants physiques connus du fonctionnement et de la structure des écosystèmes (les « facteurs de contrôle »). Cela donne une approche plus holistique et demande une base de données moins lourde, ce qui aide à réduire le volume de travail (HARDING et WINTERBOURNE, 1997).

Selon Bryce et Clarke (1996), « la régionalisation écologique est un mode de classification spatiale. C’est une méthode dans laquelle les limites sont dessinées autour d’aires relativement homogènes à une échelle spécifique et à un niveau de détail donné. La délimitation d’écorégions inclut l’analyse de la structure de l’écosystème. Les limites écorégionales indiquent où se produisent des changements significatifs dans les caractéristiques du paysage. Les changements peuvent être graduels ou abrupts, mais en raison du procédé de régionalisation des aires discrètes sont créées à partir d’un continuum, ce qui fait que les limites des régions résultantes sont des approximations. Les écorégions sont des modèles de la réalité ; leurs limites représentent une aire de transition de largeur variable ». Au cours des dernières années, quelques travaux de classification fluviale basés sur les écorégions ont été réalisés, et parfois assortis de nouvelles propositions méthodologiques.

Aux Etats-Unis, Bryce et Clarke (1996) ont élaboré une étude du bassin versant du Grand Ronde, dans l’Etat d’Ohio, en utilisant la délimitation d’écorégions. L’Etat d’Ohio comptait déjà une régionalisation par écorégions, qui fournit un bon point de départ aux deux auteurs. Malgré l’existence de cette régionalisation, Bryce et Clarke (1996) ont choisi d’aborder la question à l’échelle des paysages, de façon à combler le vide existant entre les études à l’échelle de l’Etat et celles à l’échelle des habitats du chenal. Le but de la recherche était de délimiter des écorégions à l’échelle du paysage pour « essayer de recréer les limites et les caractéristiques du paysage drainé par le haut Grand Ronde et ses affluents. Avec ces informations, les responsables de l’aménagement du territoire peuvent orienter les efforts de restauration à partir de l’estimation des conditions de référence avant l’occupation humaine » (BRYCE et CLARKE, 1996).

Le travail a démarré par la collecte des cartes thématiques se rapportant aux grands facteurs de contrôle des paysages : le climat, la géologie, les sols et la topographie. Des photos aériennes et des documents écrits (rapports techniques, travaux de recherche, etc.) ont été aussi réunis. Avec tous ces matériels, une première étape de reconnaissance du bassin versant d’étude a été réalisée ; elle est appuyée sur une lecture extensive de la littérature et la consultation des experts locaux. Après cette phase de reconnaissance, a débuté la délimitation des écorégions. L’établissement des limites entre les écorégions a commencé par les changements de paysage le plus brusques et les plus évidents (les obvious breaks, selon les auteurs). Comme la recherche avait pour but de donner une image des paysages avant l’occupation, les données se référant à la végétation ont pris en considération la végétation originelle. Pour cela, une reconstitution des limites de la végétation originelle a été élaborée à partir des documents cartographiques disponibles et des informations extraites de l’historique de l’occupation. A la fin, le bassin versant a été découpé en 18 écorégions, représentées sur une carte à l’échelle du 1/100 000ème. Une évaluation des résultats a été faite à travers la corrélation de la distribution de données biotiques et abiotiques issues d’autres recherches avec celles des écorégions délimitées. La concordance entre le patron spatial des données obtenus et le patron spatial des écorégions délimitées a validé les limites définies par Bryce et Clarke (1996).

En Nouvelle Zélande, Harding et Winterbourne (1997) ont travaillé aussi sur les écorégions. Leur proposition était de « développer une classification d’écorégions pour l’île du sud de la Nouvelle-Zélande, basée sur les facteurs climatiques et géomorphologiques considérés comme importants au point d’influencer la distribution et l’abondance des biotopes terrestres et aquatiques » (HARDING et WINTERBOURNE, 1997). Le territoire Néo-Zélandais comptait déjà quelques propositions de classification, mais les résultats obtenus n’étaient pas satisfaisants. Les limites établies entre les régions étaient assez arbitraires, de sorte qu’il y avait un fort degré de généralisation entre les écorégions. Ainsi, Harding et Winterbourne (1997) ont-ils lancé une nouvelle proposition de régionalisation, basée sur l’intégration des critères dits « déterminants pour le fonctionnement et la structure des écosystèmes ».

Le processus d’identification des écorégions a utilisé six critères : 1) la division des régions climatiques de la Nouvelle Zélande ; 2) les normales de précipitation ; 3) le relief (altitude et pente) ; 4) la végétation (originelle et du sol) ; 5) les types de sols ; 6) la géologie du bedrock. L’intégration des ces critères a été faite dans un SIG, où les facteurs de contrôle ont été superposés deux à deux (géologie du bedrock et sols ; régions climatiques et précipitations ; relief et végétation). A partir de ces croisements, trois cartes ont été produites. La superposition de ces trois cartes a donné les limites des 12 écorégions de l’île du sud de la Nouvelle-Zélande. La validation de la classification obtenue a été faite par la comparaison avec les limites des régions biogéographiques et d’occurrence de certains éléments biotiques, décrits dans d’autres recherches.

A la différence du travail fait par Harding et Winterbourne (1997) en Nouvelle-Zélande, Bothale et al. (1998) ont fait une proposition de délimitation d’éco-bassins versants dans le bassin de l’Erau, en Inde. Les éco-bassins versants sont des « bassins versants homogènes qui possèdent les mêmes caractéristiques de développement des ressources naturelles et d’aménagement » (BOTHALE et al., 1998). En fait, la différence entre les éco-bassins versants et les écorégions repose sur la délimitation spatiale : les éco-bassins versants sont tracés en respectant les limites des sous-bassins hydrographiques. Chaque sous-bassin hydrographique appartient à une seule classe, tandis que le dessin des écorégions ne respecte pas les limites des sous-bassins hydrographiques ; de même, un sous-bassin donné peut contenir plusieurs écorégions dans ses limites.

De façon similaire à la recherche faite par Harding et Winterbourne (1997), le travail de Bothale et al. (1998) a utilisé les SIG mais, de manière différente de la recherche néo-zélandaise, l’auteur a beaucoup utilisé les outils de la télédétection pour arriver à la délimitation des régions. Le choix de l’utilisation de la télédétection est justifié en raison de l’extension du bassin versant d’étude, en raison de l’économie de temps et de ressources, et en raison de la qualité et de la fiabilité des données sortantes.

Avec pour objectif de « donner une base scientifique à l’aménagement du bassin versant » (BOTHALE et al., 1998), la méthodologie de délimitation proposée (Figure 8) est partie des images satellitales pour créer une base de données dont ont été extraites les cartes d’usage du sol et de l’hydrogéomorphologie. Parallèlement, les courbes de niveau ont été extraites des cartes topographiques et le traitement de ces données altimétriques a donné lieu à un Modèle Numérique du Terrain (MNT). Toujours en environnement numérique, le MNT a été traité de façon à définir automatiquement les limites des sous-bassins hydrographiques et la pente. L’hydrographie a été aussi extraite des cartes topographiques, et des traitements SIG ont permis le calcul de cinq paramètres morphométriques pour chacun des 135 sous-bassins : 1) ratio de bifurcation ; 2) longueur totale des chenaux ; 3) densité de drainage ; 4) nombre total de chenaux ; 5) circularité. Les valeurs descriptives (minimum, moyenne, maximum, écart type) de chaque paramètre morphométrique ont été calculées.

La synthèse de toutes les données générées a été faite par l’application d’une Analyse en Composantes Principales (ACP). Le résultat de l’ACP a donné 100 groupes de sous-bassins. En utilisant la technique de l’analyse hiérarchique de clusters, plusieurs regroupements ont été faits. Ainsi des 100 groupes sortants de l’ACP, 50 éco-bassins versants ont été délimités dans un regroupement. Après d’autres regroupements, le résultat final a été obtenu : les 50 éco-bassins versants ont été rassemblés en 9 écorégions.

En Europe, en 2000, le Parlement Européen a approuvé la Directive Cadre Européenne sur l’eau (DCE). Cette directive a fixé l’objectif d’atteindre, en 2015, le bon état des milieux naturels en préservant les milieux en bon état et en récupérant les milieux dits artificialisés. La mis en œuvre de la directive était prévue en deux phases : la première était un diagnostic général des conditions des milieux ; la deuxième était la phase de restauration des milieux qui n’ont pas été considérés comme étant en bon état. Pour le développement de la première phase, la DCE permet de choisir entre deux systèmes typologiques : un système fermé, basé sur la délimitation d’écorégions à partir de paramètres et de classes bien définis ; ou un système plus ouvert, avec l’utilisation de plusieurs paramètres optionnels. Les deux options sont basées sur des caractéristiques abiotiques et biotiques, et elles doivent être travaillées au minimum avec une base géographique comprenant la géologie, l’altitude et la taille des cours d’eau (SCHMITT, 2001 ; WASSON et. al. 2002, 2004).

A fin de s’ajuster à la DCE, un groupe de chercheurs du CEMAGREF de Lyon (WASSON et. al 2002, 2004) a lancé une proposition de délimitation d’hydro-écorégions pour la France métropolitaine. Pour cette délimitation, les trois facteurs de contrôle, la géologie, le relief et le climat, ont été analysés. La carte géologique a donné une idée des différents compartiments lithologiques et des aspects structuraux, mais aussi des autres variables susceptibles d’influencer la dynamique des cours d’eau, comme par exemple la perméabilité des roches et le type de charge sédimentaire disponible. L’élaboration d’un MNT au pas de 250 mètres a rendu possible l’analyse du relief. Des informations comme les niveaux hypsométriques et les pentes ont été extraites de ce modèle. Les données climatiques de précipitation et température ont été incluses dans cette analyse, parfois mises en rapport avec les aspects de la végétation naturelle et du bilan hydrique. Outre ces informations, des cartes géomorphologiques et hydrogéologiques ont été aussi consultées. La délimitation des hydro-écorégions a été faite dans un SIG, à l’échelle de 1/1 000 000, par la superposition des couches d’information portant sur les facteurs de contrôle. Le dessin des limites a été fait de façon visuelle, en cherchant à représenter les discontinuités régionales observées pour chaque paramètre. Le croisement de ces discontinuités a donné comme résultat la carte des hydro-écorégions de la France métropolitaine. La délimitation finale des hydro-écorégions a été faite de façon hiérarchisée, en considérant l’emboîtement des facteurs de contrôle dans les cours d’eau (Figure 9). Ainsi, les 22 hydro-écorégions de premier niveau représentées sur la carte de synthèse ont été subdivisées, ce qui a donné comme résultat 117 hydro-écorégions de deuxième niveau. La validation des résultats a été faite par la comparaison avec d’autres travaux de classification des éléments biotiques et abiotiques.

La délimitation des hydro-écorégions mise en œuvre dans la France métropolitaine a été ultérieurement faite dans les territoires d’outre-mer de la Martinique et de la Guyane Française (CHANDESRIS et al, 2005a et b). De la même façon qu’en France métropolitaine, les facteurs de contrôle primaires (Figure 9) ont été utilisés pour la délimitation des hydro-écorégions de premier niveau. Des facteurs de contrôle secondaires ont permis la délimitation d’hydro-écorégions de deuxième niveau.