1.1 Les facteurs de contrôle naturel des boisements riverains

1 Les forêts qui bordent les cours d’eau sont des milieux originaux et constituent des objets géographiques clés en termes d’organisation spatiale des espaces de fond de vallée (Naiman et Décamps, 1990 ; Malanson, 1993 ; Piégay, 1996 ; Pautou et alii, 2003). La proximité spatiale d’un cours d’eau est à l’origine d’échanges complexes entre la forêt, le chenal principal, la nappe phréatique, les chenaux secondaires… À ce titre, les forêts alluviales font partie intégrante d’un éco-complexe particulier (au sens de Blandin et Lamotte, 1985) : l’hydrosystème fluvial (Roux, 1982 ; Bravard et alii, 1986 ; Amoros et Petts, 1993).

2 Dans la mesure où l’hydrosystème est un système hiérarchisé (au sens de Allen et Starr, 1982), la compréhension de la structure et de la dynamique de ces éléments doit intégrer non seulement les processus écologiques locaux mais aussi les flux de matières et d’énergie en provenance du bassin versant et structurant les plaines alluviales (Piégay, 1995).

3 La distribution spatiale, la répartition temporelle et l’amplitude de ces flux au sein d’un tronçon de plaine alluviale sont donc contrôlées par des facteurs externes (régime climatique, forme, nature géologique et occupation des sols sur les versants) et internes (topographie, rugosité) à ce tronçon. Localement (c’est-à-dire à l’échelle d’une unité végétale), ces flux génèrent des conditions de milieux qui s’expriment le long de gradients plus ou moins continus et interdépendants : topographie, hydrologie et pédologie (Carbiener, 1983 ; Pautou, 1984).

1.2 Une empreinte anthropique toujours présente

4 Comme la plupart des milieux forestiers d’Europe occidentale, les forêts riveraines de cours d’eau sont le fruit de multiples interactions entre l’ensemble d’écosystèmes auquel elles appartiennent et les socio-systèmes riverains participent à la constitution d’anthroposystèmes originaux (au sens de Lévêque et van der Leeuw, 2003) (ex. : Bravard, 1981 ; Petts et alii, 1989 ; Burnouf et alii, 2003 ; Blanchemanche et alii, 2003). À la fin du XIX^e et au début du XX^e siècle, de nombreux lit majeurs de vallées étaient dominés par les milieux ouverts comme des prairies, des labours et des « broussailles » (Piégay et alii, 2003) ; les milieux forestiers que l’on observe aujourd’hui constituent donc souvent des éléments récents du paysage (Piégay, 1996). Cette situation était en grande partie maintenue par les pratiques des riverains (pâturage et culture en bord de cours d’eau, prélèvement de bois…) et dans certains cas, elle était également favorisée par le contexte morphodynamique (ex. : secteurs de tressage des rivières alpines et péri-alpines au XVIII^e siècle, Bravard et Peiry, 1993)  [2].

1.3 Questions scientifiques nouvelles et demande sociale

5 Les travaux scientifiques réalisés depuis plus de 30 ans en termes de description et de connaissance du fonctionnement des forêts alluviales ont permis de souligner la valeur patrimoniale de ces milieux et les enjeux de gestion associés (Yon et Tendron, 1981 ; Piégay, 1996). Ce capital de connaissances et l’évolution des techniques d’acquisition et de traitement des données permettent aujourd’hui :

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• de formuler des questions scientifiques plus précises,
• de quantifier l’importance relative des facteurs de contrôle,
• de modéliser et prévoir la réponse du corridor,
• de proposer des actions de gestion et de restauration et, donc,
• de répondre à une demande sociale, ou du moins à une certaine attente sociale.

7 Cet article s’inscrit dans cette évolution. Il s’agit notamment de quantifier, à différents niveaux d’échelle spatiale, la part relative des différents processus en jeu (impacts anthropiques et niveau de connexion hydro-sédimentaire), de mesurer les temps de réponse des systèmes biologiques et d’identifier des seuils de réactions des communautés et des espèces structurantes (fig. 1). L’objectif de cet article est donc double. Dans un premier temps, nous illustrerons la pertinence d’une démarche quantitative pour mettre en lumière les interactions entre dynamiques naturelles et impacts anthropiques en nous appuyant sur des exemples du Rhône et de ses affluents, à des niveaux d’organisation contrastés. Dans un second temps, nous dégagerons les implications de ces travaux et de l’émergence de cadres nouveaux en matière de gestion environnementale en termes d’aménagement de l’espace et nous apporterons des éléments pour la construction d’un référentiel pour la gestion des forêts riveraines.

Fig. 1

Schéma conceptuel pour l’analyse de l’évolution des milieux forestiers alluviaux en réponses aux dynamiques naturelles et anthropiques. Conceptual framework for floodplain forest path study related to hydromorphic pro cesses and human controls.

Schéma conceptuel pour l’analyse de l’évolution des milieux forestiers alluviaux en réponses aux dynamiques naturelles et anthropiques. Conceptual framework for floodplain forest path study related to hydromorphic pro cesses and human controls.

2.1 Évolution contemporaine des corridors des basses vallées de l’Ain et de l’Arve

8 En termes d’évolution des corridors alluviaux forestiers, deux questions scientifiques se posent généralement : l’origine et l’évolution des surfaces forestières et l’intensité des changements dans la structure spatiale du corridor. Afin d’aborder ces questions, l’évolution contemporaine des corridors des basses vallées de l’Ain (40 km, 3 300 ha contigus) et de l’Arve (35 km, 950 ha répartis sur 3 sites) a été retracée (fig. 2). Ces deux tronçons fluviaux ont été sélectionnés dans la mesure où ils sont à la fois relativement représentatifs d’un même modèle de cours d’eau du bassin rhodanien (affluent du Rhône à charge grossière s’écoulant dans une vallée plus boisée qu’il y a deux siècles) et suffisamment contrastés pour illustrer deux sous-modèles différents : une rivière intra-montagnarde soumise à une importante pression foncière (Arve) et un cours d’eau de piedmont au sein d’une matrice agricole (Ain). Les différentes unités physionomiques constituant le corridor ont été digitalisées par photo-interprétation de photographies aériennes de l’IGN (7 missions entre 1945 et 2000 pour l’Ain et 5 missions entre 1936 et 2000 pour l’Arve).

Fig. 2

Localisation A) des tronçons d’étudiés et B) des sites d’étude dans la basse vallée de l’Arve. Location map of studied reaches (A) and of studied sites along the Arve River (B).

Localisation A) des tronçons d’étudiés et B) des sites d’étude dans la basse vallée de l’Arve. Location map of studied reaches (A) and of studied sites along the Arve River (B).

9 Concernant l’origine des surfaces, l’analyse diachronique met en évidence deux situations différentes. Dans la basse vallée de l’Ain, les modifications du régime hydro-morphologique enregistrées, à l’échelle du bassin entre 1850 et 1930 (Fagot et alii, 1989), n’ont pas entraîné de végétalisation du corridor comme cela a été mis en évidence dans d’autres contextes (Liébault et Piégay, 2002). Ainsi, les forêts post-pionnières dominées par le frêne  [3] ne représentaient que 100 ha en 1945 contre plus de 800 ha en 2000 (fig. 3). Il semble que les pratiques sylvo-pastorales aient perduré jusqu’à la Seconde Guerre mondiale et que celles-ci aient maintenu un paysage ouvert composé de pâturages et de broussailles. Ce n’est qu’au cours des décennies 1960/1980 que la colonisation végétale se manifeste. La pression anthropique sur les boisements se relâche alors dans la plaine, aussi bien que dans la bande active, et leur surface augmente assez rapidement. Ainsi, la réduction du régime de crue, la baisse des apports sédimentaires ou l’incision, qui jusqu’à présent étaient presque exclusivement invoquées pour expliquer la colonisation végétale dans le lit majeur des cours d’eau, sont dans le cas de l’Ain, des facteurs secondaires. Par exemple, l’écrêtement des crues à partir de 1968 à la suite de la construction du barrage de Vouglans n’a pas provoqué l’explosion végétale dans la plaine moderne, mais elle a créé des conditions favorables à son expression amorcée antérieurement par l’abandon des pratiques riveraines.

Fig. 3

Évolution récente des corridors de l’Ain et de l’Arve, A) surfaces de boisements post- pionniers, B) diversité paysagère. Recent changes in the Ain River and the Arve River corridors ; A) hardwood forest areas, B) landscape diversity.

Évolution récente des corridors de l’Ain et de l’Arve, A) surfaces de boisements post- pionniers, B) diversité paysagère. Recent changes in the Ain River and the Arve River corridors ; A) hardwood forest areas, B) landscape diversity.

10 Le cas de l’Arve est très différent puisque les travaux d’endiguement, réalisés au cours du XIX^e siècle, ont permis de soustraire d’importantes superficies aux crues et à la dynamique érosive de la rivière (Peiry, 1988). Cela s’est traduit, dans un premier temps, par un développement de boisements matures à l’abri des digues et, dans un second temps, par un changement d’occupation du sol vers des activités anthropiques : extractions en lit majeur, industries, habitations. Au cours du XX^e siècle, la superficie forestière diminue dans de nombreux secteurs sous la pression des activités anthropiques et reste relativement stable sur quelques tronçons comme dans la plaine de Contamine ou à l’amont du pont d’Anterne (fig. 3). Derrière la relative stabilité des superficies boisées de ces deux sites se cachent pourtant des changements importants affectant la structure spatiale. En effet, nous observons en réalité une compensation surfacique entre les destructions liées aux extractions de graviers (1960-1980) et à l’urbanisation, et la végétalisation de nouvelles surfaces. Cette végétalisation résulte, quant à elle, de deux dynamiques distinctes dans le temps et dans l’espace : une à dominante hydro-morphologique affectant le centre du corridor (disparition du style en tresses et végétalisation des bancs) et une d’origine anthropique se manifestant sur la partie externe du corridor (abandon de parcelles cultivées et comblement de plans d’eau). Ainsi, malgré une relative constance des superficies boisées, la localisation et la nature de ces boisements a fortement changé : perte de milieux pionniers suite à la métamorphose morphologique, fragmentation du fait des extractions, communautés spécifiques colonisant les anciennes gravières…

11 La deuxième question scientifique généralement prise en considération dans l’analyse des corridors fluviaux concerne les modifications de la diversité paysagère et de leur structure spatiale (Malanson, 1993). Classiquement, la dynamique hydro-morphologique du chenal est considérée comme le facteur essentiel contrôlant la structuration de la mosaïque paysagère et de la diversité biologique sensée découler de l’hétérogénéité spatiale créée par cette dynamique (Kalliola et Puhakka, 1988 ; Ward et alii, 2002). L’analyse des corridors de l’Ain et de l’Arve confirme ces éléments, mais elle fait également ressortir une évolution permanente des structures spatiales du corridor. Ainsi, dans les deux cas nous observons des pics de diversité paysagère centrés autour de la décennie 1970, avec cependant des causes explicatives différentes. Le long de l’Ain, le maximum de diversité paysagère correspond à la période d’ajustement du corridor à des nouvelles conditions hydro-morphologiques (fin de la métamorphose fluviale) et anthropiques (modification des pratiques agricoles). Durant cette période de transition coexistent des milieux encore ouverts, typiques du fonctionnement du début du XX^e siècle, et des milieux en expansion, pour la plupart plus fermés (boisements post-pionniers) mais aussi, pour certains, plus artificialisés. La diversité structurale observée durant cette période est donc liée à l’interpénétration des caractéristiques de la période précédente et de la période suivante. Le long de l’Arve, la diversité paysagère présente, sur les trois sites, une valeur maximale en 1973 qui est liée non pas à la dynamique du chenal mais à l’apparition dans le paysage de nouvelles unités directement issues des activités anthropiques : les plans d’eau liés aux extractions.

2.2 Effets des changements fluviaux à l’échelle des communautés et des individus

12 Si l’évolution des conditions hydro-morphologiques et des activités anthropiques à l’échelle d’un tronçon fluvial se répercute sur l’organisation spatiale du corridor, son effet peut également être mesuré localement, sur la structure et le fonctionnement des peuplements forestiers. Pour un peuplement donné, l’agencement des formes fluviales est fondamental, car il régit dans l’espace les niveaux topographiques et le degré de connexion au chenal et à la nappe (Pautou, 1984). Mais de nombreuses études sur les forêts alluviales font implicitement l’hypothèse que ce patron est relativement stable dans le temps. Or la géométrie d’un chenal est rarement stable et les déplacements du lit mineur au sein de la plaine sont susceptibles de modifier significativement ce patron topographique et donc hydrologique. Ainsi, l’incision d’un cours d’eau est-elle à l’origine d’une réduction de la fréquence des inondations et donc d’un assèchement progressif des stations adjacentes au cours d’eau avec une évolution de la composition floristique au profit des espèces les moins hygrophiles (Bravard et alii, 1997). Mais si les effets qualitatifs sont bien connus, l’impact quantitatif sur les individus et les communautés a encore été bien peu étudié (ex. : Scott et alii, 2000 ; Amlin et Rood, 2003). Or, les implications en termes de gestion sont importantes notamment pour le choix des essences à favoriser que ce soit pour des aménagements sylvicoles ou des projets de réhabilitation (Dufour et Piégay, sous presse).

13 Dans les forêts riveraines de l’Ain, des mesures de croissance ligneuse par dendrochronologie ont ainsi pu mettre en évidence que les frênes colonisant des placettes faiblement connectées, suite à l’incision du chenal, subissent un stress créé par la faible disponibilité en eau. Ils enregistrent alors une croissance moyenne deux fois plus faible (sur la période 1992/ 2002) que celle des individus colonisant des placettes topographiquement plus basses localisées dans des secteurs où le chenal est stable ou en exhaussement (tab. 1). Ainsi, pour des peuplements apparemment similaires en termes de composition floristique, nous avons identifié le seuil topographique de déconnexion au-delà duquel une baisse de la croissance est enregistrée. Il se situe entre 1,7 et 2,0 m, ce qui correspond à des débits de connexion de 750 m³.s^-1 et de 1 000 m³.s^–1 soit, en termes de fréquence de connexion, un débit dépassé respectivement 7 et 0,02 jours par an (calculé à partir de la courbe des débits classés sur la période 1963-2002).

14 Les conditions moyennes d’alimentation en eau sont importantes, mais les événements de crues jouent également un rôle fondamental de structuration. Toujours au sein des forêts de l’Ain, nous avons réalisé des relevés floristiques à une échelle très fine (80 quadrats de 4 m²), afin d’évaluer l’effet du régime de perturbation lié aux crues sur la végétation herbacée et arbustive de placettes de forêts post-pionnières. Pour cela, nous avons sélectionné des placettes semblables en composition et en structure de la strate arborée, mais enregistrant différents régimes de crues : crues fréquentes à moyennement fréquentes dans les secteurs stables ou exhaussés et crues rares dans les secteurs incisés (tab. 1). Si les mesures montrent des différences faiblement significatives en termes de diversité, les communautés des deux contextes présentent des différences très nettement significatives par exemple pour une espèce comme le lierre (Hedera helix), généralement très commune dans les forêts matures et qui supporte mal le remaniement régulier du substrat lors des crues. Ainsi, dans les placettes les plus fréquemment perturbées, le dépôt régulier de sédiments se traduit-il par la création de micro-espaces de régénération favorable à des espèces comme le frêne (Dufour, 2005).

Tab. 1

Influence de la dynamique du chenal de l’Ain sur les forêts riveraines en termes de degrés de connexion, de croissance ligneuse et de structure de la strate basse (valeurs médianes, p = significativité de la différence entre les contextes morphologiques pour le test Mann-Withney) Influence of channel evolution on floodplain forest (Ain River) in terms of hydro logical connexion, tree growth and understory vegetation (median values, p = sig nificant inter-contexts differences, Mann-Withney test).

Contexte morphologique Degrés de connexion hydrologique	Stabilité ou exhaussement	Incision	p
Nombre de placettes Altitude relative (par rapport au chenal pour le module) (m) Débit de connexion (m3.s-1) Fréquence de connexion (en % de jours par an)	11 1,10 531 2,043	9 2,61 1 243 0,002	0,0002 0,0002 < 0,0001
Croissance radiale du frêne
Nombre d’individus Moyenne de la croissance annuelle du frêne entre 1992 et 2002 (cm)	100 0,32	95 0,15	0,0002
Structure de la strate basse
Nombre de quadrats Diversité (indice de régularité) Fréquences des plantules de frêne (Fraxinus excelsior) Fréquence du lierre (Hedera helix)	44 0,826 0,352 0,905	36 0,811 0,197 0,587	0,1050 0,0007 < 0,0001

Influence de la dynamique du chenal de l’Ain sur les forêts riveraines en termes de degrés de connexion, de croissance ligneuse et de structure de la strate basse (valeurs médianes, p = significativité de la différence entre les contextes morphologiques pour le test Mann-Withney) Influence of channel evolution on floodplain forest (Ain River) in terms of hydro logical connexion, tree growth and understory vegetation (median values, p = sig nificant inter-contexts differences, Mann-Withney test).

15 Ainsi, un ajustement morphologique progressif s’exprimant à l’échelle d’un tronçon fluvial est susceptible de modifier les conditions écologiques locales des milieux riverains. Cependant, la réponse des milieux forestiers à grande échelle est le plus souvent le résultat de la conjonction de plusieurs processus, plus ou moins irréversibles. Ainsi, sur le site de Péage de Roussillon (fig. 2), situé dans la vallée du Rhône entre Lyon et Valence, l’évolution des conditions hydrologiques depuis 50 ans résulte de plusieurs phénomènes : incision du lit et équipement hydroélectrique, réalisé en 1977 par la Compagnie Nationale du Rhône (CNR), qui dérive l’essentiel de l’eau en direction de l’usine hydroélectrique ne laissant au Rhône Court-Circuité qu’une part très faible du débit (débit médian avant aménagement en période de végétation = 857 m³.s^–1 à la station de Ternay, après aménagement = 20 m³.s^–1, soit un rapport de 0,02). La dérivation du débit est à l’origine d’une baisse du niveau d’eau dans le chenal de l’ordre de 1,5 à 1,75 m, auquel il faut ajouté entre 0 et 0,5 m de baisse supplémentaire liée à l’incision (Des Châtelliers, 1995). De plus, le fonctionnement hydrologique de ce site est conditionné, depuis les années 1950, par les pompages industriels liés à l’activité de l’usine Rhodia (anciennement Rhône-Poulenc et Rhodiaceta). Aujourd’hui, 23 puits servent à prélever environ 170 000 m³ par jour, soit l’équivalent de 2 m³.s^–1. L’abaissement du niveau de la nappe enregistré par les boisements du fait de ces pompages est variable selon la position spatiale du boisement par rapport au cône de rabattement créé par le pompage. Ainsi, nous avons comparé la croissance du frêne sur deux placettes, une première faiblement influencée par les pompages (baisse de moins d’un mètre) et une seconde plus influencée (baisse de plus de 2 m).

16 La placette la plus influencée par les pompages (placette 2) enregistre une diminution très nette de la croissance des individus au début des années 1970, puis une stabilisation autour de valeurs faibles à partir du milieu des années 1980 (fig. 4). En valeurs brutes, la largeur moyenne des cernes pour ce site, sur la période 1963/1972, est de 0,47 cm, contre 0,16 cm sur la période 1993/2002. Cette réduction de croissance résulte de l’effondrement de la nappe phréatique liée d’une part à la dérivation des débits et d’autre part à l’augmentation des volumes d’eau pompés. Sur la placette 1 (référence), la tendance depuis le début des années 1960 est à l’augmentation de la croissance ligneuse. La largeur moyenne passe de 0,24 cm, sur la période 1963/1972, à 0,30 cm, sur la décade 1993/2002. Le seuil le plus significatif correspond à la date de dérivation du débit. La baisse du niveau d’eau suite à la dérivation a, en fait, créé des conditions moins hydromorphes. En abaissant le niveau moyen de la nappe, le frêne, qui affectionne les conditions drainantes, s’est retrouvé favorisé dans sa croissance. Avant la dérivation des débits, les frênes croissaient dans des conditions où l’hydromorphie du sol constituait un facteur limitant. Ainsi, sur l’île de la Platière plusieurs facteurs plus ou moins brusques et réversibles interviennent et engendrent des réponses différentes en fonction de la situation initiale des peuplements.

Fig. 4

Chronique de la croissance ligneuse du frêne sur les deux sites de l’île de la Platière, l’indice de croissance permet de corriger le biais dû à l’âge inégal des individus (cf. Dufour, 2005), placette 1 : référence ; placette 2 : proximité des pompages ; les flè ches indiquent les seuils significatifs au test de Pettitt (1979). Ash growth on île de la Platière site : plot 1, reference ; plot 2, nearby water pumping – arrows indicate significant threshold for Pettitt test (1979).

Chronique de la croissance ligneuse du frêne sur les deux sites de l’île de la Platière, l’indice de croissance permet de corriger le biais dû à l’âge inégal des individus (cf. Dufour, 2005), placette 1 : référence ; placette 2 : proximité des pompages ; les flè ches indiquent les seuils significatifs au test de Pettitt (1979). Ash growth on île de la Platière site : plot 1, reference ; plot 2, nearby water pumping – arrows indicate significant threshold for Pettitt test (1979).

3.1 Vers une gestion durable des forêts riveraines ?

18 S’il apparaît clairement que la mise en œuvre d’un développement durable des milieux forestiers en général passe par un rééquilibrage entre les différents champs (écologie, économie et société) et par une meilleure prise en compte de la diversité des contextes locaux, naturels et humains (Arnould et Clément, 2004 ; Brédif et Arnould, 2004), concernant les forêts riveraines, des progrès techniques doivent encore être effectués notamment dans la production de nouvelles connaissances intégrant la spécificité de ces milieux. Cela concerne aussi bien la question de l’évaluation socio-économique des structures naturelles (ex. : Comment identifier les attentes et les besoins des différents acteurs ? Quels sont les fonctions et les bénéfices économiques associés ? Comment rémunérer les bienfaits écologiques et sociaux aux propriétaires qui assurent la charge de la gestion ?), que la mise à disposition de référentiels de gestion pour les acteurs de terrain.

19 Sur le plan technique  [5], le premier pas à franchir, pour promouvoir une gestion durable des boisements riverains, consiste de toute évidence à mettre en œuvre une gestion cohérente de l’ensemble du système fluvial. Cette mise en perspective de l’évolution et de la dynamique des milieux forestiers au sein des territoires est aussi fondamentale pour la compréhension de leur fonctionnement écologique que pour la prise en compte des enjeux socio-économiques. En théorie, ces éléments sont déjà présents dans l’assise juridique de la gestion intégrée et participative de l’eau (notamment depuis la Loi sur l’eau de 1992). Mais, dans la pratique, cette intégration est délicate à mettre en œuvre. Forêt et rivière restent dans l’esprit des riverains (et parfois des gestionnaires) des espaces nettement dissociés (Piégay et Lama, 1995). Or, nous avons montré la nécessité qu’il y a de prendre en compte les connexions hydrologiques et morphologiques au sein de l’hydrosystème ainsi que leur évolution à moyen et long terme. Un des enjeux futurs est donc de donner du sens aux liens dynamiques qui unissent ces deux compartiments. Cette difficulté à intégrer variabilité et connectivité demeure, en France comme à l’étranger, un des obstacles majeurs pour la gestion des corridors fluviaux (Naiman et alii, 1991 ; Hughes et alii, 2005). Pour cela, il apparaît nécessaire de fournir aux praticiens des bases conceptuelles solides et surtout adaptées aux milieux riverains.

3.2 Les forêts riveraines, des forêts multifonctionnelles ?

20 Les boisements alluviaux assurent plusieurs fonctions (dont certaines sont encore mal connues), ils polarisent donc de nombreux enjeux environnementaux et sociétaux. Dans le cas des forêts riveraines, la question de la multifonctionnalité se pose de façon particulière du fait de la forte valeur patrimoniale attribuée à ces milieux, notamment à l’échelle européenne. Ainsi, dans de nombreux cas, le principe directeur retenu sera celui d’une gestion de type « conservatoire », bien que les autres fonctions ne puissent être exclues. Une gestion multifonctionnelle de la forêt, telle qu’elle est préconisée par la loi d’orientation forestière de 2001, pose le problème de sa mise en œuvre concrète et soulève plusieurs questions : quel territoire ou quel boisement accueille tel ou tel usage ? Une forêt doit-elle assurer une ou plusieurs fonctions ? Toutes les forêts sont-elles équivalentes ? La première interrogation, qui subordonne les autres, ne peut être appréciée qu’à différentes échelles spatiales : s’agit-il d’une forêt multifonctionnelle à petite échelle, avec des massifs affectés à différentes fonctions, ou bien d’une forêt faisant, localement, l’objet de plusieurs pratiques ?

21 À petite échelle, il est possible de sectoriser les grands principes de gestion (conservation, production, réhabilitation et accueil du public) en fonction du contexte écologique, social et économique (Piégay, 1995 ; Boyer, 1998 ; Dufour et Piégay, 2004). Il s’agit alors de considérer la place du site sur un double gradient de fonctionnalité et d’enjeux socio-économiques. Le principe de préservation et de conservation des boisements et de leur fonctionnement doit, par exemple, être encouragé dans les secteurs les plus fonctionnels car, d’une part ce sont les plus rares et, d’autre part ils sont globalement sous-protégés (Michelot et alii, 2003). À grande échelle, la mise en œuvre d’un principe n’interdit pas celle d’un autre : il est tout à fait possible de concilier, au sein d’une même parcelle, des actions de préservation des qualités écologiques d’un boisement avec des objectifs de production de bois (Traub et alii, 2001 ; Dufour et Piégay, 2004 ; Dumas, 2004).

3.3 Entre fonctionnalité, diversité et naturalité, à quel objectif se vouer en matières de conservation et de réhabilitation ?

22 En termes de gestion des forêts alluviales, trois concepts sont généralement utilisés pour justifier les pratiques conservatoires et de réhabilitation de ces milieux : fonctionnalité, diversité et naturalité (Trémolières et alii, 2002 ; Carbiener, 2003). Ces concepts prennent, pour le praticien, souvent la forme d’objectifs à atteindre : « plus de naturalité », « plus de diversité »… Mais quelle est la base scientifique qui justifie ces objectifs ?

23 Le fonctionnement d’un corridor boisé est fortement lié aux dynamiques, actuelles et passées, des flux structurants (eau et sédiment) et à la géométrie du tronçon. Le degré de fonctionnalité correspond ainsi au niveau d’expression des facteurs de contrôle de la régénération et du développement des boisements riverains. Il ne s’agit pas simplement du niveau de connexion hydrologique, mais aussi de l’intensité de l’activité morphologique, des cycles biogéochimiques, des dynamiques successionnelles…

24 Le niveau de fonctionnalité apparaît ainsi comme le concept clé en matière d’évaluation du caractère patrimonial des forêts alluviales, la notion de patrimoine étant ici utilisée dans un sens large faisant référence à la valeur écologique et socio-économique d’un paysage, et non à celui, plus restreint, de la présence des habitats ou des espèces patrimoniales. Une fonctionnalité élevée semble, en effet, le meilleur garant de la conservation de la spécificité de ces milieux et des fonctions associées : caractère alluvial, mosaïque d’habitats, zone d’écotones entre milieux aquatiques et terrestres… Cependant, sur le plan pratique, cette notion reste parfois difficile à appréhender car, elle recouvre de multiples réalités : connectivité hydrologique de la plaine, mobilité latérale du chenal, libre déroulement des cycles biogéochimiques…

25 La diversité renvoie à la variabilité d’un système à plusieurs niveaux d’organisation : diversité écosystémique, diversité taxonomique, diversité génétique et diversité écologique. Généralement, trois arguments sont énoncés pour justifier l’intérêt de son étude et de son maintien (Ehrlich et Wilson, 1991 ; Barbault, 1993) : valeur économique directe ou à venir (difficile à chiffrer), valeur à la fois éthique, culturelle et esthétique (peu étudiée) et valeur écologique (rôle fonctionnel de la diversité : utilisation optimum des ressources, augmentation de la productivité, stabilité la communauté…) (Tilman, 1999). À l’échelle du corridor, la préservation d’un cortège important d’espèces passe en priorité par le maintien ou la restauration des processus hydrologiques et géomorphologiques qui génèrent une mosaïque complexe de milieux. Dans ce cadre, où le fonctionnement du cours d’eau se rapproche d’un fonctionnement « naturel », cela peut obliger le praticien, par exemple, à accepter la disparition de surfaces d’habitats patrimoniaux par érosion de berge, dans la mesure où ces pertes sont compensées par la création de nouveaux habitats. La réflexion à l’échelle de la placette forestière, qui est subordonnée à la précédente, renvoie aux mécanismes qui sont localement créateurs de diversité. Mais à cette échelle encore, les mesures prises doivent surtout permettre d’assurer la préservation ou la restauration de processus (dont la diversité biologique peut découler). Il est parfois risqué de raisonner uniquement en termes de richesse spécifique locale ; en effet, une parcelle de forêt fonctionnelle et spécifique des milieux alluviaux n’est pas forcément celle qui présente le plus d’espèces.

26 En France, le principe de naturalité a émergé à la fin des années 1990 dans les sphères scientifiques, naturalistes et associatives (notamment le WWF et les Réserves Naturelles de France), suite à l’expression d’un intérêt croissant, et relativement récent, pour la protection des dernières forêts naturelles d’Europe (Schnitzler-Lenoble, 2002 ; Vallauri, 2003). Schnitzler-Lenoble (2002) distingue trois types de naturalité : la naturalité originelle (jusqu’au Néolithique exclu), la naturalité potentielle (si on était resté chasseur-cueilleur) et la naturalité future (si l’Homme disparaissait). Pour Trémolières et alii (2002), cette naturalité est composée, dans les milieux alluviaux, de trois éléments interactifs : la fonctionnalité hydrologique, la biodiversité et l’hétérogénéité spatio-temporelle. Pour Carbiener (2003), le degré de naturalité est inversement proportionnel à l’impact anthropique sur la végétation. La naturalité désigne un état de la végétation qui combine, d’une part l’origine des surfaces (naturelle ou anthropique) et, d’autre part l’expression des dynamiques écologiques au sein du boisement (perturbée ou non par les actions humaines). Une forêt n’ayant subi aucune intervention possède ainsi une forte naturalité, mais elle n’est pas forcément naturelle au sens strict. Par exemple, sur le Rhône, suite aux travaux du XIX^e siècle qui ont conduit à concentrer les flux pour augmenter le tirant d’eau, de larges espaces, auparavant remaniés lors des crues, ont été artificiellement stabilisés par des épis et donc colonisés par des boisements. Du développement naturel de la végétation sur des espaces non naturels, il résulte aujourd’hui une forêt alluviale qui possède une valeur patrimoniale élevée mais qui n’en est pas moins artificielle. L’anthropisation du paysage (naturalité faible) n’est pas systématiquement synonyme d’une faible fonctionnalité ni d’une faible diversité de l’hydrosystème. Le cas de l’Arve au niveau de la plaine de Contamine est, à ce titre, très intéressant. L’extraction de graviers dans le lit, outre l’effet sur la dynamique morphologique du chenal, a laissé dans le paysage des traces encore très visibles aujourd’hui, à savoir des plans d’eau correspondants aux fosses des anciennes extractions. Ces plans d’eau, creusés sur des sites autrefois occupés par de la forêt alluviale, ont donc participé à la diminution de sa surface et à sa fragmentation physique. Mais ils sont, aujourd’hui, des écosystèmes remarquables qui ont une valeur biologique à l’échelle régionale. D’une part, ce sont des milieux aquatiques lentiques et ouverts, accueillant des espèces non présentes dans les autres compartiments de l’hydrosystème. D’autre part, leur forte imbrication dans le paysage se traduit par un linéaire important d’écotones terre/eau et par une richesse écologique élevée, notamment au niveau ornithologique.

27 Ainsi, en termes de gestion, la naturalité apparaît plus comme un « produit dérivé » du maintien ou de la restauration des processus naturels (= fonctionnalité) et de la non-intervention qui permettent aux forêts alluviales de conserver leur spécificité qu’un véritable objectif à atteindre.

3.4 Quelle référence choisir pour définir des objectifs de gestion ?

28 Que l’on s’intéresse à la relation homme/nature ou à la mise en œuvre concrète de modalités opératoires de gestion et d’aménagement des espaces naturels, la notion de référence est fondamentale. La structure spatiale d’une forêt alluviale et son fonctionnement, à un instant donné, rendent compte de son état actuel. Comme nous l’avons montré précédemment, cet état résulte de l’expression des processus naturels plus ou moins intenses agissant sur des espaces qui portent l’empreinte directe et indirecte des sociétés humaines. Compte tenu de leur valeur patrimoniale, les forêts riveraines sont alors l’objet de deux stratégies possibles de gestion conservatoire : le maintien des zones présentant encore un niveau fonctionnel élevé ou la restauration des zones considérées comme dégradées. La restauration, au sens large, recouvre en réalité de nombreuses actions de gestion qui visent, toutes, à améliorer la qualité écologique ou une fonction socio-économique et/ou à augmenter la superficie d’un type de milieu ayant subi une modification du fait des actions humaines (revalorisation, réhabilitation, revitalisation…). Il s’agit donc de modifier l’état actuel pour se rapprocher au maximum d’un état souhaité censé correspondre à l’objectif fixé par la société, ou du moins, par ces représentants au sens large (élus, praticiens…). Pour déterminer les caractéristiques de l’état souhaité, il est souvent fait appel à un état de référence censé représenter le stade de fonctionnement avant la modification humaine du système. À ce niveau, il est courant de considérer que l’état de référence correspond à un état passé. En effet, la restauration écologique stricto sensu correspond au « rétablissement des fonctions de la ripisylve ainsi que des processus chimiques, biologiques et physiques ayant cours avant la perturbation » (NRC, 1992). Lorsque la perturbation (généralement assimilée aux activités humaines) est relativement récente, il est aisé de déterminer les caractéristiques du système naturel original, en se référant, par exemple pour les cours d’eau nord-américains, aux observations faites par les premiers explorateurs (ex. : Sedell et Luchessa, 1982). Cependant, en Europe, où l’impact anthropique sur le paysage est plus ancien, il n’existe pas de témoignages directs de ce que pouvait être un fond de vallée naturel, c’est-à-dire avant que la pression humaine n’affecte leur fonctionnement. Même s’il était possible de retrouver certaines traces de ces milieux, quel serait le sens d’un retour généralisé vers un état révolu depuis plusieurs siècles correspondant à un autre contexte climatique, à un autre fonctionnement hydro-géomorphologique et surtout à d’autres pratiques des sociétés riveraines. Dans ce cas, quel état de référence retenir, le XVIII^e siècle, le XVII^e siècle, le XVI^e siècle, encore avant ? Il semble donc illusoire de se fixer comme état souhaité un soi-disant état de référence, qui est en réalité un état passé parmi d’autres, situé à un moment donné, sur une trajectoire complexe. La notion d’état de référence doit donc être clairement distinguée de celle de d’état passé, et la notion de restauration de celle de réhabilitation (Boyer et Piégay, 2003). De plus, dans la mesure où les boisements alluviaux sont en évolution permanente, il convient également de substituer la notion de dynamique de référence à celle d’état de référence. L’objectif a atteindre n’est plus une structure figée, mais il est caractérisé par un niveau de fonctionnalité évoluant dans le temps (Hughes et alii, 2005), comme par l’existence de connexions hydro-géomorphologiques entre boisement, chenal et nappe, l’existence d’échanges biologiques inter et intra-tronçons ou l’existence de conditions favorables à l’expression des forces successionnelles depuis les stades pionniers jusqu’aux stades matures…