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Les systèmes agricoles : support de biodiversité
Les terres agricoles ont pour vocation première la production, mais jouent aussi un important rôle pour la biodiversité par la surface qu’elles occupent à l’échelle globale (38.5% ; FAO 2011). Selon leur degré d’intensification, ces espaces auront des impacts plus ou moins importants sur la biodiversité, face auxquels beaucoup de solutions existent pour améliorer l’état de la biodiversité en milieu agricole tout en maintenant la même production.
Impacts de l’intensification agricole
La Politique Agricole Commune (PAC) constitue le principal moteur de l’intensification de l’usage des terres agricoles par la modernisation des moyens de productions (Van Zanten et al. 2014). Cette intensification s’est traduite par de profonds changements tels que la généralisation de l’usage de fertilisants, de pesticides, d’un travail du sol plus important et d’une homogénéisation des paysages, notamment par remembrement, menant à des déclins à la fois en termes de diversité et d’abondance des espèces sauvages (Benton et al. 2003 ; Bengtsson et al. 2005). Ces déclins ont été observés sur de multiples taxons tels que la flore et les arthropodes (Wilson et al. 1999), les hétérocères (Fox 2013), les chiroptères (Wickramasinghe et al. 2003), ou encore l’avifaune (Donald, Gree & Heath 2001). Concernant l’avifaune par exemple, un déclin spectaculaire des spécialistes agricoles est observé depuis 1980 en Europe (par exemple -55% et -67% pour l’Alouette des champs et le Bruant proyer respectivement ; EBCC 2016). L’augmentation de la taille moyenne des exploitations agricoles à l’ouest et au nord de l’Europe, en lien avec de trop faibles diversités culturales à l’échelle des exploitations par rapport au minimum requis par la PAC, ainsi que l’usage de fertilisants, constituent de bons indicateurs des pressions associées à ces déclins (Figure 1 ; Pe’er et al. 2014).
Ce degré d’intensification agricole, dont les multiples facettes peuvent être résumées par la quantité d’intrants par hectare (Figure 1), affecte la biodiversité sur de multiples échelles taxonomiques (Wilson et al. 1999 ; Donald et al. 2001 ; Benton et al. 2002, 2003 ; Wickramasinghe et al. 2003 ; Fox 2013 ; Teillard et al. 2015). Concernant les oiseaux agricoles, dont la diversité et l’abondance sont dépendantes de la disponibilité alimentaire en arthropodes et de graines provenant de la végétation spontanée et des cultures (Holland et al. 2006, 2012), l’intensité agricole affecte négativement la richesse spécifique (Figure 2a), favorise les communautés d’oiseaux spécialistes des grandes cultures (Figure 2b), et affecte négativement le niveau trophique de la communauté (Figure 2c) ainsi que la communauté des spécialistes des prairies (Figure 2d) (Teillard et al. 2015). D’une manière générale, l’intensification agricole provoque donc une homogénéisation des communautés, en favorisant seulement les mêmes quelques espèces spécialistes agricoles. Quelques causes sont identifiées même si leurs rôles respectifs et les mécanismes impliqués dans les déclins restent souvent peu connus, tels que le travail du sol (Holland 2004), les intrants chimiques (Taylor, Maxwell & Boik 2006), et la simplification des rotations ainsi que des paysages (Benton, Vickery & Wilson 2003; Bengtsson, Ahnström & Weibull 2005). Toutes ces orientations de pratiques agricoles ou de conception des paysages par les agriculteurs reposent sur des décisions propres à chacun et à chaque contexte. Ces décisions sont influencées par plusieurs facteurs : les lois du marché économique, les orientations politiques et les connaissances des institutions, tous les trois agissant à toutes les échelles allant du local à l’international (Figure 3 ; Reganold et al. 2011). Ainsi si l’on souhaite soutenir les politiques agricoles qui intègrent plus les enjeux de conservation de la biodiversité, il est important de tenir compte du fait que tout changement dans la façon de conduire une exploitation agricole devra se construire en fonction de ces trois facteurs. Le juste équilibre entre ces principes est indispensable pour maintenir une viabilité économique, en trouvant les solutions permettant d’affecter le moins possible la marge brute des agriculteurs, ou le cas échéant, parvenir à des compensations.
Limites des leviers de réduction des impacts de l’intensité agricole
Depuis 2013, la PAC inclut de nouvelles exigences de verdissement (par exemple la réduction de la fertilisation des prairies, bandes enherbées, retard de fauche, jachère fleurie) telles que les surfaces d’intérêt écologique (SIE, paiements directs dans le premier pilier de la PAC) et des changements dans les mesures agro-environnementales (MAE, paiements sur une base volontaire dans le second pilier de la PAC). Ces politiques européennes de verdissement ont pour but de devenir un outil important pour le maintien et la restauration de la biodiversité agricole. Les MAE ont jusqu’ici eu des effets faiblement à modérément positifs sur la biodiversité, notamment car elles ne ciblent pas spécifiquement d’espèces, et car elles sont appliquées sur de trop petites surfaces ou sur des surfaces avec des pratiques agricoles déjà très extensives (Kleijn et al. 2006). Certains comme Batary et al. (2011) vont plus loin et affirment que cela a pour conséquence d’utiliser de façon inefficace des fonds limités dédiés à la conservation de la biodiversité agricole. Les SIE quant à elles couvrent 3 à 8% de la surface des exploitations agricoles pour un même pays, et peuvent contribuer à augmenter la richesse spécifique de ces zones. En revanche, selon la surface établie, cette contribution varie fortement pour les papillons de jour, les oiseaux et les syrphes (Cormont et al. 2016).
En plus de ces outils, jusqu’ici relativement peu efficaces par rapport à l’ampleur des déclins observés, des réflexions principalement théoriques ont été menées pour tenter de trouver d’autres solutions pour réconcilier la production agricole avec la conservation de la biodiversité sur de larges échelles. Deux principaux scénarios opposés optimisant la conservation de la biodiversité et les fonctions de production ont jusqu’ici été proposés et largement discutés : intégrer les fonctions de production et de conservation au sein de paysages hétérogènes (land sharing) ou séparer les surfaces de production des surfaces de conservation sur des paysages homogènes (land sparing) (Fischer et al. 2008). Ces deux stratégies sont fréquemment controversées, principalement du fait de leur faible réalisme et applicabilité sur le terrain (Kleijn et al. 2006 ; Rudel et al. 2009 ; Fischer et al. 2014). De plus, leur efficacité est entièrement dépendante i) des objectifs de conservation, selon par exemple que soient visées les espèces ou les fonctions d’écosystèmes, et ii) de l’intensité locale de l’usage des sols et le contexte paysager (Kleijn et al. 2011). Aucune de ces deux stratégies n’apparait actuellement satisfaisante dans les régions agricoles, dont l’efficacité semble dépendre de l’échelle spatiale considérée (Power 2010). Ceci est d’autant plus important que ces paysages agricoles couvrent actuellement 38.5% de l’occupation du sol continental à l’échelle internationale (FAO 2011).
Dans ce contexte et en réponse aux limites évoquées dans la conciliation de la conservation de la biodiversité avec les fonctions de production, il semble indispensable de trouver des approches complémentaires à court terme sans changements radicaux permettant une acceptabilité par les acteurs et ainsi une adoption effective. Accroître le potentiel d’accueil de la biodiversité sans réduire la production agricole est une approche récemment étudiée, nommée « win-no loss situation ». En effet, il existe plusieurs possibilités d’optimisation de production alimentaire et d’amélioration de la biodiversité, selon lesquelles il semble possible d’accroître significativement la production sans altérer la diversité des communautés, d’oiseaux dans le cas présent, ou au contraire de maintenir la production actuelle tout en améliorant la biodiversité (Figure 4 ; Teillard et al. 2016).
L’aménagement du territoire et la biodiversité
Les terres agricoles sont les premières à faire l’objet d’artificialisation (MEDDE 2011), et pour protéger la biodiversité face à cette menace des dispositions réglementaires existent. Ces dispositions présentent une efficacité variable selon les types de projet d’aménagement, notamment concernant l’énergie éolienne pour laquelle la principale difficulté réside dans la quantification et la minimisation des impacts sur la biodiversité.
Les dispositions réglementaires
La consommation d’espaces due aux projets d’aménagement du territoire comme les infrastructures de transport et les habitations est une autre source majeure d’érosion de la biodiversité (Maxwell et al. 2016). Cette consommation d’espace s’accompagne de plusieurs grands mécanismes affectant la biodiversité : la perte brute en habitats, la diminution de leur continuité résultant de la fragmentation par un aménagement territorial spatialement très hétérogène, et les pollutions induites.
Dans ce contexte les aménageurs ont désormais l’obligation d’intégrer les enjeux biodiversité lors de la conception des projets en appliquant la séquence réglementaire « Eviter Réduire Compenser » (ERC ; MEDDE 2012). Cette séquence consiste donc à évaluer et quantifier les pertes écologiques engendrées par le projet, puis de tout mettre en œuvre dès la réflexion sur son implantation pour éviter les impacts, les réduire si des résidus subsistent et en dernier recours de les compenser si les précédentes étapes n’ont pas suffi à atteindre l’objectif d’absence de perte nette de biodiversité fixé par cette réglementation (Figure 7 ; Quétier & Lavorel 2011).
Même si l’obligation d’évaluer les impacts sur la biodiversité de projets d’aménagement entrepris par les collectivités publiques, ainsi que d’appliquer la séquence ERC, est implémentée dans la loi sur la protection de la nature du 10 juillet 1976, ce n’est que depuis l’arrêté du 19 février 2007 fixant les conditions de dérogations aux destructions d’espèces protégées qu’elle est réellement appliquée. La loi Grenelle II du 12 juillet 2010 et son décret du 30 décembre 2011 portant sur l’engagement national pour l’environnement a renforcé cette mise en œuvre en rendant toutes les activités, publiques ou privées, soumises à autorisation environnementale et application de la séquence ERC, selon des critères annexés relevant du code rural, du tourisme, de l’environnement et forestier (par exemple des critères surfaciques dans le cas de déboisements). En pratique, ce dispositif législatif impose l’élaboration d’un rapport d’évaluation des incidences sur l’environnement (études d’impact pour les projets, rapport sur les incidences pour les plans et programmes) par le maître d’ouvrage, puis l’examen par l’autorité autorisant le projet. Certains projets non soumis à autorisation environnementale font l’objet d’un examen au cas par cas permettant de déterminer si une étude d’impact doit être effectuée. Après la réalisation du projet, la doctrine ERC impose un suivi de l’efficacité des mesures d’évitement, de réduction et de compensation (MEDDE 2012). Cependant, les contours de ces obligations restent flous sans réellement définir les indicateurs à utiliser, la fréquence et la durée des suivis.
Malgré une forte ambition, les directives françaises, en vue de l’application de la séquence ERC, n’abordent pas les dispositions institutionnelles et les bases scientifiques nécessaires pour atteindre l’absence de perte nette de biodiversité, laissant les autorités locales, régionales et souvent les aménageurs eux-mêmes face à son application (Quétier, Regnery & Levrel 2014). Il en résulte actuellement que la demande croissante de compensation s’accompagne d’un traitement au cas par cas très variable et souvent inefficace, menant à des projets de compensation dont le résultat sur le terrain est insatisfaisant (Quétier, Regnery & Levrel 2014). L’imprécision de ces textes mène concrètement à une situation dans laquelle même les impacts sur des espèces aux statuts de conservation les moins favorables ne sont pas toujours compensés, les espèces communes (c’est-à-dire ayant des statuts de conservation plus favorables) étant par ailleurs les grandes absentes de la compensation (Regnery, Couvet & Kerbiriou 2013).
L’énergie éolienne : un cas particulier de projets
En application des objectifs mondiaux de réduction des gaz à effet de serre définis lors de la Conférence de Kyoto en 1997, l’union européenne a promu le développement des énergies renouvelables. Plus récemment, la Convention-cadre sur les changements climatiques, ratifiée par 195 pays lors de la 21ème session de la conférence des parties (COP21) du 12 décembre 2015 à Paris, vient renforcer le déploiement des énergies renouvelables parmi lesquelles l’éolien occupe une place importante. Dans le monde, entre 2005 et 2015, la capacité installée de production d’énergie éolienne a été multipliée par 7.3 (www.wwindea.org). En Europe, ce poste de production énergétique devrait devenir l’un des plus grands contributeurs, pour atteindre l’objectif de 20% d’électricité renouvelable d’ici à 2020 fixé par la directive 2009/28/CE relative à la promotion de l’utilisation de l’énergie produite à partir de sources renouvelables.
Parmi les projets d’aménagement les plus problématiques pour une application rigoureuse de la séquence ERC, l’éolien et sa forte croissance jouent probablement les premiers rôles. En effet bien qu’étant une énergie renouvelable, les éoliennes ne sont pas exempt d’externalités environnementales. Elles constituent un cas particulier puisque l’emprise au sol et la destruction d’habitat et d’espèce associées à l’installation sont généralement faibles, ou tout du moins facilement compensables. En revanche, des impacts diffus et continus dans le temps interviennent lors de la phase d’exploitation post-construction et sont de plusieurs natures. Le premier, le plus documenté, concerne des événements de mortalité par collision directe avec les pales du rotor ou barotraumatisme, qui concerne en premier lieu l’avifaune et les chiroptères (Barclay et al. 2007 ; Kunz et al. 2007a ; Baerwald et al. 2008 ; Northrup & Wittemyer 2013 ; Erickson et al. 2014 ; O’Shea et al. 2016). L’article 12 de l’arrêté du 26 août 2011 inscrivant les parcs éoliens au régime des installations classées pour l’environnement (ICPE) prévoit qu’ « Au moins une fois au cours des trois premières années de fonctionnement de l’installation puis une fois tous les dix ans, l’exploitant met en place un suivi environnemental permettant notamment d’estimer la mortalité de l’avifaune et des chiroptères due à la présence des aérogénérateurs ». Les estimations actuelles de mortalité sont fortement imprécises et varient beaucoup d’une étude à l’autre pour un même Etat : par exemple à l’échelle des Etats-Unis, deux études faisaient état de 10 000 à 573 000 mortalités d’oiseaux par an dont 83 000 rapaces (Smallwood 2013), puis 140 000 à 328 000 par an (Loss, Will & Marra 2013). Egalement, plusieurs études estimaient 166 000 cas de mortalité pour les chiroptères par an au Canada (Zimmerling & Francis 2016) et 888 000 par an aux Etats-Unis (Smallwood 2013). Concernant l’Europe, plus de 300 000 mortalités de chiroptères par an sont estimée en Allemagne due aux éoliennes (Voigt et al. 2012 ; Lehnert et al. 2014). Même si pour l’avifaune l’énergie éolienne ne semble pas être la première source de mortalité avec 0.57 millions de collisions par an aux Etats-Unis (contre 28.4 millions causés par les lignes haute tension, 199.6 millions par les réseaux routiers, 599 millions par les bâtiments et 2.4 millions par les chats) (Loss, Will & Marra 2015), elle semble constituer la plus grande source de mortalité chez les chiroptères (O’Shea et al. 2016). Ces extrapolations large échelle reposent sur des estimations locales basées sur des données de recueil de cadavres, pour lesquelles des méthodes corrigent plus ou moins efficacement les biais pouvant affecter le nombre brut de cadavres observés, à savoir l’efficacité de l’observateur et le taux de prédation (Erickson et al. 2000 ; Huso 2011 ; Korner-Nievergelt et al. 2011, 2013 ; Huso et al. 2014). Il existe donc d’importantes différences entre les effectifs comptés, puis corrigés et extrapolés. De plus, les extrapolations reposent sur des données recueillies à un instant donné, puis estimées de façon continue dans le temps, rendant l’étude des dynamiques des populations très complexe. Il est également établi que l’efficacité des suivis de terrain reste très variable, et dépend notamment de la visibilité au sol sous les éoliennes (Smallwood 2013). Par conséquent le nombre réel de cadavres est probablement sous-estimé au moins de moitié (Péron et al. 2013).
Le cycle relativement long des chiroptères avec une fécondité faible, combinée à une forte croissance de l’éolien dans le monde, ont progressivement fait émerger des enjeux du fait d’une forte sensibilité des taux d’accroissements attendus pour des impacts par mortalité des adultes (Kunz et al. 2007b). Ce sujet d’étude est d’autant plus complexe que des espèces migratrices longue distance composent ce taxon, comme par exemple la Pipistrelle de nathusius (Figure 8 ; Voigt et al. 2012) et les espèces de noctules, étant parmi les plus impactées par mortalité durant la migration, et pourtant parmi les moins étudiées (Kunz et al. 2007b).
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Table des matières
INTRODUCTION GENERALE
1. Le déclin de la biodiversité : causes, conséquences et solutions
2. Les systèmes agricoles : support de biodiversité
2.1. Impacts de l’intensification agricole
2.2. Limites des leviers de réduction des impacts de l’intensité agricole
2.3. Intensifier les efforts de conservation dans les espaces productifs
3. L’aménagement du territoire et la biodiversité
3.1. Les dispositions réglementaires
3.2. L’énergie éolienne : un cas particulier de projets
3.3. L’échec des études réglementaires dans la minimisation des impacts de l’éolien
3.4. Vers une amélioration des connaissances sur la quantification des impacts et leur compensation
4. Orientations et plan de la thèse
CHAPITRE 1 : Comment évaluer et minimiser l’impact de l’implantation d’éoliennes sur les chiroptères en milieu agricole ?
Introduction
Article 1. Barré K., Bas Y., Le Viol I., Julien JF., Julliard R., Kerbiriou C. A robust semi-automatic method to account for identification errors in bat acoustic surveys.
Annexes
Étude des pertes de fréquentation d’habitats engendrées par les éoliennes sur les chiroptères
Article 2. Barré K., Le Viol I., Bas Y., Julliard R., Kerbiriou C. Impact of wind turbines on bat activity: an omitted long-distance concern leading to high loss of habitat use.
Annexes
Discussion & perspectives
1. Approche méthodologique pour l’utilisation des données générées par les détecteursenregistreurs passifs
2. Mesure de la perte d’attractivité des habitats engendrée par les éoliennes
3. Pratique d’évitement de l’impact des installations éoliennes au regard de la réglementation et des pertes d’attractivité des habitats
CHAPITRE 2 : Quelles mesures d’accompagnement ou de compensation en réponse à l’implantation d’éoliennes ?
Introduction
Article 3. Millon L., Barré K., Julliard R., Compere P., Kerbiriou C. The assessment of ecological equivalences supporting the implementation of offset measures: a case study in intensive farming landscape in north-west France.
Annexes
Vers d’autres formes de compensation : les changements de pratiques agricoles
Article 4. Barré K., Julliard R., Le Viol I., Chiron F., Kerbiriou C. Tillage and herbicide reduction mitigate the gap between conventional and organic farming effects on foraging activity of insectivorous bats.
Annexes
Optimiser les gains écologiques de la simplification du travail du sol
Article 5. Barré K., Le Viol I., Julliard R., Kerbiriou C. Weed control method drives conservation tillage efficiency on farmland breeding birds.
Annexes
Discussion & perspectives
DISCUSSION GENERALE
1. Le rôle des études et décisions réglementaires dans l’optimisation de l’évitement et de la réduction des impacts de l’éolien
2. Les pertes d’habitats : conséquences sur le positionnement des éoliennes
3. Quantifier et compenser les pertes d’habitats générées par les éoliennes
4. Encourager la mise en place de mesures d’accompagnement et maximiser leurs bénéfices sur la biodiversité
5. Implications pour un développement de l’éolien durablement respectueux de la biodiversité
REFERENCES
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