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Les espèces envahissantes dans l’archipel néo-calédonien

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Marie-Laure Beauvais
, 
Alain Coléno
, 
Hervé Jourdan

Première partie. Synthèse et Recommandations

Comment évaluer les impacts économiques ?

Texte intégral

1Faut-il « donner une valeur à la nature » ? Sur quelles bases l’évaluer ? Si des divergences subsistent sur la légitimité de telles évaluations, nombre d’économistes s’accordent sur l’intérêt de leur discipline pour appréhender les mécanismes conduisant à la destruction des milieux naturels. Systèmes écologiques et humains sont en effet étroitement imbriqués. L’objectif des évaluations est de disposer d’outils sur lesquels fonder des politiques environnementales. Encore faut-il s’accorder sur les méthodes et les critères à prendre en compte. C’est ainsi que pour les seuls États-Unis, la fourchette des coûts imputables aux espèces allochtones introduites s’étalerait, selon les études, entre des montants annuels de 1,1 milliard de dollars et de 138 milliards de dollars (il est raisonnable de penser que la réalité se situe plutôt dans les valeurs hautes de ces estimations). Il n’en reste pas moins qu’un tel écart montre la nécessité de bien comprendre les principes et les limites de chaque type d’analyse économique en matière d’environnement.

2Traditionnellement, une telle analyse distingue deux grandes catégories de valeurs pour les écosystèmes : les valeurs d’usage et les valeurs de non-usage (ou passives). Les premières font référence à des écosystèmes fournissant des biens et des services (soit à usage direct comme la production d’une ressource, soit à usage indirect comme l’aptitude à stocker du carbone). Les secondes reflètent l’importance accordée à des ressources non destinées à l’utilisation : les valeurs d’existence (le tigre du Bengale, par exemple) ou de legs (pour les générations futures). Un troisième type de valeurs intervient, les valeurs dites d’option, qui permettent de traduire la notion de valeur pour des usages ultérieurs. La valeur économique totale (VET) est une combinaison des trois précédentes. Reste que donner une valeur à une espèce ou à un écosystème est une gageure (par exemple, toutes les espèces ne sont pas « égales » : aux derniers représentants d’une espèce peut être attachée une valeur supérieure à celle d’une espèce bien représentée). Il faut, en outre, garder en tête que la valeur économique des écosystèmes se limite à une approche anthropocentrique et utilitariste.

COÛTS ET BÉNÉFICES DES ESPÈCES ENVAHISSANTES

3L’une des difficultés rencontrées dans l’évaluation des impacts économiques des espèces envahissantes vient du caractère souvent dual de ces effets : une espèce peut être source de nuisance pour la biodiversité mais aussi source de revenus pour l’économie du pays. C’est le cas d’espèces introduites pour des usages agricoles ou horticoles, entre autres. Par ailleurs, les notions d’introduction volontaire ou d’introduction fortuite ne sauraient permettre d’établir le caractère positif ou négatif de ces introductions. Certaines espèces introduites volontairement ont en effet causé des dommages considérables (la perche du Nil dans le lac Victoria) tandis qu’à l’inverse, des espèces introduites par hasard se sont avérées être d’un intérêt économique supérieur au coût des problèmes engendrés.

4Les impacts économiques peuvent en fait être classés en deux catégories : les effets de marché (variations de prix et de surplus associés) et les effets non marchands. Les coûts des effets non marchands atteignent des valeurs considérables, comme le montre le tableau 9.

Tableau 9 – Coûts annuels estimés liés à l’introduction de micro-organismes allochtones aux États-Unis (source : Pimentel et al., 2000)

Tableau 9 – Coûts annuels estimés liés à l’introduction de micro-organismes allochtones aux États-Unis (source : Pimentel et al., 2000)

5À cette seconde catégorie appartiennent les impacts sur les écosystèmes et ceux sur la santé publique. Il faut y ajouter les impacts sur les activités exploitant les ressources naturelles (pertes de cultures, déclin de la valeur de la terre, nuisances sur les ressources en eau, maladies du bétail, contaminations génétiques, coûts de gestion et d’éradication). Les dégâts sur les infrastructures sont également de cette deuxième catégorie : par exemple, l’envahissement des canalisations et des centrales hydrauliques de la région des Grands Lacs d’Amérique du Nord par la moule zébrée.

MÉTHODE D’ANALYSE COÛTS/BÉNÉFICES

6L’analyse coûts/bénéfices (ACB) vise à étudier la pertinence d’une réglementation : elle met en balance les conséquences économiques de cette réglementation (au regard du fonctionnement des marchés) et les gains liés à la réduction des risques. En complétant le travail d’évaluation des risques par les scientifiques (probabilité d’invasion, conséquences environnementales attendues), elle offre aux décideurs publics un moyen d’arbitrer entre plusieurs formes d’intervention. Son objectif est de quantifier en termes monétaires l’ensemble des pertes et gains liés aux risques d’invasions et aux politiques de contrôle de ces risques, et de renseigner sur l’efficacité relative des instruments de gestion du risque. Cet outil a bien entendu ses limites, ce qui impose de rester circonspect lors du passage des résultats économiques à la prescription des politiques environnementales envisagées (voir plus loin le paragraphe « Forces et faiblesses de l’ACB »). Bien que l’utilisation de l’ACB soit recommandée par de nombreuses organisations internationales et agences gouvernementales, cette analyse reste en effet critiquée, en particulier sur sa pertinence à l’égard des invasions biologiques.

7Dans le domaine environnemental, l’analyse coûts/bénéfices consiste à évaluer les impacts environnementaux attendus de tel ou tel scénario réglementaire (laisser-faire, campagne d’information, réglementation…). Le but est de mettre en perspective les bénéfices attendus de la réduction des risques avec les coûts de mise en place d’une politique publique. Cela suppose d’être capable d’estimer, pour chaque scénario, la probabilité d’invasion (en fonction des paramètres naturels, économiques, réglementaires, voir p. 59), la nature et l’étendue des dommages environnementaux possibles (en fonction des mêmes paramètres) et la valeur que représentent ces dommages pour la société (ou les bénéfices d’un dommage évité/réduit). Si l’espèce introduite a des effets bénéfiques, ceux-ci peuvent soit être inclus dans la valorisation des impacts environnementaux (stabilisation des sols, valeur récréative des forêts…), soit être comptabilisés séparément s’il s’agit de bénéfices marchands.

8Le travail de quantification nécessite d’exprimer dans une même unité tous les effets des espèces envahissantes (effets de marché et effets non marchands). Par souci de simplicité, on choisit le plus souvent une valeur monétaire dite actualisée, de telle sorte que les coûts engendrés par un projet à des temps différents puissent être comparés : l’idée est de ramener toutes les valeurs à une mesure commune, en général la valeur actuelle. À noter cependant que cette pratique fait l’objet de controverses dans les projets environnementaux, car elle tend à écraser les effets bénéfiques futurs d’un programme de conservation (voir la contribution de A. Thomas et al.) : ces derniers sont souvent attendus à moyen, voire à long terme, alors que les dépenses sont immédiates.

9L’analyse coûts/bénéfices se déroule alors selon un certain nombre d’étapes. Il faut bien sûr déterminer les agents à intégrer dans l’analyse (coûts et bénéfices pour qui ?). Il faut également identifier les actions réglementaires envisagées. Un inventaire de tous les impacts potentiels de ces mesures doit alors être réalisé (effets environnementaux et effets de marché), en s’appuyant sur des indicateurs appropriés pour les mesurer. Les étapes suivantes consistent à donner une valeur économique à tous ces impacts, à actualiser les coûts et les bénéfices futurs, et à additionner ces valeurs actualisées. Vient ensuite l’étude de « sensitivité » (robustesse de l’analyse). Il est alors possible de recommander l’alternative réglementaire engendrant les plus grands bénéfices sociaux nets.

10La réalisation de l’inventaire est une étape délicate, et en particulier la mesure des effets du marché. Ces derniers rendent compte du fait que l’intervention publique visant à contrôler un risque environnemental n’est pas neutre : elle a des répercussions sur les fonctions d’offre et de demande et induit donc des variations dans les surplus des agents qu’il faut inclure dans l’analyse coûts/bénéfices (voir la contribution de A. Thomas et al.). Certaines situations de risques peuvent de fait être analysées comme des dysfonctionnements (défaillances) de marché, que des instruments de politique publique viennent corriger (normes obligatoires pour les producteurs, politiques d’information pour améliorer la perception des risques, écotaxes, politique de responsabilité civile/environnementale). Ces instruments influencent la structure de coût des producteurs et la demande des consommateurs.

11La plupart des études relativement complètes, mentionnant des valeurs pour les rapports entre bénéfices et coûts des politiques de lutte contre des espèces envahissantes, proviennent d’Afrique du Sud et des États-Unis. C’est notamment le cas pour la lutte biologique en Afrique du Sud, où les coûts de recherche ont atteint près de 3 millions de dollars entre 1997 et 2000. Mais les rapports entre les bénéfices du programme et son coût, pour une région ou une espèce envahissante particulière, sont très élevés : il est par exemple proche de 1 130/1 pour le contrôle de l’Azolla filiculoides. On peut également citer les cas du cactus Opuntia aurantiaca et des mesures de contrôle contre Acacia saligna. Les rapports bénéfice/coût des programmes d’éradication dans les bassins versants sont compris entre 6/1 et 12/1, ceux associés aux plantations non valorisables économiquement entre 360/1 et 382/1 (voir la description de tous les exemples dans la contribution de A. Thomas et al.). Il convient de prendre de telles valeurs avec précaution, dans la mesure où la probabilité de succès d’une politique d’éradication a tendance à être surestimée dans l’analyse.

12Il est toutefois important de souligner ici le rôle crucial des mesures incitatives. L’échec de la campagne d’éradication du bunchy top en Nouvelle-Calédonie (1999-2001) tient sans doute pour une grande part à l’insuffisance de telles mesures. Quels que soient les bénéfices attendus en théorie d’une politique de contrôle des risques, son efficacité dépend de son implémentation effective. Dans le cas du bunchy top, il est clair que la population n’a pas joué le jeu. Or, il semble que les incitations individuelles n’aient pas convaincu la population de l’intérêt de participer : indemnisation par souche perçue comme faible, période de « vide sanitaire » imposée avant de pouvoir replanter, incertitude des familles victimes de destruction sur les conditions d’acquisition de nouveaux plants sains, etc. En outre, les destructions privaient durablement ces familles d’un aliment vital pour elles. Cet exemple illustre l’importance d’une réflexion plus approfondie sur les effets socio-économiques des politiques d’éradication et de lutte contre les espèces envahissantes en général.

13Se pose aussi la question du partage des coûts. Une intervention publique ne sera couronnée de succès que si les pollueurs sont véritablement incités à tenir compte des coûts sociaux (internalisation de ces coûts). C’est le but des instruments économiques de type écotaxes ou responsabilité civile/environnementale. Différentes variantes du principe pollueur/payeur sont notamment envisageables (en prenant toutefois garde aux effets de marché). L’un des objectifs doit être de mettre en place des instruments qui ne découragent ni le commerce, ni le tourisme tout en étant sources de revenus destinés au financement des mesures d’inspection, de prévention et de contrôle. En fait, les invasions biologiques constituent peut-être la seule externalité des échanges internationaux qui, pour être réellement contrôlée, demanderait de réduire ces échanges, ce qui plaide en faveur d’une taxe. Certains auteurs avancent qu’une politique optimale consisterait à calculer une écotaxe (une telle taxe s’apparente à ce que les économistes dénomment une taxe pigouvienne) dont une partie serait une contribution correspondant au dommage marginal d’une introduction, et l’autre une contribution aux coûts d’inspection.

ANALYSE COÛTS/BÉNÉFICES EN NOUVELLE-CALÉDONIE

14Avant toute analyse coûts/bénéfices, il faut s’accorder sur la définition des politiques à envisager, lesquelles sont mises en regard de scénarios d’événements probables. Ces scénarios se traduisent par des probabilités plus ou moins fortes d’établissement ou de propagation (dans le cas d’espèces déjà introduites), et par des probabilités plus ou moins importantes d’introduction (dans le cas d’espèces envahissantes nouvelles). Compte tenu du caractère multiforme des invasions (espèces diverses, stades d’établissement différents avec des probabilités variées…), il est généralement plus judicieux de prévoir une combinaison d’instruments de politique environnementale (voir le tableau 10). Certains d’entre eux peuvent d’ailleurs servir de support au financement d’instruments parallèles : par exemple, les revenus d’une taxe sur les importations (ou les passagers) peuvent alimenter le budget des services d’inspection et de quarantaine.

15Le fonds de responsabilité concerne les exportateurs de marchandises ayant fourni un certificat phytosanitaire préalable. Il est alimenté par des versements préalables à l’importation, en proportion de la valeur des produits. En cas d’introduction avérée, la cotisation n’est pas remboursée si la preuve est apportée que les espèces proviennent d’un exportateur particulier. Ce fonds fonctionne donc comme une garantie fortement incitative pour l’exportateur. Reste le problème de la preuve, qui a conduit à des schémas un peu plus sophistiqués (voir la contribution de A. Thomas et al.). L’avantage d’un tel système réside dans le fait que des fonds importants sont immédiatement disponibles pour appuyer une politique de quarantaine ou d’inspection plus poussée, ou encore pour financer des mesures d’éradication.

Tableau 10 – Politiques de lutte contre les espèces envahissantes et scénarios

Tableau 10 – Politiques de lutte contre les espèces envahissantes et scénarios

16Le fonds de solidarité est un instrument associé à une responsabilité partagée : il est alimenté par les pouvoirs publics et par les autres parties prenantes (importateurs, certaines catégories de producteurs locaux…). Il sert à lutter contre les espèces déjà introduites et permet de couvrir partiellement les coûts de campagnes d’éradication et de sensibilisation/communication. Il ne présente en revanche aucun caractère incitatif.

17Quant à la taxe sur les plantes ornementales, elle constitue un exemple d’écotaxe ou taxe pigouvienne particulière : son assiette repose sur le secteur du commerce local. Elle intègre le fait que les dommages liés à la naturalisation ou à la propagation de ces espèces proviennent des bénéfices engendrés par le commerce dans ce secteur. Un problème spécifique est posé par la fourniture, de plus en plus fréquente avec le développement de l’internet, de graines et de semences via le courrier postal. L’efficacité des mesures de lutte repose donc aussi sur la capacité des autorités à superviser le courrier. À défaut de moyens techniques et humains adéquats, il convient d’appliquer une taxation « indirecte », par exemple fondée sur le chiffre d’affaires, mais cette méthode risque de créer des distorsions assez pénalisantes.

18En ce qui concerne les introductions, chaque politique est déclinée en fonction des vecteurs et voies d’accès associées (taxes sur les importations et quarantaine) et des espèces recherchées (certifications, inspections). À l’inverse, l’instauration d’un fonds de solidarité/responsabilité ou d’une taxe sur les importations ne dépend pas a priori de l’espèce. Pour les espèces déjà introduites, les mesures doivent être conduites en fonction des espèces repérées (surveillance, campagnes de sensibilisation). Si l’objectif global de la politique publique consiste à lutter contre de nouvelles invasions, tout en éradiquant ou en s’adaptant aux espèces introduites et établies, la question est alors de réaliser un arbitrage entre politiques « traditionnelles » de prévention (mesures aux frontières, quarantaine…) et nouvelles mesures. En particulier, la probabilité d’invasion peut être significative pour certaines voies d’accès (voir le tableau 8).

19Une fois la panoplie de politiques retenues, sur une base de faisabilité technique et juridico-administrative, il faut en évaluer le coût, en moyenne annuelle pour les premières années et selon la formule de la valeur nette actualisée. Ces sommes sont alors comparées aux bénéfices attendus, notamment en termes de préservation de l’écosystème local et des différentes valeurs d’usage. Un paramètre important à considérer est la probabilité de succès : c’est elle qui déterminera au final le dommage évité, au regard du coût des mesures.

20Le recueil des données constitue l’un des points clés. Il s’agit de trouver toutes les données nécessaires à la construction de l’indicateur, constitué par le rapport bénéfices sur coûts des politiques envisagées. Elles comprennent les données relatives aux dommages engendrés par les espèces envahissantes (directement évalués ou à défaut à partir de la valeur des ressources naturelles utilisées). La valeur de la biodiversité est sans doute la plus difficile et la plus coûteuse à obtenir, ce qui peut conduire à retenir plusieurs niveaux dans le calcul des dommages (avec ou sans valeur de la biodiversité). Une seconde série de données concerne le coût des politiques. Ce coût doit, entre autres, intégrer l’impact sur le consommateur final, dans le cas où de nouveaux instruments sont mis en place (écotaxes, fonds de solidarité…).

21La répercussion des coûts est variable selon les instruments utilisés. Concernant les écotaxes, ceux-ci sont principalement supportés par le consommateur final, le coût direct pour les pouvoirs publics étant très limité. En ce qui concerne les politiques d’inspection et de quarantaine, des investissements importants seraient à attendre en Nouvelle-Calédonie, en termes d’équipements mais aussi, et surtout, de formation des personnels. Il est plus aisé de chiffrer les variations de coût attendues de l’instauration d’une politique étendue (cas des mesures avant ou à la frontière). Par ailleurs, étant donné l’importance prise par la voie d’accès postale, il faudrait consentir un investissement important dans la détection (rayons X, formation de personnel). Quant aux particuliers, plus difficilement contrôlables, leur contribution doit s’appuyer sur une détection à l’arrivée des courriers, suivie d’une vérification des déclarations d’importation dans le pays.

FORCES ET FAIBLESSES DE L’ANALYSE COÛTS/BÉNÉFICES

22L’analyse coûts/bénéfices est la seule approche théoriquement fondée (eu égard à la théorie de la décision en information limitée ou imparfaite) car elle incite à rechercher toutes les informations scientifiques disponibles afin d’améliorer les outils d’aide à la décision. Reste que cette méthode a les défauts de ses qualités. L’un des problèmes tient à la nécessité de fournir une distribution réaliste des événements que les politiques publiques cherchent à contrôler. En particulier, la probabilité de réussite d’une politique de contrôle peut être surestimée dans l’analyse, ce qui conduirait alors à des ratios bénéfices/coûts exagérément élevés. Certes, l’ACB est intéressante par son caractère a priori exhaustif, mais elle conduit rarement, en pratique, à des prédictions fiables et robustes en terme de choix public. Elle est notamment très exigeante en termes de données (voir l’encadré).

23Mais la difficulté la plus sérieuse concerne la fiabilité de cette analyse dans l’évaluation des bénéfices environnementaux, qui porte sur des biens non marchands et ne font généralement l’objet d’aucune transaction monétaire (voir en détail dans la contribution de E. Gozlan et al.). Une solution consiste à se fonder, si c’est possible, sur la valeur de biens associés, et qui eux ont une valeur marchande : identification des préférences par révélation, ou approche dite des préférences révélées. En l’absence de tels repères, on peut utiliser des techniques d’enquête auprès d’une population de consommateurs. On leur demande de se placer dans une situation fictive d’usage (avec prix et coûts d’usage). La réalisation de ce type d’« étude de marché » fictive donne lieu à la méthode d’identification dite des préférences déclarées. Un protocole relativement consensuel a été adopté au plan international pour ces enquêtes (Panel NOAA Guidelines, 1993).

Liste non exhaustive des données nécessaires pour l’analyse d’une seule espèce envahissante et d’une seule politique de lutte
Valeur actuelle moyenne de la biodiversité sur le territoire.
– Valorisation économique des ressources naturelles par l’agriculture, le commerce et l’industrie.
– Valorisation des ressources existantes par le tourisme.
– Proportions géographiques des zones et territoires potentiellement touchés par l’invasion biologique.
– Proportion des valorisations ci-dessus subissant une perte liée à l’invasion (ou probabilité d’invasion).
– Coûts fixes associés à la politique (investissement en bâtiments et autres facteurs fixes, formation et éducation).
– Coûts variables (personnel, consommations intermédiaires) liés à la politique.
– Données nécessaires pour évaluer les effets marchands (demande des ménages et des industriels, flux de commerce international, autres produits substituts…).
– Probabilité de succès de la politique.
– Taux d’actualisation à utiliser pour calculer la valeur nette actualisée des bénéfices et des coûts.
– Coefficients de pondération à utiliser dans le calcul de la somme des bénéfices sur différentes catégories d’acteurs (populations rurales ou urbaines, industriels, importateurs…).

24Troisième difficulté : le concept même de bénéfices environnementaux. La critique porte sur le fait que l’analyse coûts/bénéfices porte sur des biens non marchands. D’autres critiques reprochent à l’ACB de ne pas prendre en compte l’intérêt des générations futures. Mais il est surtout avancé que les raisons propres à motiver les politiques environnementales sont difficilement quantifiables : les considérations éthiques, psychologiques, voire religieuses, n’ont guère d’équivalent monétaire. En outre, se reposer sur une évaluation des préférences de la société ne serait pas toujours le meilleur moyen de garantir le respect de ces considérations. Enfin, certains auteurs reprochent à l’ACB son incapacité à intégrer les aspects de redistribution associés aux politiques publiques, une critique toutefois relativement peu fondée.

25Un dernier point donne lieu à débat, loin d’être clos, entre économistes : la conceptualisation et l’évaluation des valeurs de non-usage. De nombreux auteurs mettent en doute l’existence même de telles valeurs, ou du moins le caractère significatif des valeurs attribuées. Leur valeur d’existence ne devrait donc se concevoir qu’au travers de leur usage par les générations futures : c’est parce que les ressources pourraient être valorisées dans le futur qu’elles ont une valeur d’existence aujourd’hui. Dans la littérature économique appliquée, les valeurs de non-usage ou d’existence sont en général traitées sous la forme d’une utilisation de ressources naturelles non encore profitables, mais qui pourraient le devenir si les conditions de marché se montraient favorables.

QUELLES MÉTHODES ALTERNATIVES ?

26Dans la pratique, la question est le plus souvent d’effectuer un arbitrage entre une méthode satisfaisante, mais très exigeante en termes de données (ACB), et une méthode plus robuste. L’objectif est en effet de fournir un critère de décision le moins tributaire possible du degré d’imprécision des méthodes. Autrement dit, si les estimations utilisées dans l’ACB sont trop peu précises, on peut être amené à considérer des critères plus restrictifs mais sollicitant moins de données.

27L’une des méthodes alternatives s’appuie sur le principe de précaution (Déclaration de Rio de 1992), qui définit un cadre de conduite à tenir en cas d’activité menaçante pour l’environnement. Au terme de ce principe, il est recommandé de ne pas attendre la preuve scientifiquement établie des liens de cause à effet ou de l’étendue des dommages pour prendre des mesures de prévention. Ce principe est donc parfois assimilé à la recherche du risque zéro, ce qui le rendrait alors incompatible avec la croissance économique et celle du bien-être des sociétés, tributaires en partie des innovations et de leur diffusion. Une vision moins restrictive consiste à sélectionner les décisions réversibles ou susceptibles d’être corrigées dans le futur. Il convient alors d’introduire une notion importante dans les modèles dynamiques avec incertitude, celle de valeur dite d’option (voir la contribution d’E. Gozlan et al.). Cette dernière est interprétée comme la différence entre valeur actualisée espérée, suite à une prise de décision après résolution d’une incertitude, et valeur actualisée ex ante, en situation d’incertitude.

28En pratique, le principe de précaution devrait donc conduire à arbitrer entre deux risques : celui de prendre des décisions trop tardives (conduisant alors à des dommages éventuels très importants), et celui de prendre des décisions trop hâtives (d’où un frein important à la croissance économique). Le débat entre partisans et adversaires des approches ACB vs principe de précaution n’est pas clos. Les partisans de la première semblent privilégier l’hypothèse selon laquelle les risques catastrophiques (changement climatique…) restent très improbables, et que les sociétés ont le temps de s’y préparer. Ses détracteurs estiment qu’en l’absence de probabilités fiables à associer aux différents scénarios, il est impossible de calculer des dommages espérés. Un compromis relatif se dégage selon lequel le principe de précaution peut être suffisamment tempéré pour correspondre à une extension de l’ACB, dans laquelle l’aversion au risque serait prise en compte.

29Une autre méthode, l’analyse coût-efficacité (Cost-Efficiency), conduit à considérer l’objectif environnemental à atteindre comme donnée exogène, contrairement à l’analyse ACB. À l’inverse de cette dernière, qui suppose connus les coûts des politiques pour des bénéfices incertains, l’approche coût-efficacité suppose que la flexibilité provient des coûts, pour un bénéfice futur prédéterminé. Un exemple de cette approche concerne l’objectif de réduire les émissions de gaz à effet de serre (Protocole de Kyoto). Selon les cas, cette approche peut s’avérer être plus robuste que l’ACB, notamment lorsque les bénéfices espérés d’un ensemble de mesures sont mal connus. Une dernière catégorie d’approches, fondée sur la recherche d’un risque minimum, s’intéresse aux événements extrêmes dans la distribution de probabilité liée aux risques étudiés (voir la contribution d’E. Gozlan et al.). Typiquement, la stratégie « sécurité d’abord » (Safety First) consiste à déterminer la politique minimisant la probabilité d’un événement défavorable.

QUELLE(S) MÉTHODE(S) POUR LES ESPÈCES ENVAHISSANTES ?

30L’incertitude, dans le cas des espèces envahissantes, porte moins sur la possibilité d’occurrence d’un dommage que sur son étendue et sur l’efficacité des mesures préventives envisagées. L’ACB peut fournir un cadre transparent et objectif. En tant que principe, cette méthode a été largement adoptée comme guide pour la prise de décisions d’ordre phytosanitaires. Elle constitue un élément de gestion des risques à part entière dans les recommandations du Groupe d’experts intergouvernemental sur l’évolution du climat (GIEC), aux États-Unis et en Australie. De son côté, le New Zealand Biosecurity Act de 1993 décrit le déroulement d’une ACB appliquée aux décisions de quarantaine. Enfin, les réglementations européennes la recommandent comme approche pour les décisions concernant les dommages sur la biodiversité (European Commission, 2000). Le principe de l’ACB est tout à fait compatible avec l’utilisation de listes blanches (ou noires).

31En cas de données insuffisantes, plusieurs alternatives pratiques, mais respectueuses de la philosophie de l’ACB, sont envisageables. Le livre blanc sur la responsabilité environnementale propose en particulier d’utiliser un critère de « raisonnabilité ». Celui-ci a pour fonction de rendre compte d’un consensus subjectif sur le caractère raisonnable de gérer un risque, au regard de ce que l’on connaît du problème. Un tel critère est bien adapté lorsqu’une décision rapide s’impose pour éviter un envahissement au-delà du contrôlable. Cette démarche s’apparente à une approche de précaution, la prévention étant généralement moins coûteuse que la réparation. La question de l’allocation optimale d’un budget limité entre mesures de prévention et mesures de contrôle post-introduction n’est cependant pas triviale et constitue en elle-même un autre dilemme pour le régulateur public (voir la contribution d’E. Gozlan et al.).

32Quoi qu’il en soit, la recherche d’une stratégie optimale de prévention et de lutte contre les espèces envahissantes ne saurait se résumer à un problème de disponibilité des données. Par exemple, la simplicité de la formulation du principe de l’ACB (du moins dans sa version la plus élémentaire) masque une hypothèse de pondération uniforme des différents groupes d’intérêt, ce qui sous-entend que le décideur public est indifférent à leur position relative. Il s’agit déjà d’une hypothèse sur ses préférences. L’ACB vise en effet à classer les différentes politiques de lutte envisageables, qu’elles soient privilégiées ou non par les décideurs (il s’agit d’un critère positif et non normatif). Quant aux stratégies alternatives évoquées précédemment, elles intègrent des préférences plus sophistiquées des décideurs publics. En fait, chaque stratégie reflète les préférences implicites (ou explicites) des pouvoirs publics.

33En Nouvelle-Calédonie, l’éventail des politiques ou mesures envisagées reste limité : une politique de quarantaine à redéfinir avec l’établissement de listes blanches ou noires, des voies d’inspection (containers, poste), des écotaxes. Si l’objectif est de limiter les risques liés à une application ou à un contrôle insuffisant, une approche Safety First devrait être utilisée. Dans ce cas, les jardineries et pépiniéristes seront sans doute les plus affectés. Par exemple, une liste blanche d’espèces dont l’importation est autorisée revient à interdire de fait toutes celles dont l’innocuité n’est pas avérée. Les coûts de la précaution sont alors supportés par les secteurs susceptibles de tirer profit de leur introduction, sans qu’une analyse ACB ait légitimé les pertes économiques induites. Un argument en faveur de cette approche serait d’amener les parties prenantes à s’impliquer dans la production des données manquantes. Si, à l’inverse, les préférences des Pouvoirs publics sont en faveur d’un bénéfice total non-pondéré le plus élevé possible, une politique de répartition des coûts plus diffuse sera éventuellement préférée (tourisme, importations générales), au prix d’une incertitude plus forte sur les bénéfices réels de la politique.

34Enfin, il est clair que le caractère d’urgence doit être le facteur décisif. Si les pouvoirs publics néo-calédoniens veulent lutter efficacement, au regard de l’utilisation des fonds publics, contre les espèces envahissantes d’ores et déjà répertoriées selon leur degré de dangerosité, alors il leur faut attendre plus d’informations scientifiques. En d’autres termes, une analyse coûts/bénéfices digne de ce nom exige un temps qui peut ou non être qualifié de précieux. De plus, le phénomène de « latence » dans la propagation de l’espèce, mentionné plus haut, rend parfois plus difficile l’identification de l’introduction à combattre. Si, à l’inverse, la situation est jugée suffisamment urgente pour que le principe de précaution s’applique, des critères comme ceux présentés plus haut permettront d’évaluer la pertinence de politiques entreprises à court terme, sur la base d’une information scientifique limitée. Certes moins efficaces à terme, ces dernières mesures permettront de ne pas voir s’accroître la probabilité d’une catastrophe écologique liée à l’irréversibilité des conséquences d’invasions.

© IRD Éditions, 2006

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