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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

Quelles stratégies de lutte ?

Texto completo

1En dépit des moyens souvent considérables engagés pour lutter contre une espèce envahissante, le succès est loin d’être assuré, qu’il s’agisse de lutte mécanique, chimique, biologique ou écologique (c’est-à-dire une gestion globale des écosystèmes favorisant les espèces endémiques et défavorisant les espèces envahissantes comme la lutte contre le feu). Autant dire que la meilleure des protections contre de tels organismes reste sans conteste la prévention. Celle-ci peut se faire de diverses manières. La prévention la plus radicale consiste, au minimum, à exercer un contrôle rigoureux aux points d’accès sur le territoire, afin d’éviter toute introduction d’espèces déjà connues ailleurs pour leur pouvoir envahissant. Au cas où l’une d’entre elles serait déjà introduite, sans que l’on connaisse toutefois ses possibilités de nuisance, il faut en surveiller de près l’évolution et la dissémination éventuelle.

2L’une des difficultés rencontrées réside dans le fait que l’on ne dispose d’aucune description générique qui permettrait de caractériser biologiquement, à coup sûr, les espèces envahissantes, et donc de véritablement anticiper. Cependant, des corrélations plausibles établies entre le potentiel invasif et tel ou tel caractère légitiment la prudence. Au-delà de leur capacité à s’adapter aux perturbations du milieu où elles s’installent, les espèces envahissantes ne manifestent leur pouvoir d’invasion que sur le terrain. La prise en compte du problème, une fois l’invasion avérée, conduit à des situations dramatiques au plan de la biodiversité mais aussi au plan économique. Les coûts d’éradication sont alors énormes, et parfois sans commune mesure avec la taille de la surface affectée.

DE LA DÉTECTION À LA SURVEILLANCE

3Plus la détection est précoce, moins le contrôle ou l’éradication seront coûteux. Une fois une espèce introduite, on est souvent réduit à adopter une stratégie défensive (contrôle), souvent très onéreuse. Notons que la présence d’une espèce nuisible déjà détectée ne doit pas modifier les règles de quarantaine. En effet, la variabilité générale au sein d’une même espèce pourrait faire apparaître des variétés nouvelles encore plus nuisibles. Il est cependant illusoire d’espérer détecter tous les organismes nuisibles sur l’intégralité du territoire. La détection doit être ciblée, en se fondant notamment sur des listes de référence (comme celle de l’UICN, ou d’autres). Elle doit aussi s’appuyer sur une meilleure coopération entre les secteurs public et privé. Par exemple, en Australie, des « plans de biosécurité industrielle » ont été mis en place. Pour chaque espèce nuisible et menaçante identifiée, ces plans détaillent les différentes étapes de la conduite à tenir, jusqu’aux protocoles de quarantaine, de contrôle des mouvements et d’éradication.

4La détection aux points d’entrée et sur les voies et sites d’acheminement à l’intérieur des frontières est déterminante. Cela suppose un personnel qualifié, et là encore, une coopération entre le public et le privé. En Australie toujours, les coûts sont partagés, ce qui incite les exploitants à réagir rapidement. La vigilance doit être particulièrement soutenue dans les zones de forte densité de population, de même qu’il est utile de mutualiser les efforts au plan régional. Il faut, en outre, sensibiliser les acteurs concernés. C’est ainsi que près de 75 % des nouveaux taxons naturalisés sur le sol australien sont le fait d’introductions volontaires (dans un but ornemental généralement), ce qui impose d’informer les associations horticoles et botaniques. La détection des invertébrés, le plus souvent introduits de manière accidentelle, peut se faire sur la base des listes d’espèces nuisibles existantes. Pour les arthropodes, diverses techniques de piégeage semblent efficaces. Quant à la détection des nouvelles maladies, elle suppose l’existence de réseaux régionaux capables de promouvoir une prise de conscience des populations et des acteurs économiques concernés.

5Plus généralement, la sensibilisation par la diffusion d’images des espèces suspectées, par exemple sous forme de posters, est relativement efficace. De telles images et diverses informations sur ces organismes nuisibles sont disponibles en ligne via l’internet dans diverses bases de données (voir la contribution de A. Sheppard et al.). L’Australie, la Nouvelle-Zélande et l’Afrique du Sud ont été des pionniers en matière de programmes d’éducation du public destinés à favoriser l’alerte précoce de la présence d’espèces à haut risque. Les Français ont, pour leur part, mis au point un système simple d’identification des végétaux en ligne.

6En ce qui concerne la surveillance active, il est utile de faire le point sur l’état des connaissances relatives aux organismes potentiellement nuisibles concernés (biologie, épidémiologie…). Étant donné qu’une faible proportion des espèces allochtones introduites se traduit à terme par un envahissement (voir la règle dite des 3 x 10 dans l’introduction), il faut hiérarchiser les priorités. C’est l’objectif d’un système de surveillance. Pour la plupart des introductions d’invertébrés et de maladies, les stratégies d’éradication, ou du moins de confinement, devraient être quasi immédiates. Pour les végétaux, les réactions sont généralement moins rapides, leur phase d’établissement et de naturalisation étant souvent beaucoup plus lente. Mais, ce type de gestion est préjudiciable car, à terme, les pertes économiques liées aux végétaux sont nettement plus élevées.

7L’exemple des végétaux éclaire sur certaines des règles que doivent respecter les systèmes d’évaluation interne, les décisions ayant tendance à être prises à un niveau de plus en plus local. Ces systèmes sont calqués sur les systèmes d’évaluation aux frontières. Le choix de l’un d’entre eux doit prendre en compte le stade d’extension de tous les nuisibles comparés, leurs impacts sur les systèmes affectés, les avantages (et les bénéficiaires) potentiels des efforts de contrôle, et la qualité des informations disponibles (voir le tableau 11). Ces facteurs varient d’un pays à l’autre. En outre, plusieurs systèmes sont parfois utilisés simultanément dans un même pays. Un système unique, applicable à grande échelle, ne peut être recommandé avant que les objectifs ne soient clairement déterminés (voir la contribution de A. Sheppard et al.).

8Les facteurs à prendre en compte pour surveiller une espèce sont de diverses natures. Il est intéressant de se référer au comportement d’espèces du même groupe que celle détectée quand ces informations existent. Il est par ailleurs souhaitable de disposer d’une estimation approximative du taux d’extension de l’espèce (facteur déterminant pour la décision éventuelle d’une stratégie d’éradication). Un autre facteur concerne ses caractéristiques biologiques, lorsque certaines se sont révélées ailleurs propices à l’envahissement. Le moment de la détection, le mode et la vitesse de reproduction et le potentiel de dispersion sont également autant de facteurs à considérer. Un autre paramètre important concerne le climat qui peut éventuellement constituer une barrière pour des espèces végétales importées de latitudes différentes. Le comportement de la population joue aussi un rôle important, spécialement lorsque l’espèce, bien que nuisible, semble utile pour divers secteurs d’activités. Enfin, le choix des priorités doit s’appuyer sur une évaluation des impacts potentiels, qui peut se faire à partir de données historiques dans d’autres régions.

Tableau 11 – Les principaux systèmes utilisés pour l’évaluation interne des risques liés aux végétaux et pour l’établissement de priorités

Tableau 11 – Les principaux systèmes utilisés pour l’évaluation interne des risques liés aux végétaux et pour l’établissement de priorités

9Pour établir les priorités, c’est-à-dire identifier les premières espèces devant faire l’objet d’une surveillance, on utilise un système de notation, lui aussi analogue à ce qui se pratique pour la surveillance aux frontières. Les systèmes de classement diffèrent au regard des informations nécessaires et de la structure de leurs règles internes, les plus simples consistant à affecter des valeurs numériques à un certain nombre de critères1.

De l’intérêt d’une détection précoce : la fourmi de feu en Australie
C’est en février 2001 que la fourmi de feu (ou Rifa, pour Red Imported Fire Ant) est découverte en Australie, à Fishermans Island, près de Brisbane (40 000 ha sont alors infestés). Dès 1989, elle avait été déclarée « espèce nuisible » au terme du Plant Protection Act. Aujourd’hui, elle fait l’objet d’une déclaration obligatoire. En septembre 2001, un centre de contrôle de la fourmi de feu se met en place tandis qu’est lancé un grand programme d’éradication financé à l’échelon national. Ce dernier est mis en place par le Queensland Department of Primary Industries and Fisheries, avec le soutien du Agricultural Resource Management Council of Australia and New Zealand. La première campagne d’éradication au sol se déroule en octobre 2001. Six mois plus tard, une réglementation est instaurée pour restreindre les mouvements de matériaux susceptibles de favoriser la propagation de la Rifa. Ces initiatives sont accompagnées par des campagnes massives de prise de conscience et de formation du public. En avril 2004, le programme est doté d’un complément de 37,5 millions de $ australiens afin de prolonger d’un an la campagne d’éradication et de traiter une nouvelle zone. Le budget total pour une période de six ans atteint donc 175,4 millions de $ australiens.
Les nuisances imputables à la fourmi de feu sont très nombreuses et variées sur les animaux, la santé humaine, les infrastructures industrielles, l’activité agrigole et horticole… (voir la contribution de H. Jourdan). Une analyse coût/bénéfice avait été entreprise par l’Australian Bureau of Agricultural and Resource Economics en 2001 pour évaluer l’intérêt du programme d’éradication. Cette analyse a montré que le coût pour la société atteindrait les 8,9 milliards de dollars australiens au cours des trente prochaines années, si la fourmi n’était pas contrôlée. Le rapport bénéfice/coût du programme serait lui de 25/1 (estimation fondée sur le montant de 124 millions de dollars australiens du programme d’éradication sur cinq ans).
En cas de laisser-faire, les fourmis de feu coloniseraient entre 600 000 km2 et 4 millions de km2 d’ici 2035, selon les estimations. On pense qu’elles étaient déjà présentes depuis au moins dix ans lors de leur détection. Le délai de détection explique leur propagation depuis le Sud-Est du Queensland. Aujourd’hui, le traitement porte sur des sites limités couvrant 30 000 ha, la surveillance se poursuivant ailleurs. Quant à la question de l’éradication totale, nul n’est en mesure à ce jour d’en prévoir l’échéance.

10L’efficacité de la surveillance réside dans l’apport de paramètres quantitatifs après détection. C’est ainsi que sur l’île de Maui (Hawaii), un projet de détection précoce a été mis en œuvre dans le cadre d’une coopération entre l’USGS (US Geological Survey) et le MISC (Maui Invasive Species Committee). Ce projet a permis de dresser la liste d’une centaine de végétaux potentiellement envahissants, sur la base des espèces invasives connues sur d’autres îles hawaïennes et des végétaux cultivés localement mais connus pour être envahissants ailleurs. Le travail s’est traduit par l’inspection de près de 2 000 km de routes et de plus de 16 000 enregistrements pour les espèces cibles. Pour 79 espèces, quelques 1 000 sites hors routes ont été ajoutés grâce à l’aide de botanistes de terrain. Cette action a constitué un point de départ essentiel des efforts d’éradication du MISC.

11Par ailleurs, il est intéressant de signaler la nouvelle approche en cours d’expérimentation en Australie. Cette approche, dite par « sites sentinelles », consiste à sélectionner des zones urbaines et des parcs nationaux investis par un grand nombre de végétaux étrangers, dont la plupart sont potentiellement envahissants. Des évaluations de densité et de biomasse ont été réalisées, puis reproduites trois ans plus tard, afin de classer les espèces en fonction de l’évolution de ces paramètres. D’une manière générale, les efforts déployés par ce pays en matière d’évaluations ont permis une augmentation du taux de détection. L’enjeu est fondamental car la détection précoce permet de mettre rapidement en œuvre des stratégies d’éradication ou de confinement, et donc de réduire les pertes économiques et les effets environnementaux (voir l’encadré).

L’ÉRADICATION, SUCCÈS ET ÉCHECS

12La question de l’éradication est extrêmement controversée. Certains estiment qu’elle est rarement faisable, qu’elle se traduit souvent par des coûts exorbitants et qu’elle peut entraîner des dommages substantiels sur des organismes non ciblés. Pour d’autres, le choix éradication vs contrôle s’apparente à un choix de « paiement comptant » vs « paiement échelonné ». Le contrôle serait alors une mauvaise affaire car il impliquerait une mobilisation de fonds publics sur une durée très longue et sans échéance fixée à l’avance. Selon ces derniers, si l’éradication est engagée suffisamment tôt, elle a toutes les chances de réussir, le contrôle qui doit suivre ne se résumant alors qu’à une surveillance de routine. Reste que les objections peuvent être si importantes (problème des effets « collatéraux ») qu’il faut une intervention gouvernementale.

13Quand éradiquer alors ? Aucun doute que la détection précoce d’une espèce envahissante est déterminante. Certains auteurs avancent un critère de surface maximale infestée. Le logarithme du coût augmenterait en effet linéairement et rapidement avec le logarithme de la mesure de cette surface. Par exemple, en Californie, il semble que sur 50 infestations de 16 végétaux nuisibles, peu de projets d’éradication aient été couronnés de succès si les zones concernées s’étendaient sur plus de 1 000 ha (cette limite supérieure étant toutefois contestée par d’autres auteurs). Six critères ont récemment été proposés qui conditionneraient le succès d’une éradication (voir l’encadré).

14Divers caractères peuvent en outre faciliter le travail : il est plus aisé de trouver des mammifères de grande taille que de petits insectes ; il en va de même pour les végétaux. Dans le groupe des végétaux toutefois, certaines caractéristiques biologiques (taux de reproduction élevé, banque de graines dormantes…) constituent un inconvénient majeur. Dans tous les cas, l’analyse scientifique des résultats doit donc être encouragée, de telle sorte que les choix relèvent de critères scientifiques plus que politiques. Les gouvernements ont en effet tendance à privilégier des programmes d’éradication, et à les poursuivre même si l’éradication complète apparaît comme impossible, pour des raisons qui échappent à la rationalité scientifique.

Les six facteurs de succès d’une éradication (d’après Myers et al., 2000)
Des ressources suffisantes pour financer un programme jusqu’à son terme (elles peuvent être très élevées pour des dégâts déjà étendus).
Une autorité claire, nécessaire pour autoriser une personne ou une administration à prendre toutes les mesures nécessaires, y compris l’accès aux terres privées.
Une approche biologique permettant de décider des espèces susceptibles d’être traitées ainsi (capacité de dispersion, modes de reproduction, données historiques…).
Une vigilance sur tout risque de ré-invasion.
La possibilité de détecter l’organisme nuisible à des densités faibles.
Une vigilance par rapport à toute réaction négative des écosystèmes (augmentation explosive éventuelle d’une autre espèce nuisible…).

15Au plan économique, l’équation n’est pas simple. On observe fréquemment que le coût d’une élimination à 99 % d’une population-cible est inférieur au coût engendré par les efforts d’une élimination totale (voir la contribution de A. Sheppard et al.). Du coup, les administrations ont tendance à réduire leurs financements. Cette situation s’est par exemple présentée pour la gestion de l’hydrille (Hydrilla verticillata), en Floride. Dans l’idéal, il faudrait préalablement réaliser une analyse complète du rapport bénéfices sur coût avant d’adopter un choix d’éradication.

16Ces analyses sont cependant complexes dans le domaine des ressources naturelles (voir p. 70). Dans le cas des invasions en particulier, il est difficile de prévoir leur trajectoire, mais aussi les effets des différentes mesures de gestion. En 2004, un modèle conceptuel adapté aux écosystèmes agricoles et naturels a été proposé. Il prend en compte le taux intrinsèque d’extension de l’aire de répartition de l’envahisseur, le coût par unité de surface du contrôle de l’invasion, et les dommages par unité de surface causés par l’invasion. Il identifie un seuil (à déterminer) au-delà duquel l’aire colonisée est trop importante pour autoriser une tentative d’éradication. De telles analyses économiques devraient toutefois inclure le risque d’extension à d’autres zones.

17Il reste que le contexte insulaire, notamment celui des petites îles, plaide en faveur des techniques d’éradication. De nombreux succès ont de fait été enregistrés dans diverses îles de la planète. En ce qui concerne les végétaux, les exemples d’éradications les plus réussies dans les îles du Pacifique sont liés à une détection précoce et rapide. Parmi les espèces éradiquées, figurent l’arbre ombrelle de Palau (Schefflera actinophylla), l’Antigonon leptopus de Niue, un arbre calebasse (Coccinia grandis), l’épine de Jérusalem (Parkinsonia aculeata) et le Pennisetum setaceum d’Hawaii. D’autres succès ont également été obtenus en Nouvelle-Zélande. Par exemple, des rongeurs commensaux (rat du Pacifique, rat surmulot, rat noir) ont été éliminés de plus de 90 îles au cours des quarante dernières années (voir les autres exemples dans la contribution de A. Sheppard et al.).

18Certaines tentatives se soldent néanmoins par un succès mitigé, voire un échec. C’est le cas emblématique de la crupine commune (Crupina vulgaris) qui avait été détectée pour la première fois sur une zone de 18 ha, dans l’Idaho, en 1969. Douze ans plus tard, elle était établie sur 9 000 ha, et elle était classée nuisible au niveau fédéral. Une étude de faisabilité de son éradication a été lancée, qui a abouti à la conclusion d’une éradication envisageable. Le groupe mixte de planification du projet, constitué au niveau fédératif et étatique, ne s’est pas constitué avant 1991. La crupine commune avait alors atteint les États de Californie, d’Oregon et de Washington, et couvrait 25 000 ha. On peut se demander si une intervention dès les années 1970 n’aurait pas apporté une solution immédiate. En outre, ce groupe s’est finalement prononcé contre une action immédiate au motif que l’herbicide préconisé aurait des effets négatifs sur le saumon. D’autres échecs concernent la fourmi de feu dans le sud-est des États-Unis, par exemple, ou la chondrille effilée (Chondrilla juncea) dans l’État d’Australie occidentale.

19Quelles alternatives à l’éradication ? Il y en aurait trois, selon Judith H. Myers : ralentir l’extension de l’espèce par le confinement, la maintenir à un niveau de densité tolérable, et utiliser le contrôle biologique. La première laisse la porte ouverte à l’émergence de moyens imprévus (meilleur pesticide, modification génétique…). La seconde implique de recourir aux trois modes de contrôle classique (mécanique, chimique, biologique). Quant au contrôle biologique, il a connu des succès comme des échecs. Les précautions prises actuellement, fondées sur des connaissances scientifiques pertinentes, semblent garantir un rôle clé de ces techniques à l’avenir. En tout état de cause, il n’existe pas de solution simple pour répondre à un problème d’envahissement. Même en cas de succès d’une éradication, il se peut qu’une autre espèce allochtone, dont la dissémination était freinée par l’espèce éradiquée, se mette à se multiplier très rapidement.

© IRD Éditions, 2006

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