Options pour l’approche économique

Pour tenir compte de ces analyses et permettre leur articulation avec l’analyse économique, le groupe de travail a décidé de retenir les quatre options suivantes :

Première option, distinguer au sein de la biodiversité d’un territoire donné sa dimension « patrimoniale », c’est-à-dire l’existence d’entités désignées comme telles dans des inventaires officiels, éventuellement protégées, ou pour lesquelles de telles démarches ont été initiées et sa dimension « générale » ou « fonctionnelle », c’est- à-dire la présence d’entités ordinaires plus ou moins abondantes et contribuant à la production de services écosystémiques.

Cette distinction peut concerner les différents niveaux d’organisation de la biodiversité : – au niveau génétique, on peut avoir une population locale, domestique ou

sauvage, présentant des caractéristiques originales mais il faut considérer également la diversité génétique « ordinaire » entre les individus, qui, sans qu’aucun individu ne présente d’intérêt particulier, permettra globalement l’évolution de l’espèce ;

– au niveau des espèces, on pourra avoir des espèces « emblématiques » inscrites sur des listes de protection, et le cortège des espèces ordinaires, qui contribuent par leurs interactions à la fourniture de services écosystémiques ; – au niveau écologique, on pourra identifier sur un territoire d’une part des

habitats particulièrement originaux, rares à l’échelle régionale ou nationale, ou des paysages remarquables (sites classés) et, d’autre part, une mosaïque d’habitats ordinaires constituant l’essentiel des paysages et responsable de leurs propriétés fonctionnelles.

On pourra bien sûr discuter du caractère restrictif et contingent de ce critère assimilant « biodiversité remarquable » et « biodiversité remarquée », c’est-à-dire effectivement prise en compte par diverses initiatives de protection, même en donnant un sens très large à cette notion (on peut par exemple y inclure l’existence d’une campagne de sensibilisation ou la création d’une association de protection). Il est en effet évident que, même en acceptant des critères « d’éligibilité » diversifiés –

expertise écologique mais aussi savoirs profanes, critères culturels –, cette biodiversité « remarquée » sera conditionnée par les connaissances disponibles et n’intégrera pas de nombreux éléments qui pourraient se révéler à l’avenir d’intérêt

de volailles, qui pensent qu’il aurait pu faire un animal d’élevage bien supérieur à notre dinde actuelle. De même, nous avons indiqué à la fin du chapitre II combien les nanostructures des êtres vivants, encore si peu décrites, pouvaient constituer à l’avenir une source d’inspiration majeure pour les nanotechnologies.

De ce fait, même en se limitant à une éthique utilitariste, toute entité biologique peut présenter une valeur potentielle dont la perte, dès lors qu’elle est irréversible, voire irrémédiable (au sens où on estime ne pas pouvoir la compenser), devrait avoir un coût infini, ou, plutôt, inestimable67

. À l’opposé de ce rappel théorique, l’analyse économique souligne également que ces entités « non remarquées », dont de nombreuses disparaissent chaque année68, ont de facto une valeur nulle ou quasi nulle pour la société d’aujourd’hui, si on essaye de mesurer cette valeur implicite par diverses méthodes.

C’est donc pour sortir de ce dilemme que le groupe a proposé d’appliquer une dichotomie entre biodiversité « remarquée » et biodiversité générale (ou « ordinaire ») et de traiter de manière différenciée ces deux ensembles. Tout en proposant ce principe et quelques lignes directrices, le groupe n’a pas souhaité préciser davantage les critères de désignation qui pourraient être retenus pour identifier ces éléments de biodiversité remarquable. Il semble en effet légitime, et conforme à la réalité, que cette procédure de désignation mobilise, selon les milieux, les acteurs et les entités concernés, des critères éventuellement différents et selon une hiérarchisation difficile à faire à l’avance.

Tout en étant conscient des limites de l’analogie, on peut considérer que cette approche est assez similaire à celle qui distingue les monuments « historiques » et les autres, les premiers bénéficiant de la part de la société de mesures de protection et/ou de soutien particulier dont on peut mesurer la concrétisation – parfois limitée d’ailleurs – par l’estimation des moyens financiers mobilisés.

Deuxième option, affirmer d’emblée que la biodiversité « remarquable » doit être considérée en prenant en compte les multiples critères, écologiques, éthiques, culturels, esthétiques, ayant présidé à son identification et que, de ce fait, l’analyse économique ne devra jouer dans ce cas qu’un rôle subsidiaire et indicatif (à l’image du cas des monuments historiques).

Cette option nous semble justifiée pour plusieurs raisons :

– la première est que ces éléments « patrimoniaux » sont, souvent, devenus rares – c’est d’ailleurs ce qui a conduit à leur identification –, ce qui oblige à reconnaître que leur contribution à la fourniture de services écosystémiques est sans doute, hélas, limitée ; il n’est donc pas pertinent de les évaluer via la variation éventuelle de ces services ;

67

Comme nous le verrons, la théorie économique préconise pour ces biens non substituables un taux d’actualisation nul.

68

Même avec les hypothèses modérées d’un taux d’extinction actuel de 0,01 % par an et de dix millions d’espèces (en se limitant aux êtres « organisés », formés d’un assemblage de cellules eucaryotes, c’est-à-dire ayant un véritable noyau), ce sont environ 1 000 espèces qui disparaissent chaque année.

– la seconde raison est qu’une évaluation économique n’a de sens – autre qu’académique – que si l’on accepte de s’engager dans une logique d’échange et de « substituabilité potentielle », autrement dit que si on admet, même moyennant certaines précautions, que les entités évaluées pourront être échangées contre d’autres entités jugées équivalentes, cette équivalence étant estimée sur la base de la valeur monétaire ou éventuellement d’autres unités de décompte. Si on a décidé au contraire que ces entités devaient être protégées, qu’elles font partie d’un patrimoine naturel inaliénable, cette décision, même si elle peut être reconsidérée, se place dans une logique d’action « politique », similaire à celle du patrimoine culturel, qui transcende la rationalité économique. Remarquons cependant que, même protégées, ces entités peuvent faire l’objet de dommages non intentionnels, voire intentionnels, et que dans ce cas une évaluation monétaire ex-post du préjudice pourra s’avérer utile ;

– enfin, sur un plan plus pragmatique, les valeurs économiques qui pourraient être associées à ces éléments patrimoniaux sont souvent des valeurs de « non-usage » (valeur d’option, d’existence ou de legs) pour lesquelles les méthodes économiques d’évaluation apparaissent, comme nous le verrons, particulièrement fragiles.

Troisième option, le groupe propose d’aborder l’analyse économique de la biodiversité générale non pas directement mais à travers les services écosysté- miques auxquels elle contribue.

Cette option est cohérente avec l’accent que le groupe de travail a mis, dans la définition de la biodiversité, sur l’importance des multiples interactions entre ses composantes – individus, espèces, écosystèmes – mais aussi sur le caractère très largement inconnu d’une grande partie de ces composantes. Il est donc théoriquement préférable mais aussi plus réaliste d’appréhender la résultante globale de ces multiples interactions au sein du système que constitue la biodiversité plutôt que de vouloir identifier la contribution propre de chaque composante.

Là aussi, le caractère réducteur de cette option ne doit pas être masqué. Il tient en particulier à deux choses :

– l’analyse des services écosystémiques intègre principalement des valeurs d’usage, dont nous verrons qu’elles ne constituent, même en élargissant à des usages futurs ou conditionnels, qu’une partie de la valeur totale ;

– la biodiversité générale « contient », selon l’optique que nous avons choisie, des entités « non remarquées » dont certaines sont susceptibles d’être remarquées à l’avenir. Ces entités ne seront cependant prises en compte qu’à travers leur contribution à ces services écosystémiques.

Enfin, quatrième option, le groupe propose de travailler dans l’hypothèse « médiane » de relation linéaire positive entre biodiversité générale et services écosystémiques.

Cette hypothèse médiane, qui pourra être discutée, s’appuie sur le fait que les modèles « convexes », qui minorent l’effet potentiel d’une réduction de biodiversité, considèrent souvent les propriétés « instantanées » des écosystèmes et rarement des

adaptabilité), qui peuvent dépendre d’entités apparemment « facultatives » à un instant donné. À l’inverse, les quelques observations empiriques en faveur de modèles concaves ne s’écartent pas de manière drastique d’une relation de type linéaire.

En outre, nous avons insisté précédemment sur la nécessité d’intégrer dans les concepts et indicateurs de la biodiversité la notion d’abondance absolue, en particulier la taille des populations et de ne pas se limiter à des mesures de diversité au sens strict. Dans cette optique, une réduction de la taille des populations sera à considérer comme une perte de biodiversité non seulement par ce qu’elle peut conduire à terme à la disparition de l’espèce mais par ce qu’elle conduit immédiatement à une réduction éventuelle du rôle de cette espèce dans le fonctionnement de l’écosystème. Ajoutons en outre que ce point de vue est tout à fait justifié dans le cas de la diversité génétique, qui se réduit effectivement lorsque la taille d’une population diminue. Dans cette optique, la relation entre biodiversité et services écosystémiques apparaît assez naturellement, sinon linéaire, du moins monotone croissante.

Cette option conduit à considérer que l’évaluation économique de la diminution de ces services fournira une mesure acceptable de la valeur économique des pertes de biodiversité associées. Cette hypothèse médiane permet également de considérer que des variations, observées ou potentielles, d’indicateurs de biodiversité dans un milieu donné pourront être « monétarisées » en supposant une variation relative similaire des services écosystémiques de ces milieux : si on prend par exemple l’indicateur STOC d’abondance des oiseaux communs, une baisse de 30 % de cet indicateur dans les milieux agricoles serait évaluée à 30 % de la valeur des services des agro-systèmes considérés.

Ces quatre options signifient donc que :

– dans les écosystèmes dépourvus de biodiversité remarquable (c’est-à- dire, « remarquée » à un instant donné), on pourra appliquer l’évaluation économique des services écosystémiques comme référence, dans une logique de substituabilité ;

– dans les écosystèmes comportant de tels éléments de biodiversité remarquable, l’évaluation économique ne pourra être mise en œuvre et,

a fortiori, utilisée que si un examen préalable de la valeur de ces éléments, privilégiant d’autres critères qu’économiques, aura permis de conclure au fait qu’il était acceptable d’entrer dans une logique de substituabilité, après que des solutions satisfaisantes aient été trouvées pour ces éléments de biodiversité remarquable.

Conclusion

Ce chapitre a permis de souligner les multiples dimensions du concept de biodiversité et, en conséquence, la nécessité de recourir à une large palette d’indicateurs pour le cerner. Il a souligné également combien il était important de dépasser une vision fondée sur les seules espèces connues et aisément observables, en particulier si on voulait appréhender la contribution de la biodiversité à la fourniture de services écosystémiques.

Cette complexité pourrait conduire à conclure que l’on ne sait pas aujourd’hui porter un jugement synthétique, même qualitatif, sur l’état de la biodiversité dans un écosystème donné. En utilisant à nouveau la métaphore de la santé humaine, on pourrait dire qu’une telle conclusion pessimiste est tout aussi peu pertinente que celle qui verrait dans la multiplication des outils de l’analyse biomédicale un obstacle à juger de la bonne santé d’un individu.

Retenons, à l’inverse, que l’expertise écologique est aujourd’hui susceptible, moyennant la collecte des données nécessaires, de porter un diagnostic sur l’état et le devenir de la biodiversité et des services écosystémiques en un lieu donné face à une modification éventuelle de l’environnement.

Le deuxième volet de cette analyse a montré en quoi la notion de service des écosystèmes pouvait être utilisée pour aborder l’évaluation économique de la biodiversité « ordinaire », moyennant une hypothèse discutable, mais raisonnée, de couplage entre ampleur de la biodiversité et fourniture abondante de ces services.

Enfin, sans interdire à l’approche économique de montrer son apport possible à l’analyse de la biodiversité remarquable, nous avons souligné qu’il était sans doute préférable de mobiliser d’autres valeurs pour traiter de la gestion pertinente de ce patrimoine.

Références bibliographiques

Aubertin C. (2000), L’ascension fulgurante d’un concept flou, La Recherche, 333, 84-87.

Barbault R. et Chevassus-au-Louis B. (2004), Biodiversity and Global Change, ministère des Affaires étrangères, ADPF, 237 p.

Biala K., Terres J. M., Pointereau P., Jiguet F., Bas Y., Paracchini M. L. et Calvo S. (à paraître),

Identification of High Nature Value farmland based on statistical information and farm practices surveys : A case study of France.

Biggs R., Scholes R. J. et Reyers B. (2004), « Assessing biodiversity intactness at multiple scales », Bridging Scales and Epistemologies Conference, Alexandria, Egypt.

Butchard S. H. M., Stattersfield A. J., Bennum L. A. (2004), « Measuring global trends in the status of biodiversity: red list indices for birds». PLoS Biology, 2, 1-11.

Chapin III F. S., Zavaleta E. S. et al. (2000), « Consequences of changing biodiversity», Nature, 405, 234-242.

Chevassus-au-Louis B. (2007), « La biodiversité : un nouveau regard sur la diversité du vivant. I. Immensité et complexité », Cahiers Agricultures, 16, 219-228.

Chevassus-au-Louis B. (2008a), « La biodiversité : un nouveau regard sur la diversité du vivant. II. Stabilité et utilité », Cahiers Agricultures, 17, 51-57.

Chevassus-au-Louis B. (2008b), « La biodiversité : un nouveau regard sur la diversité du vivant. III. Fragilité : vers la sixième extinction », Cahiers Agricultures, 17, 303-313.

Coates D. (2002), Inland capture fishery statistics of Southeast Asia: current status and Information needs, FAO /RAP n° 2002/11, 121 p. (site: www.fao.org/documents/)

Couvet D., Teyssèdre A., Jiguet F., Julliard R. et Levrel H. (à paraître), Indicateurs et observatoires de biodiversité.

Couvet D., Jiguet F., Julliard R. et Levrel H. (2007), « Observatoires et indicateurs de biodiversité »,

Working Paper.

Couvet D., Jiguet F., Julliard R. et Levrel H. (2004), « Indicateurs de biodiversité », in Barbault R. et Chevassus-au-Louis B. (eds.), Biodiversité et changement globaux, ministère des Affaires étrangères, ADPF, 241 p.

Da Silva P. M., Sousa J. P., Feld C. K. et Hering D., Web report comparing indicators targeting habitat area, 34 p., www.rubicode.net/rubicode/RUBICODE_Report_on_Indicators_of_Habitat_Area.pdf. Danovaro R., Gambi C. et al. (2008), « Exponential decline of deep-sea ecosystem functioning linked to benthic biodiversity loss», Current Biology, 18, 1-8.

Danovaro R., Pusceddu A. (2007), « Biodiversity and ecosystem functioning in coastal lagoons: Does microbial diversity play any role? », Estuarine, Coastal and Shelf Science, 75, 4-12.

Devictor V., Julliard R., Clavel J., Jiguet F., Lee A. et Couvet D. (2008), « Functional biotic homogenization of bird communities in disturbed landscapes», Global Ecol. Biogeogr., p. 252–261. Devictor V., Julliard R., Couvet D. et Jiguet F. (2008), « Birds are tracking climate warming, but not fast enough», Proc. R. Soc. B (doi:10.1098/rspb.2008.0878) Published online.

Donald P. F., Green R. E. et Heath M. F. (2001), « Agricultural intensification and the collapse of Europe’s farmland bird populations», Proc. Roy. Soc. London Series B, 26, p. 25-29.

European Environment Agency (2008), « Ecosystem services, accounting for what matters », EEA Briefing 2008-02, Office for Official Publications of the European Communities.

European Environment Agency (2007), Halting the loss of biodiversity by 2010: proposal for a first set of indicators to monitor progress in Europe, EEA Technical report n° 11, 182 p.

Hooper D. U., Chapin III F. S. et al. (2005), « Effects of biodiversity on ecosystem functioning: a consensus of current knowledge», Ecological Monographs 75, 3-35.

Hubbell S. P. (2001), The Unified Neutral Theory of Biodiversity and Biogeography, Ed. Princeton University Press, Princeton (New Jersey) 375 p.

Institut français de l’environnement (2003), « 45 indicateurs de développement durable : une contribution de l’IFEN », Études et travaux, n° 41, 110 p.

Institut français de la biodiversité (2008), Commission scientifique de l’IFB, Réflexion stratégique,

Bilan des groupes de travail, 80 p.

Johnson K. H., Vogt K. A. et al. (1996), « Biodiversity and the productivity and stability of ecosystems», Trends in Ecology & Evolution, 11, 372-377.

Julliard R., Clavel J., Devictor V., Jiguet F., Couvet D. (2006), « Spatial segregation of specialists and generalists in bird communities», Ecology Letters, vol . 9, n° 11, p. 1237-1244(8).

Lanta V., Leps J. (2008), « Effect of plant richness on invisibility of experimental plant communities»,

Plant Ecology, 198, 253-263.

Levrel H. (2007), « Quels indicateurs pour la gestion de la biodiversité ? », Cahiers de l’IFB, 95 p. Loreau M., Naem S. et al. (2001), « Biodiversity and ecosystem functioning: current knowledge and future challenges», Science, 294, 804-808.

Loreau M. et Behera N. (1999), « Phenotypic Diversity and Stability of Ecosystem Processes»,

Theoretical Population Biology, 56, 29-47.

MAP (2006), Les indicateurs de gestion durable des forêts françaises, édition 2005, 148 p.

MEEDDAT (2007), Présentation des indicateurs de suivi de la biodiversité proposés pour la métropole, rapport MEEDDAT/DNP/Cellule biodiversité, 63 p.

Naidoo R., Balmford A. (2008), « Global mapping of ecosystem services and conservation priorities», PNAS, 105, 9495-9500.

Organisation de coopération et de développement économique (OCDE) (1994), Indicateurs d’environnement : Corps central de l’OCDE, Paris, OCDE.

Pauly D., Christensen V., Dalsgaard J., Froese R. et Torres F. (1998), « Fishing down marine food webs», Science, 279, 860-862.

Scholes R. J. et Biggs R. (2005), « A biodiversity intactness index», Nature, vol. 434, p. 45-49. SOLAGRO (2006), Cartographie des zones agricoles à haute valeur naturelle, rapport Commission européenne-SOLAGRO, 96 p.

Sousa J. P., Da Silva P. M., Feld C. K., De Bello F., Feio M. J., Grandin H., Hering D., Larovel S., Partle M. et Samways M., Web report comparing indicator systems targeting deviation from undisturbed areas and disturbance gradients, 20 p.,

www.rubicode.net/rubicode/RUBICODE_Report_on_Indicators_of_Disturbance.pdf.

Wardle D. A., Bonner K. I., Nicholson K. S. (1997), « Biodiversity and plant litter: Experimental evidence does not support the view that enhanced species richness improves ecosystem function». Oikos, 79, 247-258.

Weber J.-L., Uhel, R., Spyropoulou R., Breton F., Arévalo J., Richard D., Haines-Young R., Potschin M., Kumar P., Martin B., Lomas P., Gomez E., Tomas P., Ezzine D., Nichersu J. et Marin E. (2008), Draft report on « Ecosystem Accounting for the Cost of Biodiversity Losses: Framework and Case Study for Coastal Mediterranean Wetlands».

Weber J. L. (2008), « Comptabilité des écosystèmes et de leurs services », 12e

colloque de l’Association de Comptabilité nationale, Paris, 4-6 juin 2008.

Worm B., Barbier E. B. et al. (2006), « Impacts of biodiversity loss on ocean ecosystem services»,

Chapitre V

L’évaluation économique de la biodiversité