C. Bilan & Conclusions
1. L’avancée que représente l’adoption de système(s) d’analyse du risque
a) Pour établir des listes d’espèces
(1) Etablir des listes prédictives
Les listes noires identifient les espèces dont l’introduction n’est pas souhaitée car ayant des effets sur la santé animale, végétale ou celle de l’environnement (Burgiel, 2006).
Les espèces des listes blanches sont celles dont la présence constitue un faible risque et dont l’introduction est approuvée, après une analyse de risques ou une longue expérience.
Enfin, les espèces des listes grises sont celles dont le risque ne peut pas être déterminé de façon définitive par manque de données.
Dans l’absolu, les espèces de la liste noire devraient faire l’objet de réglementation (article L. 411-3 du code de l’environnement, ou Directive 2000/29 si l’espèce n’est pas
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encore naturalisée : liste noire d’alerte) ou au moins de fortes recommandations de plantation avec des déclinaisons régionales ou bioclimatiques (possibles à travers le code rural) ainsi que des indications sur les types d’habitat envahis. A défaut de réglementation, des préconisations peuvent être prises dans le cadre de codes de bonnes conduites (les horticulteurs retirent certaines espèces de leur catalogue ou encadrent mieux leur vente).
(2) Hiérarchiser les espèces envahissantes entre elles
Le nombre d’espèces exotiques émergentes en France est trop important pour pouvoir les soumettre toutes à un processus complet d’analyse du risque. Dans l’optique d’améliorer le contrôle aux importations, l’OEPP développe actuellement un processus de hiérarchisation pour sélectionner les espèces qui nécessitent une ARP. De même, parmi toutes les espèces invasives déjà naturalisées et ayant un impact, il est nécessaire d’établir des priorités de gestion dans un contexte de ressources et de moyens limités. Dans un cas comme dans l’autre, les systèmes envisagés sélectionnent les espèces se propageant rapidement, ayant un impact environnemental ou agricole, une distribution limitée voire identifiée dans une filière internationale (semence, horticole, etc.).
(3) Proposer des espèces de substitution pour le secteur horticole
Pour contrebalancer l’impact économique négatif de l’interdiction de certaines espèces dans le secteur horticole, il convient de proposer des espèces de substitution. Les espèces invasives étant définies par 3 critères : statut non-indigènes, proliférantes et ayant un impact négatif, les espèces de substitution doivent globalement correspondre à l’inverse.
Ces plantes de substitution sont donc soit indigènes ou exotiques mais surtout non proliférantes et sans impact. Elles répondent aux usages de fleurissement ou de revégétalisation des espèces ornementales envahissantes actuellement utilisées. Elles sont dans la mesure du possible déjà commercialisées ou leur cycle de production est connu.
Leur biologie et leur écologie font l’objet de tests d’évaluation (de type WRA).
b) Pour établir des priorités de zones de gestion
Les listes fournies au niveau régional, sont parfois inadaptées à des territoires limitrophes au niveau biogéographique ou dont les caractéristiques écologiques sont très différentes du reste du territoire. Le principe des analyses de risques, et notamment celles utilisées au niveau sub-régional, prenant en compte les impacts, permet de fournir des listes et des priorités d’action adaptées aux spécificités locales( Randall, 2008).
c) Pour travailler en réseau
(1) Utiliser une méthodologie standardisée et transparente
L’analyse de risque présente l’avantage d’être transparente et argumentée. En faisant le tour des travaux édités sur le sujet au niveau mondial, elle permet aussi de dégager des lacunes sur les connaissances nécessaires à la prise de décision. Elle peut aussi permettre d’afficher une certaine transparence dans l’établissement de ces listes, notamment auprès des acteurs de la filière horticole, qui sont très sensibles à l’ajout d’une espèce comme invasive car parfois c’est un manque à gagner important (ex. Lippia pour Filippi alors qu’il a retiré d’autres espèces de son catalogue).
(2) Utiliser une méthode reproductible
L’analyse de risque peut être effectuée par divers acteurs dans la mesure où le protocole est publié et convient à l’échelle d’étude. Il convient néanmoins de s’assurer que la variabilité des réponses fournies par les différents acteurs n’est pas trop grande.
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2. Bilan local de l’existant
a) Outils d’évaluation des causes
En région méditerranéenne française, le CBNMED estime à 75% le taux d’espèces invasives ayant été introduites à des fins de culture (Brunel and Tison 2005). La prévention doit passer par la mutualisation des informations sur les espèces plantées au moins pour les espèces dépendant des services de l’état. Actuellement les données des catalogues horticoles ne sont pas analysées, seules les données d’herbiers pourraient l’être, comme çà a été le cas pour l’ambroisie. Un travail sur les herbiers a été effectué en 2004 sur les herbiers de Montpellier. Il révèle que certaines espèces exotiques envahissantes sont présentes dans la région depuis plusieurs siècles et ont été cultivées au jardin des plantes (Louche, 2004).
b) Outils d’évaluation des pressions (1) Les listes à dire d’expert
(a) en France
En 1999, fut publié un premier document, la liste hiérarchisée des espèces végétales invasives sur le territoire métropolitain français (Aboucaya, 1999). La terminologie, ainsi que beaucoup d’espèces identifiées dans ce document, furent ensuite reprises dans un document plus complet édité une première fois en 2001 puis réédité en 2004 et qui fait désormais référence en France (Muller, 2004). Depuis, plusieurs Conservatoires Botaniques (CB) ont construit des listes hiérarchisées régionales: Méditerranée, Franche-Comté, Bretagne, Basse-Normandie et Pays de la Loire, déclinant ainsi l’analyse au niveau régional.
Ces listes furent établies à dire d’expert suite à une enquête (Aboucaya, 1998). Par définition, elles ne prennent en compte que les impacts observés et aucune méthodologie impliquant des critères pour quantifier ces impacts n’a été standardisée. Ces listes reposent pour une grande partie sur la présence de l’espèce dans la région concernée, sur le signalement de l’espèce comme invasive ailleurs en France ou en Europe, ainsi que sur la présence de l’espèce dans des habitats naturels ou semi- naturels. Jusqu’à maintenant et à de rares exceptions près, les actions de gestion découlaient de cette typologie et étaient menées à l’échelle locale sans coordination nationale, en se concentrant uniquement sur les espèces qui provoquent le plus de dégâts, et qui sont installées depuis de nombreuses années telles que la Renouée ou la Jussie (R. japonica, L. grandiflora, etc.). L’invasion étant généralement prise en compte une fois devenue catastrophique et après que des effets avérés aient été largement reconnus, les coûts que la gestion engendre sont faramineux et les objectifs affichés très modestes (quand ils sont réalistes).
Traditionnellement, les catégories d’espèces exotiques envahissantes qu’on détermine en France depuis la publication d’A. Aboucaya sont : (i) les espèces invasives avérées, (ii) les espèces invasives potentielles à surveiller attentivement, (iii) les espèces de la liste d’observation, à surveiller. Seule la première de ces listes y est définie de façon précise : il s’agit des « taxons introduits après 1500 et établis de façon permanente (naturalisés), croissant dans des communautés végétales naturelles ou semi-naturelles et éliminant des taxons indigènes, perturbant profondément les habitats ou causant des problèmes graves à la santé ou aux activités économiques de l'homme », les autres listes étant constituées d’espèces « susceptibles d' entrer tôt ou tard dans la liste 1 » (Aboucaya, 1998). La distinction entre les 2 premières catégories est basée sur la distribution de l’espèce ou « niveau d’invasion » : Muller distingue les espèces invasives avérées des espèces invasives potentielles par le fait que les premières sont présentes dans plus de 100 localités dans au moins un département français (Muller, 2004). « Pour les 3 listes, le point commun reliant les espèces consiste en une expansion forte ou rapide (en terme de biomasse, de surfaces couvertes...), le plus souvent accompagnée de modes de
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reproduction très efficaces. D'autres paramètres peuvent intervenir lors de la sélection, tels que l'envahissement notoire dans d'autres régions ou pays, ou l'introduction dans un secteur bioclimatiquement semblable à la contrée d'origine, ou d'occurrence ».
En ce qui concerne les espèces potentiellement invasives, un grand flou s’est progressivement installé. La manière la plus simple de sélectionner des espèces potentiellement invasives a longtemps consisté en une compilation des listes d’espèces déjà connues pour être invasives ailleurs. Un outil utile dans cet objectif est le Global Compendium of Weed (Randal, 2009) qui compile toutes les espèces (actuellement plus de 28 000) signalées dans la littérature hors de leur zone de répartition naturelle, avec une graduation allant d’espèce occasionnelle (casual alien) à espèce nuisible (noxious weed) . Même si on peut restreindre la sélection aux pays ayant un climat similaire au territoire étudié (e.g., méditerranéen, etc.), ces listes ne sont généralement pas assez sélectives. A l’inverse, elles peuvent aussi laisser passer des espèces non détectées. Par exemple, Bothriochloa barbinodis (Lag.) Herter (Poaceae), invasif dans le vignoble du Languedoc depuis les années 1970, n’était à l’époque pas connu ailleurs dans le monde comme plante invasive. C’est le cas aussi de Periploca graeca L. (Asclepiadaceae), signalé dans le Vaucluse dès 1991, sans avoir aucun passé d’espèce invasive ailleurs dans le monde, et qui forme maintenant des draperies recouvrant les ripisylves (CBNMED, 2009). Ce critère, même s’il n’est pas parfait, permet donc de compléter le dire d’expert et d’envisager le caractère « potentiellement envahissant » d’espèces qui ne sont pas encore bien développées sur le territoire.
(b) En méditerranée continentale
Des listes à dire d’expert ont été établies en 2007. Elles sont au nombre de 3 : - espèces invasives avérées installées : 51 espèces
- espèces invasives avérées en voie d’installation : 42 espèces
- espèces invasives potentielles non-installées dans le milieu naturel : 28 espèces Elles sont en cours de révision.
(2) Les listes prédictives
Les listes prédictives sont en cours d’élaboration en France en général et en Méditerranée continentale en particulier.
(a) Choix d’une méthodologie
(i) Choix et validation d’un modèle
En méditerranée continentale, un travail a été effectué à l’Inra de Sophia-Antipolis pour tester divers protocoles d’analyse de risque dans le but de les appliquer aux jardins botaniques et structures d’acclimatation (Bresch, 2008). 3 protocoles ont été testés sur des espèces ligneuses horticoles en prenant soin d’échantillonner parmi des espèces connues comme invasives dans le sud de la France et parmi des espèces de collection acclimatées depuis longtemps et ne présentant pas de signe de naturalisation. Outre les 2 processus de Weed Risk Assessment australien et hawaïen, il a été testé un protocole spécifique des végétaux ligneux, le protocole de Reichard (Reichard, 1997). Il se présente sous la forme d'un arbre de décision constitué de huit questions portant essentiellement sur la biologie de l'espèce étudiée, son origine géographique, son éventuel comportement invasif dans d'autres zones du monde ou son appartenance à une famille fortement invasive en France.
Parallèlement, une autre méthodologie a été testée par le CBNMED, sur les mêmes espèces, utilisant le protocole de Weber, développé en Europe et plus facile à appliquer. Le modèle, créé initialement pour l'évaluation du potentiel d'invasion de végétaux (tous types confondus) introduits en Europe (Weber, 2004), se présente sous la forme d'une série de 12 questions portant essentiellement sur la biologie de l'espèce étudiée, sa biogéographie, son éventuel comportement invasif dans d'autres zones du monde ou son appartenance à une
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famille fortement invasive en France. Le système de hiérarchisation fait appel à la pondération, ce qui permet en outre un ordonnancement.
Nous avons donc testé 4 protocoles sur un échantillon de 28 espèces ligneuses horticoles dans un premier temps, dont la moitié était connue comme invasive pour le sud de la France et l’autre moitié était connue comme non-invasive. Pour chaque protocole, il a été d’abord vérifié que les espèces connues comme étant invasives et celles connues comme étant non-invasives étaient correctement classées. Puis 66 espèces dont 33 espèces reconnues comme invasives et 33 pouvant être considérées comme non-invasives ont été testées pour confirmer la valeur du modèle qui nous apparaissait le plus approprié. Ces espèces considérées comme non-invasives ont été choisies parmi l’échantillon de Bresch utilisé pour tester d’autres protocoles, auquel nous avons ajouté des « adventices historiques » c'est-à-dire des espèces qui ont fait une « tentative » de naturalisation qui s’est avérée être, au bout de quelque temps, un échec entrainant leur disparition du milieu naturel (Marco, 2010).
(ii) Adaptation au contexte local
Le modèle de Reichard, créé initialement pour l'évaluation du potentiel d'invasion de végétaux ornementaux ligneux introduits en Amérique du nord (Reichard, 1997), a fait l'objet d'une adaptation pour une utilisation dans le sud de la France pour le même type de plantes (Bresch, 2008). De même, le modèle de Weber a fait l’objet de plusieurs modifications pour mieux cadrer avec les enjeux méditerranéens et aussi les enjeux nationaux lorsqu’il a été adopté par la Fédération des Conservatoires Botaniques Nationaux, pour classer les espèces reconnues comme envahissantes sur le territoire national (Marco, 2009).
(b) Résultats
(i) Choix et validation d’un modèle
Les résultats sont repris dans le tableau 1, ils proviennent en partie du travail de C.
Bresch (Bresch, 2008). Le taux d’erreur correspond aux espèces répertoriées invasives classées en risque faible ajoutées aux espèces non répertoriées invasives classées en risque élevé le tout divisé par le total des catégories concernées. Le taux d’exactitude correspond aux espèces répertoriées invasives classées en risque élevé + espèces non répertoriées invasives classées en risque faible / total catégories concernées.
Modèles sur échantillon de
ligneuses
Taux d’erreur Taux d’exactitude
Daehler 2004 43 % 54 %
Pheloung 1999 43 % 50 %
Reichard 1997 0 61 %
Weber 2004 3.6% 64 %
Tableau 8 : Taux d’erreur et d’exactitude des résultats aux différents protocoles d’analyses de risques utilisés sur 2 lots d’espèces reconnues comme envahissantes ou pas en région méditerranéenne.
Alors que les modèles australiens et hawaiiens sont reconnus comme très efficaces pour limiter l’entrée d’espèces exotiques sur un territoire, ils apparaissent ici comme peu fiables pour évaluer le caractère non envahissant des espèces déjà présentes sur le territoire. Le protocole est plus fiable sur les adventices historiques que sur les espèces horticoles
Pour confirmer la valeur du modèle qui nous apparaissait le plus approprié (Modèle de Weber), nous avons évalué sa fiabilité pour un échantillon plus important. Nous obtenons 1.5% de taux d’erreur et 74% de taux d’exactitude des résultats. En outre, les résultats obtenus pour les espèces non-invasives sont significativement différents de ceux obtenus pour les espèces invasives (Marco, 2010)
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(c) Application au territoire national
Le protocole de Weber a été utilisé à l’échelle nationale par la Fédération des Conservatoires Botaniques. Il a permis l’établissement d’une liste argumentée de 70 espèces. L’utilisation de ce protocole a montré cependant qu’ilpouvait faire l’objet d’améliorations.
Les espèces de bords de mer et les espèces aquatiques sont généralement sous-évaluées en matière de risque d’invasion : Ceci est lié à la question 11 dans l’analyse de risque proposée par Weber & Gut 2004 : cette question portant sur les habitats envahis omet les habitats de bords de mer entrainant une sous-évaluation de 3 points du risque d’invasion pour les espèces de bords de mer.
La question 12, envisagée au regard de la distribution de l’espèce sur le territoire national, sous-évalue les espèces de bords de mer (exemple de Carpobrotus edulis classe en risque intermédiaire) et les espèces aquatiques du fait que ces espèces se cantonnent sur des habitats déjà restreints sur le territoire national (sous-évaluation de 3 points). Bien que ces espèces présentent une faible répartition sur le territoire national, elles sont susceptibles de présenter un risque pour des milieux sensibles et remarquables et peuvent justifier de futures mesures d’interdiction ou de restriction.
Les espèces invasives hybrides sont également sous-évaluées en matière de risque d’invasion : Ceci est lié à la question 2. Il n’est, en effet, pas possible de répondre, dans le cas particulier, a la question sur l’origine de l’espèce. (Marco, 2009)
(d) Application à la Méditerranée continentale
Une liste noire comprenant des espèces majeures, des espèces émergentes et des espèces d’alerte est en cours de finalisation. Elle comprend à ce jour 104 espèces. Elle nécessite une validation double, par les experts d’une part et par les résultats de l’analyse de risques de Weber d’autre part. Un certain nombre des espèces présentes sur la liste à dire d’expert, n’ont pas encore pu être intégrées dans la liste noire, faute de temps pour faire les analyses de risques, ou faute de bibliographie pour documenter ces analyses de risques.
Elles sont alors inscrites dans la liste grise. Des recherches bibliographiques ou des expérimentations locales sont alors nécessaires pour pouvoir les intégrer.
c) Outils d’évaluation de la répartition régionale des EEE (1) Cartes de répartition des EEE
(a) Cartographie synthétique d’espèces invasives majeures Des cartographies de présence de 2 espèces majeures (Renouée du japon Reynoutria japonica, Buddleia Buddleia davidii, ont été réalisées. Malgré la difficulté à être exhaustif sur tout le territoire avec une maille de 10x10km, cette cartographie a été effectuée à l’échelle de la région entière du Languedoc-Roussillon ... Ce type de cartographie permet d’avoir une idée de la zone d’occurrence. Les surfaces y sont obligatoirement surestimées mais l’évaluation de l’ampleur des zones à traiter est un premier élément dans la prise de décision pour établir une stratégie de lutte.
Figure 5 : Carte de présence de Reynoutria japonica et Reynoutria x bohemica dans la région Languedoc-Roussillon.
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La surface colonisée par les deux renouées (Renouée du Japon et Renouée hybride) représente 14% de la région soit 3800 km² (si l’on considère les mailles). La Renouée du Japon est présente préférentiellement dans les milieux artificiels, c'est-à-dire les habitations, parcs, zones industrielles ou commerciales, déchetterie... Cette espèce s’installe principalement sur les berges contenant des galets ou des limons mais ne se retrouve jamais dans les rochers. Sur les 28 relevés de présence enregistrés, seulement deux stations présentaient des traces d’actions de lutte.
(b) Cartographie à maille fine d’espèces invasives émergentes - Dix espèces qualifiées d’espèces émergentes, ont été cartographiées pour les régions LR et Paca. Il s’agit d’espèces à distribution réduite et à impacts potentiels élevés.
Parmi elles, la grande Berce du Caucase (Heracleum mantegazzianum) maintenant présente sur 3 sites dans l’aire d’agrément, un cactus (Cylindropuntia rosea) sur les bords du Salagou, plusieurs espèces aquatiques (Myriophyllum aquaticum, Lagarosiphon major), une mauvaise herbe des cultures (Solanum elaeagnifolium) déjà éliminée en Paca et qui réapparait ponctuellement en LR, et plusieurs espèces d’ambroisies (Ambrosia coronopifolia, Ambrosia tenuifolia, Ambrosia trifida). Une liane très signalée dans la bibliographie internationale (Akebia quinata), ainsi que l’hybride de renouée (Reynoutria x-bohemica) ont été détectés et cartographiés aussi.
Ces cartographies, qui visent à évaluer la zone d’occurrence d’espèces à distribution réduite mais aussi leur zone d’occupation, sont là aussi une étape dans la prise de décision pour établir une stratégie de lutte. Le but est de définir la faisabilité éventuelle d’une éradication.
Figure 6 : Cartographie d’Ambrosia coronopifolia pour la région LR
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(2) Cartes des répartitions potentielles des EEE
Des cartographies de répartition potentielle de 2 espèces ont été réalisées. Elles s’appuient sur 2 types de modélisation.
Une première approche, de type démographique s’appuyant sur la technique du krigeage (figure 7: cas de la Renouée), permet de modéliser une augmentation de population à partir des foyers existants.
Une seconde approche (Figure 10: cas du Buddleia), de type écologique, propose la visualisation de la distribution potentielle d’une espèce à partir de l’extrapolation des données de présence existant, en fonction des facteurs écologiques significativement corrélés à cette présence.
Une étude ciblée a été menée sur ces 2 espèces en LR en 2008. Les facteurs permettant de discriminer les points de présence des points d’absence sont liés soit aux caractéristiques du cours d’eau avec l’intervention (cours d’eau rectifié ou non), à l’artificialisation (berges artificielles) et à la granulométrie avec des buddleia principalement installés dans les rochers. Soit aux conditions climatiques avec le bilan hydrique et le climat où les points d’absence sont corrélés avec un bilan hydrique faible. Et enfin
avec le type de sol et l’indice de contamination humaine (nombre de points de présence / nombre de villes par bassin versant) où l’espèce est présente majoritairement dans des milieux artificiels. Les facteurs permettant de discriminer les points de présence des points d’absence sont la largeur du cours d’eau (significatif car p<0.05) avec des rivières plus larges pour les présences que pour les absences et le type de sol (hautement significatif car p<0.001) avec des sols artificiels pour les points de présence et naturels pour les points d’absence. La Renouée est souvent présente dans les villes ou milieux artificiels alors que celle-ci n’est pas présente dans les jardins. Ceci voudrait dire que son implantation serait due aux activités humaines plutôt liées avec le transport de terres contaminées (Jarry, 2008).
Figure 7 : Cartographie de type démographique – Exemple de la renouée du Japon en Languedoc Roussillon
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(3) Outils d’aide à la décision
(a) Détermination de priorités de gestion
La gestion des espèces invasives qualifiées de majeures (espèces à distribution étendue et à impacts élevés) est une entreprise de longue
La gestion des espèces invasives qualifiées de majeures (espèces à distribution étendue et à impacts élevés) est une entreprise de longue