Comme nous l’avons vu dans le chapitre précédent, une partie de la recherche en comptabilité se décentre progressivement des organisations pour s’intéresser directement aux questions environnementales et aux pratiques calculatoires développées dans le cadre d’efforts de conservation de la biodiversité. Forts de ce constat, nous pouvons nous demander inversement si les chercheurs et les praticiens de la conservation ne cherchent pas déjà à développer des comptabilités de leur côté. Si oui, à quoi ressemblent-elles ? Qui les développe et dans quel cadre ? Dans quel but ? Dans ce chapitre, nous proposons de poursuivre le mouvement de décentrement des organisations pour adopter directement le point de vue des sciences de la conservation et de la gestion collective des enjeux écologiques. Nous partirons ainsi à la recherche d’approches comptables centrées sur les écosystèmes ou les enjeux écologiques.
Premièrement, nous rappellerons en quoi et pourquoi les problématiques de quantification et d’élaboration de systèmes d’information occupent une place centrale dans le champ de la conservation. Nous étudierons ensuite le développement du domaine des « comptabilités des écosystèmes », qui cherchent à réaliser des bilans de l’état et de l’évolution des écosystèmes à l’échelle territoriale ou nationale. Puis nous étudierons le développement récent d’une famille de systèmes d’information plus proches d’une variété de processus de décision et d’action sur les territoires, et qui cherchent à fournir des évaluations des écosystèmes. Dans ces deux cas, nous concentrerons notre analyse sur les dimensions organisationnelles de ces systèmes d’information développés dans le champ de la conservation. Nous chercherons à mieux comprendre leurs rôles et leurs limites au regard de notre questionnement sur les comptabilités pouvant accompagner la gestion collective des écosystèmes.
I.
Les systèmes d’information et d’évaluation : un enjeu central des sciences de la
conservation
Les sciences de la conservation ont comme enjeu central de produire des connaissances utiles à la préservation des systèmes écologiques. Les chercheurs et praticiens de la conservation consacrent beaucoup d’efforts à produire, structurer et mobiliser ces nouvelles connaissances dans divers contextes d’action et de décision où le sort des écosystèmes est en jeu. Nous montrerons ici que cet enjeu d’élaboration de nouveaux systèmes d’information et d’évaluation est fortement lié aux controverses portant sur les différentes philosophies et orientations
développement récent d’une famille de systèmes d’information et d’évaluation centrés sur la quantification des services écosystémiques.
La conservation de la biodiversité comme problème d’action collective 1.1
organisée
La biodiversité, terme proposé au début des années 198032, peut être définie comme « the
variety of life on Earth at all its levels, from genes to ecosystems, and the ecological and evolutionary processes that sustain it » (CDB, 1992). Le terme « écosystème » proposé par
Tansley en 1935 (Drouin, 1999) fait référence à un système intégré composé d’une communauté biotique (plantes, animales), son environnement abiotique (minéraux, nutriments) et leurs interactions dynamiques. Comme le précise Fath (2009, p. 8) : « it is this feature of ecosystems,
that they are the basic unit for sustaining life over the long term, which provides one of the main reasons for studying them for environmental management and conservation ». Dans son article
phare de 1985, Michael Soulé définit la « biologie de la conservation » comme la discipline dont l’objectif est de « fournir des principes et des outils pour la préservation de la biodiversité » (Soulé, 1985). Constatant l’accélération de la dégradation de la biodiversité depuis le début de l’ère industrielle, il ajoute qu’à la différence d’autres champs scientifiques, cette nouvelle discipline revêt un caractère particulier de « discipline de crise ». Il invite non seulement les biologistes de la conservation à produire des connaissances pour fournir de nouvelles informations sur le fonctionnement complexe des écosystèmes et les impacts que les activités humaines ont sur eux, mais aussi à s’engager dans l’action pour faire le meilleur usage possible de ces informations en faveur de la conservation.
Le Millenium Ecosystem Assessment (MEA, 2005) est une étude qui a rassemblé près de 1 360 experts internationaux qui ont entrepris d’évaluer les grandes tendances d’évolution de la qualité des écosystèmes et de leur fonctionnement. Il montre que les pressions qui s’exercent sur les systèmes vivants continuent de croître (démographie, agriculture intensive, pollution, urbanisation, déforestation, etc.) et continuent de dégrader les écosystèmes à un rythme accéléré. Plus récemment, des études publiées dans les prestigieux journaux Nature et Sciences affirment que si les efforts de conservation des systèmes vivants ne sont pas à la hauteur des dégradations
32Le terme de « biological diversity » a été introduit par T. Lovejoy en 1980 dans une étude décrivant les effets
de la déforestation sur l’extinction des espèces (Soulé et Wilcox, 1980). La contraction « biodiversity » a ensuite été utilisée la première fois par Walter Rosen en 1986 lors d’une conférence sur ce thème, puis utilisée dans une publication par l’entomologiste E.O. Wilson en 1988 (Wilson et Peter, 1988). La formule a été consacrée et institutionnalisée en 1992 au Sommet de la Terre de Rio lors de la création de la Convention sur la Diversité Biologique (CDB) et a connu un succès rapide tant dans les milieux académiques que dans les médias.
qu’ils subissent, la biosphère planétaire risquerait de dépasser des seuils irréversibles qui mettraient en péril le « système de support de vie » de notre planète dont dépendent les conditions de survie de l’humanité (Barnosky et al., 2012 ; Steffen, Crutzen, et McNeill, 2007 ; Steffen et al., 2015). Ces travaux sont venus confirmer trois décennies plus tard le diagnostic à l’origine de la biologie de la conservation, alors même que l’on parle aujourd’hui d’une sixième crise d’extinction de la biodiversité (Barnosky et al., 2011 ; Billé et al., 2014). Par ailleurs, la communauté des géologues s’accorde à considérer que nous sommes entrés dans une nouvelle ère géologique, l’Anthropocène, où « l’humanité a émergé comme une force géologique majeure – et singulièrement réflexive » (Clark, Crutzen, et Schellnhuber, 2005).
Les sciences de la conservation ont comme objet la préservation des systèmes vivants et des milieux naturels de la planète (la biodiversité, les écosystèmes, etc.) (Kareiva et Marvier, 2012). Les actions humaines et la dimension sociale des problèmes de conservation sont aujourd’hui reconnues comme l’une des dimensions essentielles des sciences de la conservation (Mascia et al., 2003 ; Scoones, 1999) pour parvenir à « créer les changements nécessaires du comportement humain et limiter ou stopper ses impacts négatifs sur les écosystèmes et générer des impacts positifs »33 (Mermet et al., 2013, p. 42). Notre travail s’inscrit dans la continuité d’un ensemble de travaux en gestion de l’environnement et en sciences de la conservation qui considèrent que la réussite des efforts de conservation et leur capacité à créer du changement en faveur de la protection des écosystèmes dépend tout particulièrement de la conception de cadres et de stratégies d’action collective visant à prendre en charge des problèmes spécifiques de conservation (Laurans et Mermet, 2013 ; Mermet, 1992 ; Mermet, 2011 ; Mermet et al., 2005).
Le spectre des problèmes de conservation et des objets de gestion avec lesquels les sciences de la conservation sont en prise est large et divers. Il en est de même pour les stratégies et les formes d’action collective qu’il s’agit de mettre en place : comment développer des stratégies efficaces et à moindre coût pour conserver la Tortue Luth du Pacifique (Gjertsen et al., 2014) ? Comment élaborer et mettre en place un plan de gestion pour de grandes aires naturelles en Indonésie, qui puisse répondre aux enjeux de préservation de l’habitat du tigre, de la qualité de l’eau, et maximiser les capacités de stockage de carbone par la forêt (Bhagabati et al., 2012) ? Quelle stratégie pragmatique pour arrêter le déclin des tigres asiatiques (Walston et al., 2010) ? Plus proche de nous, quelles institutions de décision et de gestion, quels systèmes de suivi et quelle gestion de conflits avec les éleveurs pour réintroduire l’ours brun dans les Pyrénées (Mermet, 2007) ? Comment négocier et définir le tracé et mettre en place des Trames Vertes et
Bleues en France pour que ces corridors écologiques prennent en compte à la fois les besoins de migration des espèces et la préservation des fonctionnalités clés des écosystèmes et de leurs usages (épuration de l’eau, stockage de carbone, espaces de loisirs, etc.) (Clergeau, 2012) ?
Dans tous ces exemples, on ne trouve jamais une situation dans laquelle une organisation au périmètre et à l’organigramme bien définis aurait la responsabilité ou la capacité de décider et de gérer seule le problème de conservation considéré. Au contraire, les problèmes de conservation sont souvent liés aux actions croisées d’une diversité d’acteurs humains (agriculteurs, associations, riverains, entreprises, Etat, etc.) qui, intentionnellement ou non, ont des effets positifs ou négatifs sur l’environnement naturel et agissent de manière fragmentée, non coordonnée et souvent antagoniste. En l’absence d’un tel « centre » organisationnel portant à lui seul une capacité d’action efficace et suffisante en faveur des écosystèmes, il s’agit alors de parvenir à clarifier, dans chaque situation et face à chaque problème de conservation, qui a la capacité d’agir, comment, avec qui, sous quelle forme de coordination et sur quel périmètre. Mermet et al. (2013, p. 43), résument ainsi ce problème fondamental d’agency propre aux questions de conservation :
« In addressing this need, a dual question plays a central role: who acts for
conservation, and how, i.e. of what does such action consist? This is essentially a question of agency: who has a capacity to act, and what kind of activities does that action entail? In conservation issues, individual action per se is usually not enough and, even though the role of individuals is important, the most effective action is collective – that is, it involves forming groups, networks, organizations or institutions that will exercise some capacity to act. »
Contrairement au champ des comptabilités socio-environnementales dans son ensemble, la question environnementale, prise du point de vue des sciences de la conservation, n’est ainsi pas de conduire le changement d’une organisation formelle et déjà bien identifiée (une entreprise, une administration, etc.) pour qu’elle change ses modes de gestion. Crozier et Friedberg (1977) montrent que la présence d’une organisation formelle n’est pas nécessaire pour qu’existent des phénomènes « d’action collective organisée ». Les auteurs les définissent comme « le processus par lequel les interactions stratégiques entre un ensemble d’acteurs placés au sein d’un champ d’action particulier et dépendant les uns aux autres pour trouver la solution à des “problèmes communs” sont stabilisées et structurées34 » (Crozier et Friedberg, 1995). Du point de vue de la
conservation, il s’agirait donc plutôt de définir, d’élaborer, de mettre en place et de gérer des formes « d’action collective organisées », dans la grande majorité des cas non réductibles à une
seule entité organisationnelle formelle, et capables de répondre efficacement aux problèmes écologiques en jeu (Mermet, 2011 ; Mermet et al., 2005 ; Mermet et Leménager, 2015).
L’élaboration de systèmes d’information et d’évaluation pour la conservation 1.2
Le champ de la conservation de la nature a vu se succéder et se superposer au cours de son histoire un certain nombre de paradigmes par lesquels ses penseurs et ses praticiens ont privilégié différentes terminologies et méthodes d’évaluation pour caractériser les problèmes écologiques, pour justifier les objectifs de conservation choisis et pour expérimenter et mettre en place des formes d’action collective pour les atteindre. Selon Blandin (2010), l’histoire de la conservation du vivant au XXe siècle a été dominée alternativement par une approche protectionniste prenant racine dans des arguments sur la valeur intrinsèque de la nature et de ses composantes, et une approche pragmatique et utilitariste plus anthropocentrique se justifiant par la valeur instrumentale du bon renouvellement des ressources naturelles, indispensables au développement économique et au bien-être humain. Il montre que ces deux traditions ont toujours coexisté, l’une prenant le dessus sur l’autre à différentes époques dans différents contextes. Elles ont ainsi donné lieu à une grande diversité d’approches gestionnaires des milieux naturels (parcs naturels, gestion patrimoniale, systèmes de quotas de prélèvement, outils économiques tels que la compensation écologique ou les paiements pour services environnementaux, etc.). La montée en puissance depuis les années 1980 du concept de développement durable marque le début de la prévalence de stratégies de conservation prenant acte de l’ordre économique libéral existant et privilégiant ainsi de manière générale des approches plus instrumentales (Bernstein, 2002 ; IUCN, 1980 ; WRI, 1992).
Il existe ainsi dans le champ de la conservation de nombreux débats et controverses scientifiques et philosophiques sous-jacents aux différentes approches dans le domaine de la conservation de la nature (Callicott, Crowder, et Mumford, 1999 ; Sarkar, 1999 ; Reyers et al., 2012). On distingue des perspectives plutôt centrées sur la protection de grands espaces sauvages ou sur la conservation d’espèces en danger et de leurs habitats (Rodríguez et al., 2012 ; Rolston III, 1985 ; Young et al., 2014), sur la préservation des « hotspots » de biodiversité (Myers, 1988 ; Myers et al., 2000), sur la résilience des « socio-écosystèmes » et leur gestion adaptative (Folke, 2006 ; Gunderson et Holling, 2002) ou encore sur la préservation des services écosystémiques (Daily, 1997 ; Costanza et al., 1997 ; MEA, 2005). Ces différentes approches conduisent au développement d’arguments, d’instruments de politiques publiques ou économiques et de stratégies de conservation distinctes (Brooks et al., 2006). Encore plus essentiel pour nos
d’indicateurs écologiques, de méthodes de quantification et de structuration de l’information spécifiques sur les écosystèmes.
Dans leurs efforts pour relever les défis associés à la conduite de l’action pour la conservation de la biodiversité, les chercheurs et les praticiens de la conservation développent et mobilisent un nombre croissant de pratiques calculatoires, d’outils et de systèmes d’information écologique dans le but d’évaluer et de suivre l’état des écosystèmes et de la biodiversité, de déterminer des causes de dégradation, d’informer les processus de décision ou encore de guider l’action. Nous proposons de nommer « systèmes d’information évaluative pour la conservation » (SIEC), l’ensemble des outils et des systèmes d’information conçus et utilisés pour évaluer et informer l’action collective organisée pour la conservation. Pour ne donner que quelques exemples de la diversité de SIEC qui sont développés et utilisés, on peut évoquer la multitude d’indicateurs écologiques permettant d’évaluer le niveau de stocks de poisson ou la qualité du couvert forestier et des zones humides (Rabaud, 2015), les métriques de performance mesurant l’efficacité et le coût d’opérations de restauration d’écosystèmes (Levrel et al., 2012 ; Vaissière et al., 2013), les listes rouges pour classer les espèces et les écosystèmes en fonction du risque d’extinction ou de pertes de fonctionnalités écologiques (Rodríguez et al., 2012 ; Young et al., 2014), ou encore des évaluations biophysiques et économiques des usages des écosystèmes et de leurs contributions au bien être humain (Kareiva et al., 2011).
La diversité de SIEC reflète la variété des approches existantes en sciences de la conservation, des philosophies et des conceptions de la décision et de l’action qui les sous- tendent. Elle rend compte aussi de la multiplicité des phénomènes biophysiques et des activités humaines qui entrent en jeu de manière directe ou indirecte dans la dégradation des systèmes écologiques (MEA, 2005). Cette diversité des objets écologiques ainsi que des référentiels scientifiques et des conventions sur lesquels sont structurées les informations relatives à la biodiversité rend toutefois impossible l’émergence d’un équivalent général ou de formes de totalisation « qui permettrai[ent] de comparer l’incidence des innombrables actions humaines qui l’affecte » (Godard, 2005, p. 7). Pour Godard35. (Ibid), cela rend la coordination collective des
35 Godard (2005, p. 7) précise ainsi que « d’un côté les cibles sont diverses et ne parviennent pas à se totaliser
d’une manière convaincante, la réduction à une comptabilité des espèces disparues et en voie de disparition induisant une focalisation excessive à la fois sur l’espèce comme catégorie et sur le nombre comme principe de valeur ; de l’autre côté, les actions humaines agissent sur la biodiversité à travers de multiples influences, le plus souvent assez indirectes. Cela fait que le devenir de la biodiversité semble davantage dépendre du bruit de fond de l’activité humaine (changements de l’utilisation des sols, extension de l’emprise urbaine, développement de l’agriculture…) que d’actions précisément identifiées en nombre limité qui pourraient être reconsidérées en fonction de leur incidence écologique. »
efforts de gestion pour la conservation de la biodiversité plus difficile à mettre en œuvre que dans le cas de la lutte contre le changement climatique et de la limitation des gaz à effet de serre. Par ailleurs, la mise en œuvre et l’utilisation de ces systèmes d’information et d’évaluation dans des processus complexes de décision et d’action collective rencontre un certain nombre de limites. Leur contribution effective à l’atteinte de résultats de conservation est souvent remise en cause et fait l’objet de nombreuses controverses comme le montrent par exemple les travaux discutant les limites liées au développement et à l’utilisation des indicateurs écologiques (Dale et Beyeler, 2001 ; Heink et Kowarik, 2010 ; Jørgensen, Burkhard, et Müller, 2013 ; Müller et Burkhard, 2012 ; Niemeijer et De Groot, 2008 ; Rabaud, 2015 ; Rametsteiner et al., 2011 ; Rapport et Hildén, 2013 ; Turnhout, Hisschemöller, et Eijsackers, 2007).
Les problématiques liées à la structuration et à l’utilisation des informations sur les écosystèmes dans une grande diversité de contextes et de processus d’action collective occupent ainsi une place centrale dans le champ de la conservation et, plus largement, de la gestion de l’environnement. Comme nous le montrerons par la suite, au-delà de la recherche à tout prix d’un équivalent général, la comptabilité peut apporter des éléments décisifs à ces problématiques de connexion entre SIEC et gestion collective des écosystèmes.
Dans ce travail, nous ne chercherons pas à prescrire une approche en sciences de la conservation, une forme de quantification des objets écologiques ou une terminologie contre une autre pour parler des enjeux de conservation. Une telle démarche nous obligerait à réduire a
priori la liste des SIEC et pratiques calculatoires que nous pourrions prendre en considération
dans nos réflexions sur la comptabilité. Elle nous contraindrait nécessairement à définir a priori, et à la place des acteurs de terrain, les objets de gestion et les problèmes écologiques qu’il s’agit de prendre en charge dans une situation donnée et les formes de représentations adéquates. Nous souhaitons au contraire garder une perspective ouverte sur le large panel des manières qui existent de poser et de traiter les problèmes de conservation. Cette approche nous semble plus fidèle à la diversité des voies empruntées par les chercheurs et les acteurs de terrain qui font face à une grande variété de problèmes de conservation sur les territoires dans des contextes gestionnaires, sociaux, politiques, scientifiques et culturels contrastés. Nous mobiliserons ainsi sans nous attarder sur leurs distinctions les termes de « biodiversité », « écosystèmes », « systèmes écologiques » ou encore « qualité écologique du territoire » pour évoquer de manière générale l’ensemble du spectre des problèmes de conservation que la communauté de la conservation et d’autres acteurs, y compris l’entreprise du secteur de l’environnement que nous étudierons, sont amenés à rencontrer sur les territoires.
L’exemple des approches fondées sur la gestion et l’évaluation des services 1.3
écosystémiques
Pour prendre l’exemple d’une approche en sciences de la conservation ayant donné naissance à une famille spécifique de SIEC, nous dresserons brièvement le portrait-robot de la notion de services écosystémiques et de ses implications gestionnaires, centrées essentiellement sur la préservation du bon fonctionnement des écosystèmes et de leurs usages (Raffaelli et White, 2013).
Le concept de « services écosystémiques » est défini par le Millennium Ecosystem
Assessment (2005) comme « les bénéfices que les hommes retirent des écosystèmes » tels que le
stockage du carbone, la régulation et purification de l’eau, les loisirs de plein air, la pollinisation, le maintien de la qualité du sol, les ressources génétiques, le traitement de déchets ou les cycles de nutriments. Le concept émerge à partir des années 1970, au croisement de courants de recherche en écologie et en économie (Méral, 2012). Il s’inscrit dans une approche considérant les écosystèmes comme des « systèmes de support de vie », constitués de cycles de matières, produisant des ressources renouvelables et des services indispensables à toute vie sur Terre