Eléments de réflexion et d’argumentation pour la mise en place d’une stratégie régionale de lutte contre les Espèces
Végétales Exotiques Envahissantes en région méditerranéenne française continentale
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Mandon-Dalger I., 2010 Éléments de réflexion et d’argumentation pour la mise en place d’une stratégie régionale de lutte contre les Espèces Végétales Exotiques Envahissantes en région méditerranéenne française continentale, CBNMED, 95 p.
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Sommaire
INTRODUCTION... 5
A. Contexte national et international ... 5
B. Définitions & principes ... 7
1. Définitions... 7
2. Principes... 7
C. Les grands axes de la stratégie régionale ... 11
1. Prévention ... 12
2. Détection précoce & action rapide ... 12
3. Atténuation d’impact... 12
4. Restauration de la diversité biologique indigène ... 13
D. Bibliographie... 13
SYNTHÈSE DE LA VEILLE SCIENTIFIQUE SUR LES METHODES D’EVALUATION DU RISQUE... 15
A. Définitions et objectifs... 15
B. Analyse des outils d’évaluation des risques... 15
1. Outils d’évaluation des causes ... 15
2. Outils d’évaluation des pressions... 18
3. Outils d’évaluation de la répartition régionale des EEE ... 25
4. Outils d’évaluation des impacts ... 34
C. Bilan & Conclusions... 41
1. L’avancée que représente l’adoption de système(s) d’analyse du risque ... 41
2. Bilan local de l’existant... 43
3. Les principaux points de la stratégie régionale ... 53
D. Bibliographie... 54
PROPOSITIONS DE GESTION DU RISQUE... 63
A. Définitions et objectifs... 63
B. Limitation des causes ... 63
1. Actions possibles sur les voies d’introduction ... 63
2. Actions possibles sur les voies de propagation d’EEE... 64
3. Recommandations ... 66
C. Limitation des pressions ... 67
1. Actions possibles de sensibilisation, d’information et de communication... 67
2. Actions possibles de surveillance... 69
3. Recommandations ... 72
D. Limitation de l’étendue des EEE ... 73
1. Actions possibles de gestion de l’information ... 74
2. Actions possibles de lutte contre les EEE ... 75
3. Recommandations ... 79
E. Limitation des impacts... 80
1. Optimisation de la gestion des zones à enjeux ... 80
2. Amélioration des coûts de gestion ... 84
3. Recommandations ... 85
F. Bilan & Conclusions... 86
G. Bibliographie... 89
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I NTRODUCTION
Les invasions biologiques sont une menace importante pour les écosystèmes partout dans le monde. Selon l’Union Internationale pour la Conservation de la Nature (IUCN), les espèces exotiques envahissantes sont placées au deuxième rang parmi les menaces graves pour la biodiversité, après la disparition des habitats (constat qui n’est validé que dans les îles à l’heure actuelle). Beaucoup de pays se sont penchés sur le problème sans trouver de solution idéale. Il s’avère en effet que le problème des plantes envahissantes n’est pas seulement un problème environnemental, il a des origines sociales et économiques souvent insoupçonnées puisque, par exemple, beaucoup de plantes envahissantes sont vendues dans le commerce à des fins ornementales.
Un certain nombre d’outils et de mesures ont néanmoins été identifiés, certains sont opérationnels, d’autres méritent encore d’être affinés. Il est notamment reconnu que la première démarche d’un programme destiné à gérer les espèces exotiques devra être l’élaboration d’une stratégie résumant les buts et objectifs de ce programme. L’objectif final de la stratégie devra être la préservation ou la restauration d’écosystèmes sains (Wittenberg, 2001)
A. Contexte national et international
A l’échelle mondiale, les Espèces Exotiques Envahissantes (EEE) furent mentionnées dès 1992 lors de l’agrément et de l’adoption du texte de la Convention sur la Biodiversité Biologique (CBD) qui fut approuvé par 168 pays (ou « parties ») (UNEP, 1992). L’article 8(h) y mentionne la nécessité de « prévenir l’introduction, ou de contrôler ou éradiquer les espèces exotiques envahissantes qui menacent les écosystèmes, habitats ou espèces ». La 6e conférence des parties (COP) à la CBD s’est ensuite engagée en 2002, dans le cadre de son plan stratégique, « à réduire de façon significative d’ici 2010 la perte de biodiversité aux échelles globales, régionales et nationales » (décision VI/26). Cet « objectif 2010 » fut approuvé par plus de 180 gouvernements au sommet mondial du Développement Durable à Johannesbour en Afrique du Sud. En 2004, les parties adoptèrent un cadre de travail pour évaluer l’état d’avancement du projet et communiquer à l’échelle globale (décision VII/30). Le cadre de travail fut partitionné en 7 secteurs focaux (plans sectoriels ???) avec des buts et des indicateurs destinés à mesurer les avancées. 22 indicateurs thématiques ainsi que des mesures spécifiques furent ainsi adoptés à la COP8 en 2006. Actuellement, seuls 9 d’entre eux sont considérés comme bien développés et faisant appel à des méthodes bien établies, les autres nécessitent des études complémentaires. Dans l’ensemble, ces indicateurs doivent répondre aux contraintes suivantes : les mêmes indicateurs doivent pouvoir être utilisables aux échelles globales, régionales, nationales et locales, et ils doivent s’appuyer sur des données existantes. Dans ces indicateurs, le nombre et le coût des invasions biologiques (reformulé ensuite en
« tendance en EEE ») sont pressentis comme répondant partiellement aux besoins de mesure des menaces pesant sur la biodiversité. Et 2 objectifs sont envisagés (6.1 & 6.2) (UNEP/CBD/COP/8/2) : « les voies de circulation des principales Espèces Exotiques Envahissantes (EEE) potentielles devront être contrôlées » et « les plans de gestion des EEE majeures qui menacent les écosystèmes, les habitats ou les espèces, devront être en place ». Très vite, on s’aperçut néanmoins qu’il était nécessaire de développer une démarche à court terme basée sur les données existantes et répondant à l’urgence de la situation, mais qu’il était capital de développer aussi un indicateur sur le long terme qui incorporerait des informations de niveau national. Cette initiative est l’un des premiers efforts en la matière qui soit à la fois concerté et coordonné à l’échelle globale.
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A l’échelle de l’Europe, une Stratégie Européenne sur les Espèces Exotiques Envahissantes s'adressant aux gouvernements des Parties contractantes à la Convention de Berne a été réalisée en 2002 et finalisée en 2004 (Genovesi & Shine 2004). Répondant aux principes directeurs énoncés à la COP6 de la CBD, elle a pour but, non seulement d'engager les agences de protection de la nature, mais aussi de mobiliser les organismes de tous les secteurs responsables d'activités en rapport avec la prévention ou la gestion des espèces exotiques envahissantes. Cette stratégie s'adresse également au secrétariat de la Convention de Berne et formule des propositions concrètes pour qu'il exerce un rôle moteur au niveau régional et qu'il favorise une synergie sur les questions relatives aux espèces exotiques envahissantes. Elle se présente elle-même comme une « feuille de route » destinée à répondre à un problème écologique crucial. Beaucoup d’actions recommandées dans ce document soutiennent les initiatives communes ou complémentaires menées par des intervenants aussi divers que les transporteurs, commerçants, gestionnaires de ressources, industriels,… Ceux-ci sont néanmoins tous concernés par le déplacement et l’utilisation d’EEE. Ces actions sont rangées selon les grandes thématiques suivantes :
− sensibilisation et assistance ;
− collecte, gestion et partage de l'information (listes d'espèces, recherche et surveillance, échange d'information) ;
− renforcement des structures politiques, juridiques et institutionnelles (direction et coordination, examen et renforcement de la législation, stratégies nationales, principes et instruments, respect et application) ;
− coopération et responsabilité régionales (coopération entre États, rôle possible de la Convention de Berne, coopération sous-régionale) ;
− prévention des introductions non intentionnelles (prévention à la source : gestion des exportations et des voies de pénétration, prévention à l'arrivée : contrôle aux frontières et mesures de quarantaine, réglementation des introductions intentionnelles, réduire au minimum les introductions non intentionnelles à l'intérieur du pays, mesures spéciales concernant les écosystèmes isolés, prévention de la propagation naturelle) ;
− détection précoce et réaction rapide (contrôle et surveillance, réaction rapide et plans d'intervention) ;
− réduction des impacts (aspects juridiques et institutionnels, éradication, confinement, contrôle) ;
− restauration des milieux naturels.
A l’échelle de la France, la « stratégie française pour la biodiversité » (SNB) a été adoptée en 2004. Elle a défini 4 priorités (i) Caractérisation et évaluation (qualitative et quantitative) de la biodiversité, (ii) Etude de sa dynamique, modélisation des évolutions possibles, (iii) Evaluation des impacts de ses changements, (iv) Pratiques de gestion restauratoire et durable y compris dans et par les entreprises. Elle annonce, en outre, l’application nationale et interministérielle de la stratégie européenne relative aux espèces exotiques envahissantes par le biais d’un plan d’action ayant pour objectif général d’enrayer l’apparition dans le milieu naturel d’espèces exotiques envahissantes (Anonyme, 2004). Ce plan d’action devrait comporter les points suivants :
− Réformer et harmoniser la législation
− Sensibiliser et éduquer le public et les professionnels
− Mettre en place un observatoire des espèces exotiques envahissantes
− Développer des programmes de recherche spécifiques
− Organiser la lutte sur le terrain : expérimentation, mise au point et coordination des actions d'éradication, de confinement, de protection, de gestion des milieux sensibles,...de suivi et d'évaluation des mesures prises
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B. Définitions & principes
1. Définitions
Il existe de nombreuses définitions pour qualifier les espèces invasives1 ou espèces exotiques envahissantes. Elles font intervenir des notions différentes selon qu’elles sont adoptées par des chercheurs, des gestionnaires ou des juristes. En outre, les termes employés dans les définitions peuvent recevoir des acceptations différentes selon les branches de la biologie et l’échelle à laquelle on se place. On s’accorde néanmoins pour limiter le terme d’invasif aux seules espèces exotiques et pour envisager seulement les introductions qui soient le fait de l’homme que ce soient des introductions volontaires ou accidentelles. On pourra consulter le glossaire des différents termes adoptés et faisant l’objet d’un consensus au niveau international sur le site : http://www.cbd.int/invasive/terms.shtml
La CBD définit une espèce exotique envahissante comme étant « une espèce allochtone dont l’introduction et/ou la propagation menace la diversité biologique » (décision VI/23). Cette définition a été changée et ne tient donc plus compte des impacts socioculturels, économiques ou de santé humaine comme c’était le cas auparavant (UNEP/CBD/COP/6/18/Add.1/Rev.1.). En outre, elle diffère de la définition strictement biologique qui ne prend pas en compte la notion d’impact mais qui décrit les espèces invasives en faisant référence à leur naturalisation et à leur potentialité à se propager rapidement. Cette définition se rapproche de celle de l’IUCN, qui à des fins conservatoires, qualifie d’invasive une espèce allochtone, qui s'étant établie dans des écosystèmes ou habitats naturels ou semi-naturels, y est un agent de perturbation et nuit à la diversité biologique autochtone (IUCN, 1999). La définition strictement biologique décrit les taxons invasifs comme faisant partie des espèces exotiques naturalisées/établies, qui produisent des progénitures fertiles, souvent en très grand nombre, et ayant la potentialité de se propager de façon exponentielle sur une large surface, et rapidement étendre leur aire de répartition (Richardson et al. 2000; Occhipinti-Ambrogi and Galil 2004; Pyšek et al. 2004).
L’application de ces définitions pose de multiples problèmes de seuils : un même taxon peut être indigène dans une petite région de France, et considéré comme exotique voire invasif dans une autre région, voire dans un autre département (ex Coronilla valentina L. sous-espèce glauca est une espèce indigène en Languedoc-Roussilon, et devrait être considérée comme invasive dans les Alpes Maritimes car elle s’hybride avec la sous-espèce valentina qui est indigène dans ce département et inscrite au livre rouge national) ; un taxon introduit peut ne pas être présent dans le milieu naturel alors qu’un taxon naturalisé est non seulement présent mais a montré ses capacités à se reproduire et à maintenir des populations viables, ce qui rend son éradication difficile si les populations ont eu le temps de bien se propager ; l’impact sur la biodiversité est une notion complexe et mal connue qui peut aller de la modification totale d’un écosystème à l’hybridation avec une espèce autochtone.
2. Principes
Différents concepts ont présidé à l’élaboration du cadre de travail sur la question des invasions biologiques dans les commissions internationales d’une part et dans certains articles scientifiques qui ont servi à argumenter cette stratégie d’autre part :
a) Les différentes phases d’une invasion biologique
L’écologie théorique a scindé les invasions biologiques en 4 grandes phases : l’introduction, l’établissement / naturalisation, la propagation, et l’équilibre qui est aussi le moment où les impacts sont le plus ressentis. (Williamson, 1996). Ces grandes phases
1 Les termes invasif et exotique envahissant seront utilisés ici comme synonymes
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peuvent être reliées à des choix différents de gestion selon la relation suivante (Hulme, 2006)
Tableau 1 : Relation phases d’invasion et choix de gestion pertinents
Phase d’invasion Choix de gestion pertinent
Introduction Prévention
Etablissement / naturalisation Détection précoce et éradication
Propagation Contrôle et confinement
Equilibre et impacts ressentis Restauration écologique et atténuation des impacts
Il existe donc quatre options principales (ou plutôt quatre étapes principales) en matière d’espèces exotiques: 1) la prévention, 2) l’éradication 3) le contrôle et 4) la restauration écologique et la mitigation des impacts. La prévention des introductions est la première et moins onéreuse des options.
Les Principes directeurs de la CDB s’appuient sur ces notions pour définir une
“Approche hiérarchique à trois phases” qui est aussi préconisée dans la stratégie européenne et doit servir de fondement à toutes les mesures relatives aux espèces exotiques envahissantes:
– la prévention des introductions d'espèces exotiques envahissantes est généralement beaucoup plus économique et beaucoup plus souhaitable pour l'environnement que les mesures de lutte prises une fois qu'une telle espèce est introduite et implantée;
– quand une espèce exotique envahissante a été introduite, il est vital de la détecter précocement et de prendre rapidement des mesures pour empêcher qu'elle ne s'implante: dans la plupart des cas, l'intervention à privilégier consiste à éradiquer ces organismes dès que possible;
– si l'éradication n'est pas réalisable ou si des ressources ne sont pas disponibles à cette fin, des mesures de confinement et de lutte à long terme devraient être mises en œuvre (Principe directeur 2 de la CDB).
b) Niveaux d’organisation et échelles de représentation
De nombreux auteurs insistent sur la nécessité et l’urgence à considérer le problème des invasions biologiques à différentes échelles spatio-temporelles (Hulme, 2003; Pysek, 2005). L’écologie du paysage apparait comme une approche cohérente dans ce domaine (With, 2001). Privilégiant les variations d’échelle tant spatiales que temporelles, elle a su trouver sa place dans la planification de l’occupation du sol comme dans l’analyse plus théorique des processus écologiques (Turner et al., 1991) et la biologie de la conservation (With, 1997). La notion de paysage y est définie comme étant une « portion de territoire hétérogène composée d’ensembles d’écosystèmes en interaction qui se répètent de façon similaire » (Forman and Godron, 1986)
La théorie hiérarchique (Allen et Starr 1982,) qui intègre l’écologie du paysage (Turner and Gardner, 1991; Burel and Baudry, 1999) fait intervenir des échelles différentes et emboitées et permet ainsi de décomposer les systèmes complexes en niveaux d’organisation grâce à une répartition des observations selon différentes échelles de temps et d’espace (Burel and Baudry, 1999). Elle est fondée sur l’existence d’une corrélation entre les échelles de temps et d’espace ainsi que sur la liaison des vitesses de fonctionnement des processus avec les niveaux d’organisation. Les niveaux d’intégration sont définis à la fois par des échelles spatio-temporelles disjointes, des vitesses de fonctionnement différentes et aussi par des variables qui leur sont propres. Il est nécessaire de distinguer l’échelle (qui caractérise la dimension spatiale ou temporelle) du niveau d’organisation (qui
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caractérise la place au sein d’une hiérarchie biotique) (Turner and Gardner, 1991). L’étude du milieu physique concerne essentiellement les grandes échelles (au sens donné par les écologues et non par les géographes, c’est à dire couvrant de larges surfaces (Wiens, 1989)), même si elle est souvent impliquée dans les autres. L’outil privilégié en est la cartographie. La socio-économie intervient surtout dans le diagnostic au niveau régional, elle permet d’identifier à la fois les contraintes et les possibilités de développement. Les sciences techniques qui débouchent sur des conseils techniques ou de gestion, sont rarement maître d’œuvre en matière de diagnostic. Elles fournissent néanmoins des appuis spécialisés importants.
Tableau 2 : Relation échelles spatiales et niveaux d’organisation Echelles
spatiales
Niveaux administratifs
Niveaux écologiques Niveaux conservatoires Echelle locale Communes Habitats / Ecosystèmes Réserves, zones
sensibles Echelle
intermédiaire
Conseils généraux Paysages / Bassins- versants
Parcs régionaux ou nationaux Echelle
régionale
Conseils régionaux Etages de végétation Zones bioclimatiques
locales
Réseaux des espaces naturels protégés Listes régionales d’espèces protégées Habitats de la Directive
européenne Echelles
nationale &
internationale
Bassin méditerranéen et
pays à climats similaires
Zones bioclimatiques européennes / biomes
Réseau Natura 2000 méditerranéen Listes nationales et internationales d’espèces
protégées (a) Echelles temporelles
L’irruption de nouvelles espèces dans un écosystème est un phénomène naturel qui a toujours existé. Les espèces exotiques ainsi arrivées ne survivent pas, à quelques exceptions près, et ne deviennent que rarement envahissantes. Lorsqu’elles survivent, elles peuvent parfois stagner ou au contraire leurs populations peuvent exploser après une période de latence, enfin parfois elles peuvent s’éteindre après quelques années. La durée pendant laquelle une espèce doit persister dans le milieu naturel avant d’être considérée comme naturalisée est inévitablement arbitraire. Dans la pratique, une période de 25 ans est utilisée par les auteurs de Flora Europaea (Tutin & al., 1964–1980), Pysek considère par contre qu’une période de 10 ans est suffisante pour refléter les effets négatifs possibles
« d’ événements catastrophiques » tels que le début d’une contamination de pathogène ou de ravageur (Pysek, 2004). La période nécessaire à la propagation est estimée à une centaine d’années par Theoharides (Theoharides, 2007). Elle est fortement corrélée à la durée de la phase de latence qui est elle-même proportionnelle à la durée du cycle de vie ou au type biologique de la plante (Groves, 2006). Enfin, il est traditionnel en Europe de classer les espèces introduites en archaeophytes (introduites avant la découverte des Amériques en 1500) et néophytes (introduites après cette date) (e.g., Holub & Jirásek, 1967; Schroeder, 1969; Pyšek & al., 2002b voir Pysek, 2004)
Tableau 3 : Relation échelle de temps et statut de résidence
durée Phase d’invasion Statut de résidence
10 à 25 ans Etablissement d’une population, de l’espèce ? Naturalisées ? 100 à 200
ans
Propagation de l’espèce – fin de période de latence
Invasives avérées ?
500 ans Equilibre Indigènes ou assimilées ?
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La pertinence de mesure des variables aux échelles envisagées ainsi que les typologies proposées ici seront discutées dans les parties évaluation et gestion du risque de cette stratégie.
c) Le système « Causes-Pressions-Etats-Impacts- Réponses »
Le GISP (Global Invasive Species Programme) fut identifié pour coordonner le travail sur les indicateurs EEE demandés par la COP8 de la CBD et c’est M. McGeoch du CIB (Centre for Invasion Biology, Stellenbosch, Afrique du Sud) qui fut chargée de proposer un premier tour d’horizon. Il fut ainsi constaté que même si beaucoup d’indicateurs furent présentés, développés et appliqués à des échelles assez fines (régionale, nationale ou locale), il n’existe pas de jeu d’indicateurs dument définis, faisant appel à des méthodes standardisées, qui combinent les données se rapportant à des groupes d’espèces différents, des écosystèmes et des régions différentes. En outre, il est nécessaire de développer des indicateurs pouvant témoigner de l’évolution des impacts des EEE sur la biodiversité ainsi que de l’efficacité des politiques appliquées et de l’accomplissement des objectifs de gestion (McGeoch, 2006).
L’approche Pression-Etat-Réponse est largement utilisée pour évaluer et gérer les problèmes environnementaux mais commence seulement à être appliquée dans le champ des invasions biologiques (Hulme, 2007). Hulme utilise une forme plus détaillée : le système DPSIR (Drivers-Pressures-States-Impacts-Responses ou en français : Causes-Pressions- Etats-Impacts-Réponses). Dans le cas spécifique de la menace des EEE sur la biodiversité, on peut ainsi envisager de mesurer :
(1) les causes, qui sont les forces socio-économiques et socioculturelles sous- tendant les activités humaines qui déterminent la magnitude des invasions biologiques
(2) les pressions, qui reflètent l’exposition des écosystèmes à la menace des EEE, et permettent de mesurer l’envergure de la menace causée par les EEE (3) les états, qui sont les mesures de la condition environnementale en termes de distribution et abondance des espèces exotiques
(4) les impacts, qui sont les effets des espèces exotiques sur la biodiversité et le fonctionnement des écosystèmes
(5) les réponses, qui font références aux actions régulatrices et stratégiques disponibles pour la société, et permettent d’atténuer les menaces des invasions biologiques pour chacun des 4 points précédents et de mesurer les progrès dans la réduction de la menace (via des décisions de politique ou des interventions de gestion)
Cette approche sera reprise dans l’analyse des outils d’évaluation et de gestion du risque d’invasions biologiques présentée dans cette stratégie.
d) Le principe d’analyse du risque
La santé des végétaux a pris une dimension internationale après des invasions majeures de ravageurs des cultures tels que le Doryphore Leptinotarsa decemlineata qui entraina la signature de la Convention internationale de Protection des Plantes (IPPC) en 1951. 22 normes internationales pour mesures phytosanitaires ont été publiées depuis par l’IPPC. Elles sont reconnues par le comité des mesures sanitaires et phytosanitaires de l’Organisation Mondiale du Commerce, ce qui les met en conformité avec le droit international. La principale approche fut ensuite d’identifier et de lister ces ravageurs pouvant potentiellement provoquer les plus gros dégâts et de trouver les moyens appropriés pour prévenir leur entrée et leur installation. C’est ainsi que furent définis les organismes de quarantaine : toute forme de vie végétale ou animale, nuisible ou potentiellement nuisible aux végétaux ou aux produits végétaux et présentant une importance potentielle pour
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l'économie nationale, pas encore présent dans le pays ou bien pas largement répandu et officiellement contrôlé. Néanmoins, considérant que les mesures phytosanitaires peuvent être des barrières importantes pour le commerce, il fut stipulé qu’une peste ne peut obtenir le statut d’organisme de quarantaine que si il est prouvé selon un processus d’analyse de risques basé sur des normes internationales (Analyses de Risques Phytosanitaires)), que l’organisme peut entrer, s’établir, et causer des impacts économiques, environnementaux ou sociaux qui soient significatifs et inacceptables dans la zone considérée (Baker, 2005).
En 1983, le Conseil National de la Recherche américain, suivant l’exemple des institutions en charge de la protection des végétaux, définit l’évaluation du risque, dans un rapport devenu célèbre sous le nom de « livre rouge », comme étant une évaluation de la probabilité qu’un effet négatif provenant d’une activité humaine puisse se produire. Il recommanda le développement de procédures d’évaluation à destination des systèmes écologiques qui ne soient pas simplement des estimations de probabilités d’effets clairement définis, mais aussi des méthodes suivant une approche standardisée et basée sur un cadre explicite (Hope, 2006).
Le processus d’analyse de risque est divisé en 4 sections : initiation, évaluation, gestion et communication (FAO, 1999). Il sera envisagé dans cette stratégie l’évaluation du risque sous l’angle de l’approche DPSIR, et la gestion du risque comme constituant les réponses que l’on peut apporter pour remédier aux risques identifiés.
C. Les grands axes de la stratégie régionale
S’appuyant sur les principes définis ci-dessus la stratégie régionale a pour principes de : Œuvrer à élaborer une stratégie régionale sur les espèces exotiques envahissantes
qui soit conforme aux accords internationaux existants, et aux recommandations européennes,
Élaborer une stratégie basée sur la démarche scientifique qui fasse appel aux connaissances les plus pertinentes,
Adopter une approche de gestion adaptative, qui intègre de manière continue les améliorations apportées aux politiques et aux pratiques d’après les leçons tirées des résultats des programmes opérationnels,
Coopérer avec les différents services de l’état, le milieu socio-professionnel et les organisations non gouvernementales régionales, nationales et internationales,
Encourager la participation des citoyens.
Tout comme la Stratégie européenne, elle vise trois objectifs stratégiques, également importants, qui constituent le fondement même de la gestion des espèces exotiques envahissantes :
Prévenir les introductions nuisibles, intentionnelles ou non.
Détecter et identifier les nouveaux envahisseurs avant qu’ils ne soient présents, ou quand ils commencent à s’installer sans causer encore de dommages &
Intervenir rapidement dès la détection de nouveaux envahisseurs (éradication) Gérer les espèces exotiques qui sont établies ou se répandent (confinement et
contrôle).
Si la priorité est donnée à la prévention de nouvelles invasions, il faut en même temps travailler à éradiquer, confiner et contrôler les espèces exotiques envahissantes d’intérêt prioritaire qui sont déjà établies. Le but ultime reste la restauration de la biodiversité naturelle.
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Un certain nombre de recommandations ont été faites au niveau de l’Europe pour mettre en œuvre ces principes et ces objectifs. Ils sont présentés ci-dessous.
1. Prévention
Les investissements dans la prévention sont rentables car ils évitent des coûts importants à long terme sur les plans social, économique et environnemental. La meilleure façon d’éviter les risques ou de les réduire au minimum est de prévenir les introductions nuisibles avant qu’elles ne se produisent. Les activités de prévention vont donc permettre de réduire le nombre des introductions non intentionnelles et des introductions intentionnelles aux conséquences imprévues.
Dans sa communication de décembre 2008, la Commission Européenne définit les voies d’introduction et les mesures à mettre en œuvre pour limiter les entrées d’EEE en Europe :« On dénombre six grandes voies d'introduction des EE: lâcher, fuite, contamination, passage clandestin, couloir ou introduction spontanée. La majorité des introductions résultent directement ou indirectement des échanges commerciaux. Pour limiter voire empêcher les nouvelles introductions par cette voie, il paraît nécessaire d'intensifier les contrôles et les inspections aux frontières, parallèlement à la mise en place d'une procédure d'évaluation visant à déterminer l'acceptabilité de l'importation de nouvelles marchandises. Il conviendrait que de telles approches soient étayées par un échange d'informations entre les organismes nationaux, régionaux et internationaux qui œuvrent à la maîtrise des EE » (Anonyme, 2008).
Les trois principaux modes de prévention des invasions sont les suivants (Wittenberg, 2001) :
une interception fondée sur la réglementation et sanctionnée par des inspections et des amendes,
le traitement du matériel soupçonné d’être contaminé par des espèces non- indigènes et
l’interdiction d’importer certains articles, conformément à la réglementation internationale. Les introductions délibérées d’espèces non-indigènes devraient toutes être soumises à une évaluation des risques liés à leur importation.
2. Détection précoce & action rapide
Les recommandations du Conseil de l’Europe dans la stratégie publiée en 2004 sont
« Le pendant de la prévention à la source (avant qu’une espèce franchisse une barrière biogéographique) est, une fois cette barrière franchie, la détection et l’intervention rapide. La détection précoce est essentielle car il faut agir rapidement avant l’implantation de populations importantes. Les procédures doivent cibler l’arrivée d’espèces introduites accidentellement ou illégalement qui échappent au système règlementaire officiel » (Genovesi, 2004).
Dans sa communication de décembre 2008, la Commission Européenne suggère que la détection précoce et l'éradication rapide des EEE requièrent « des programmes de surveillance efficaces ainsi qu'un mécanisme d'alerte rapide pour informer le plus rapidement possible les autorités des zones susceptibles d'être touchées et pour échanger des informations sur les stratégies d'éradication possibles. Dans les cas où l'EEE s'est déjà implantée et est présente sur une zone géographique étendue, il serait souhaitable de disposer de programmes d'éradication coordonnés, supervisés et, si possible, subventionnés par un organisme central » (Anonyme, 2008).
3. Atténuation d’impact
Les recommandations du Conseil de l’Europe dans la stratégie publiée en 2004 sont
« La prévention peut réduire le rythme des nouvelles introductions, mais elle ne peut pas les juguler. Quand l’implantation d’une espèce exotique envahissante est signalée, les mesures de gestion qui s’imposent (éradication, confinement, contrôle) doivent être prises aux stades les plus précoces de l’invasion pour en atténuer les séquelles » (Genovesi, 2004).
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Dans sa communication de décembre 2008, la Commission Européenne suggère que
« dès lors que l'EE est implantée et largement répandue, l'accent doit être mis sur la lutte et le confinement, ce qui nécessite, là encore, un échange d'informations efficace et la mise en oeuvre de campagnes/actions coordonnées pour contenir/enrayer la propagation de l'espèce concernée » (Anonyme, 2008).
4. Restauration de la diversité biologique indigène
Les recommandations du Conseil de l’Europe dans la stratégie publiée en 2004 sont
« Les populations et mesures relatives aux espèces exotiques envahissantes doivent s’inscrire dans une approche globale, et donc aller au-delà de la position défensive de l’approche hiérarchique à 3 phases et œuvrer en faveur de mesures de restauration des espèces, des habitats naturels et des écosystèmes affectés par les invasions biologiques.
Une plus grande capacité de réaction de la diversité biologique indigène peut à son tour offrir une meilleure protection contre les nouvelles invasions ou incursions» (Genovesi, 2004).
D. Bibliographie
Anonyme (2004). Stratégie Française pour la Biodiversité - enjeux, finalités, orientations.
Paris, Ministère de l'Environnement et du Développement Durable: 48 p.
Anonyme (2008). Communication de la commission au conseil, au parlement européen, au comité économique et social européen et au comité des régions - Vers une stratégie de l’union européenne relative aux espèces envahissantes. Bruxelles, Commission Des Communautés Européennes: 13 p.
Baker, R., R. Cannon, et al. (2005). "Novel strategies for assessing and managing the risks posed by invasive alien species to global crop production and biodiversity." Annals of Applied Biology 146: 177-191.
FAO. 1999. Principles of Risk Analysis. Codex Alimentarius Commission Twenty-Third Session. Rome: Food and Agriculture Organisation of the United Nations.
ftp://ftp.fao.org/codex/ALINORM99/al99_09e.pdf
Genovesi, P. and C. Shine, Eds. (2004). Stratégie européenne relative aux espèces exotiques envahissantes. Sauvegarde de la nature, n°137. Strasbourg, Editi ons du Conseil de l'Europe.
Hope, B. K. (2006). "An examination of ecological risk assessment and management practices." Environment International 32(8): 983-995.
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S YNTHÈSE DE LA VEILLE SCIENTIFIQUE SUR LES METHODES D ’ EVALUATION DU RISQUE
A. Définitions et objectifs
L’évaluation du risque est le processus qui consiste à caractériser la gravité d’effets négatifs potentiels consécutifs à l’exposition à des agents dangereux ou des activités stressantes (Andersen, 2004). C’est un outil qui permet l’évaluation des conséquences de l’introduction mais aussi de la probabilité d’implantation d’une espèce exotique en utilisant des informations à base scientifique (Genovesi, 2004). On peut ainsi déterminer si une espèce devrait ou non être acceptée à l’importation en fonction des conséquences que cette importation pourrait avoir (Hughes, 2003). Plus largement, elle permet de constituer des listes d’espèces jugées indésirables qu’il est déconseillé de planter, et recommandé de détruire dans les zones où elles peuvent se propager facilement.
A l’échelle de l’Europe, la stratégie européenne relative aux espèces exotiques envahissantes, recommande d’ « assurer l'évaluation des introductions proposées par un système complet de sélection fondée sur l'analyse de risque. Les Etats prennent toutes les mesures nécessaires pour autoriser uniquement l'introduction d'espèces exotiques qui ont peu de chances de menacer la diversité biologique » (Genovesi, 2004). A l’échelle régionale, il est nécessaire de prendre en compte les spécificités locales et d’envisager la prévention à l’échelle de la méditerranée française. Un premier schéma organisationnel avait été présenté à l’occasion du SRB.
Les outils destinés à évaluer les risques d’invasion regroupent le dire d’expert et les systèmes analytiques. Les systèmes analytiques ou « Weed Risk Assessment » en anglais ont été développés dans les pays anglo-saxons depuis une 15aine d’année et visent à prédire le risque d’invasion en fournissant une liste détaillée et argumentée des caractères qui pourraient rendre une espèce invasive ainsi qu’une grille de lecture permettant de décider si la plante testée doit être considérée comme dangereuse ou pas. Le prochain paragraphe fait le tour de l’argumentaire scientifique concernant les facteurs reconnus comme ayant un effet notoire dans les invasions biologiques et propose une synthèse des indicateurs pertinents à mettre en place pour le suivi et la détection des espèces exotiques envahissantes (EEE).
B. Analyse des outils d’évaluation des risques
1. Outils d’évaluation des causes
Les causes intervenant dans les invasions biologiques sont les forces socio- économiques et socioculturelles sous-tendant les activités humaines qui déterminent la magnitude des invasions biologiques (Hulme, 2007)
Objectif 6.1 (UNEP/CBD/COP/8/2) : « les voies de circulation des principales Espèces Exotiques Envahissantes (EEE) potentielles devront être contrôlées »
On distingue 2 approches dans l’étude de la dispersion des plantes par l’homme : l’approche fonctionnelle qui décrit pourquoi et comment les espèces sont déplacées par l’homme, et l’approche géographique qui décrit explicitement les territoires où a lieu la dispersion (Kowarik, 2007).
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- L’approche fonctionnelle comprend les « causes » (= motivations humaines pour introduire une espèce) et les « vecteurs » (= moyens physiques ou agents par lesquels une espèce est transportée).
- L’approche géographique comprend les « routes » et les « corridors » (= voies de circulations géographiques par lesquelles sont transportées les espèces) (Carlton, 2005).
a) Identification des motivations et secteurs socio-économiques concernés
Beaucoup de plantes jugées envahissantes maintenant ont d’abord été acclimatées dans des buts de fleurissement, de stabilisation de terrain, ou à des fins agronomiques. Elles se sont ensuite échappées, causant des dégâts environnementaux mais aussi économiques.
Des études menées aux Etats-Unis ont montrées que 82% des espèces ligneuses identifiées comme envahissantes étaient utilisées dans des buts paysagers (Reichard and White 2001). La filière horticole est ainsi souvent responsable, à son insu, de l’introduction ou de la propagation de beaucoup d’espèces envahissantes. Mais il existe d’autres filières qui sont à l’origine de cultures susceptibles de s’échapper (Wittenberg, 2001):
o Les plantes introduites à des fins agricoles. Beaucoup d’espèces agricoles ont fait l’objet d’une longue sélection dans le pays et ne s’échappent pas. Néanmoins, la tendance actuelle au développement d’agrocarburants, suscite de grosses craintes car beaucoup d’espèces pressenties sont connues pour être invasives (Crosti, 2009)
o Les plantes exotiques introduites à des fins de foresterie. L’exemple le plus connu en France est celui du Robinier faux-acacia, qui présente de nombreux usages tels que le bois, mais aussi le côté mellifère ou encore les traditionnels beignets d’acacia.
o Les plantes introduites pour améliorer la structure ou la composition du sol. Il s’agit de tous les engrais verts exotiques mais aussi les stabilisateurs de dunes ou de berges. (ex. Amorpha fruticosa)
o Les plantes introduites dans le cadre de mesures incitatives ou d’actions censées favoriser la faune (cultures cynégétiques, jachères fleuries) : la mode actuelle des jachères fleuries, si elle peut avoir un intérêt pour les abeilles demande à être plus encadrée au niveau de la composition des mélange de graines car des espèces potentiellement envahissantes y sont fréquemment présentes. De même, les cultures cynégétiques peuvent contenir volontairement des espèces exotiques dans leur composition ou involontairement (Ambroisie : Ambrosia artemisiifolia)
En outre, une typologie complète des usages économiques des plantes a été publiée par Wiersema et LeÓn (1999). Ils distinguent ainsi les plantes servant d’aliments pour animaux, celles servant aux abeilles, celles ayant un usage environnemental, celles utilisées dans l’alimentation humaine, celles entrant dans la composition des additifs/adjuvants alimentaires, celles qui servent de carburant, celles offrant des ressources génétiques intéressantes, celles qui des hôtes de pathogènes, celles permettant de nourrir des invertébrés, celles pouvant servir de matériaux, celles ayant un usage médical, celles pouvant fournir du poison ( à destination des vertébrés ou non), celles à usages sociaux et enfin celles à caractère nuisible pour l’homme (Wiersema, 1999).
b) Identification des voies d’entrée et de circulation
Le transport par l’homme s’avère être, pour de nombreuses espèces, un moyen de propagation extrêmement efficace. A l’échelle globale, il n’a pas de parallèle dans l’histoire de l’évolution. La classification des vecteurs en fonction des motivations humaines est une
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approche intéressante pour le développement de stratégies de gestion concernant les invasions biologiques en ce sens que cela permet de regrouper les vecteurs pouvant être régis par des méthodes de contrôle similaires. Distinguer les modes de transport et le
« lâché » de propagules dans l’environnement permet de mieux comprendre l’efficacité des vecteurs et des patrons de propagation. L’intervention de l’homme apparait comme étant un facteur-clé dans un cas comme dans l’autre (Kowarik, 2007).
D’autres voies d’introduction et de circulation ont été identifiées (USDA, 2007):
- transport de matériels et de personnes
- circulation d’organismes vivants et produits dérivés
- autres (connections artificielles de voies marines ou fluviales…) On distingue, en outre, les introductions volontaires et les introductions involontaires.
c) Indicateurs pertinents et hiérarchisation des causes
Afin d’identifier et surtout de quantifier l’importance de ces causes, il est important d’avoir des données chiffrées sur la production et la distribution des espèces exotiques pouvant être plantées ainsi que sur la probabilité de propagation des espèces se dispersant par les circuits involontaires.
(1) Bibliothèques de données sur les utilisations et valeurs économiques des plantes domestiquées
Dans une étude récente, Caley et al. démontrèrent qu’une classification très simple des espèces invasives permettait de prédire le caractère « nuisible » de ces plantes de façon optimale en utilisant les facteurs suivants (i) dispersion intentionnelle de propagules par l’homme, (ii) preuves de naturalisation en dehors de l’aire de répartition naturelle, (iii) preuves du caractère nuisible ailleurs dans le monde et (iv) haut niveau de domestication (Caley, 2006). Ce dispositif, moins fiable que le traditionnel Weed risk assessment apparait comme un élément important à faire figurer dans un système de dépistage.
Dans le système australien (Pheloung et al., 1999), l’existence d’une domestication de l’espèce conduit à diminuer le risque associé à l’espèce, considérant que la sélection par l’homme a réduit les caractères d’envahissement. A l’inverse, le système de Floride (Fox et al., 2001) interroge sur l’utilisation de la plante pour identifier celles qui ont une valeur économique et qui par conséquent, sont vendues dans des jardineries au niveau régional ou national, sont utilisés pour la production de fourrage, de biomasse, ou en phyto-rémédiation.
Il s’agit bien là de causes et vecteurs différents et la commercialisation par la filière horticole est un facteur qu’il faut prendre en compte car elle augmente considérablement la pression de propagule (voir plus loin). La présence sur le marché et les prix pratiqués lors de la vente sont en effet des facteurs socio-économiques qui ont des effets importants sur le cours des invasions (Dehnen-Schmutz, 2007a). Un moyen pour estimer ces variables est la consultation des données des catalogues horticoles sur le long terme (Dehnen-Schmutz, 2007b).
Même si proportionnellement peu d’espèces s’échappent et deviennent invasives, la quantité d’espèces importées est telle que le nombre de plantes échappées et naturalisées est quand même conséquent. En outre, il a été montré que le nombre de taxons allochtones est corrélé avec le Produit Intérieur Brut. Cette relation confirme probablement l’importance du commerce et du consumérisme dans l’introduction d’espèces (Hulme, 2009).
(2) Bibliothèques de données sur les voies d’entrée
Si l'introduction volontaire est la principale source de plantes invasives, de nombreuses espèces sont également introduites de manière involontaire comme contaminant de semences d’espèces cultivées, dans les substrats importés avec certaines espèces ornementales ayant subi une croissance longue en pépinière (bonsais, palmiers…), dans l'eau ou le feuillage des plantes aquatiques …
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Des analyses de risque spécifiques non plus à une plante particulière, mais à la filière d'introduction (dites " pathways analysis ") peuvent être menées afin de mieux appréhender ce type de risque. L’Analyse de Risques Phytosanitaire détermine la nature et le nombre de voies différentes d'introduction. Pour chacun des vecteurs d’introduction la probabilité que la plante y soit associée ainsi que le volume et la fréquence du vecteur d’introduction permet tent ensuite de quantifier le risque. Ce type d’étude est faite à l’échelle nationale ou européenne par les services en charge de la protection des végétaux au Ministère de l’Agriculture. Néanmoins, seules les espèces faiblement répandues font l’objet d’une telle analyse, car celle-ci est couteuse en temps. Elles peuvent être accompagnées par des suivis de flore dans des milieux déjà sous influence de ces filières (environnement de pépinières, cultures à gibier,…) afin de caractériser au mieux le risque, et de mettre en place, si nécessaire, des exigences et des plans de contrôles sur certaines filières ou provenances.
Une fois introduite, les espèces peuvent être propagées involontairement d’une région à une autre par différentes filières : mouvement de terres, véhicules agricoles ou de chantier, plantes en pots. Pour certaines plantes, ces filières de propagation méritent d'être étudiées afin d'identifier les moyens les plus efficaces permettant de diminuer la diffusion des propagules.
2. Outils d’évaluation des pressions
Les pressions, reflètent l’exposition des écosystèmes à la menace des EEE, et permettent de mesurer l’envergure de la menace causée par les EEE (Hulme, 2007). En pratique, il s’agit de faire des listes d’EEE présentes et d’EEE potentielles.
a) Définition du statut des EEE
Trois décisions cruciales doivent être prises pour définir le statut des espèces invasives (Pyšek, 2004):
o leur statut d’origine : sont-elles considérées comme indigènes ou exotiques ? sur tout ou partie du territoire ?
o leur statut de résidence : quand ont-elles été introduites ? o leur statut invasif : quel est leur degré de naturalisation ?
Les flores classiques différent largement dans leur traitement des espèces non- indigènes, et celles qui comportent une classification appropriée des espèces allochtones sont rares (Pyšek, 2004). En outre, il existe souvent une incompréhension entre taxonomistes et écologues qu’il est urgent de résorber afin de permettre la comparaison entre les ouvrages (Pyšek, 2004).
(1) Statut d’origine
Pyšek (et le programme DAISIE en général) associe le qualificatif d'allochtone (=
exotique, exogène, étrangère...) à une espèce, une sous-espèce, ou une entité d'un niveau taxinomique inférieur, qui se trouve à l'extérieur de son aire de répartition naturelle (passée ou présente) ou de son aire de dispersion potentielle (c'est-à-dire hors du domaine géographique qu'elle occupe naturellement ou peut occuper sans interventions humaines par introduction ou démarches particulières) et est applicable à toute partie d'un individu (gamète ou propagule) susceptible de survivre et de se reproduire (Pyšek, 2009a).
La question se pose alors de définir la distance entre l’aire de répartition naturelle et la localisation de la plante après déplacement par l’homme, nécessaire pour qualifier une plante d’allochtone ( Pyšek, 2004). Cette variable est reprise dans quelques systèmes d’analyse de risque : Reichard & Hamilton ainsi que Weber & Gut font référence au statut de
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l’espèce sur le continent étudié (Reichard, 1997; Weber, 2004). Cette question repose sur l’idée que les plantes introduites mais issues d’un même continent sont en général moins invasives que les plantes originaires de régions du globe plus éloignées (Pyšek, 2007).
(2) Statut de résidence
La période nécessaire à la propagation d’une espèce est fortement corrélée à la durée de la phase de latence. La phase de latence peut varier de 50 ans à plus de 300 ans, avec en moyenne 170 ans pour les arbres et 131 ans pour les arbustes (Kowaric, 1993).
Certaines espèces invasives peuvent être rares en France car leur introduction est trop récente et que le temps écoulé est encore trop court pour atteindre une pression de propagule suffisante (Maillet, 2000). La probabilité d’échappement augmente avec le temps de résidence dans le pays, alors que la probabilité de naturalisation augmente avec le temps de résidence en Europe, ce qui suggère que quelques espèces étaient déjà adaptées aux conditions locales quand elles ont été introduites dans la région concernée (en république Tchèque pour cette étude) (Pyšek, 2009b). C’est pourquoi la date d’introduction est un facteur socio-économique ayant des effets importants sur le cours des invasions (Dehnen- Schmutz, 2007a ; Wilson, 2007). Il a été montré récemment que le temps minimum de résidence influait fortement (à hauteur de 40%) sur la propagation des EEE, et que le nombre de naturalisations a nettement augmenté durant ces dernières décades, ce qui préfigurerait de futures invasions à moyen terme (Ahern, 2010)
(3) Statut invasif : degré de naturalisation
La définition scientifique du terme « envahissant » ou « invasif » correspond à une partie des espèces exotiques naturalisées/établies, qui produisent des progénitures fertiles, souvent en très grand nombre, et ayant la potentialité de se propager de façon exponentielle sur une large surface, et rapidement étendre leur aire de répartition (Richardson et al. 2000a;
Occhipinti-Ambrogi and Galil 2004; Pyšek et al. 2004). Celle du terme « naturalisé » ou
« établi » correspond à une plante allochtone qui maintient des populations capables de s’auto-reproduire pendant au moins 10 ans sans qu’il y ait d’intervention humaine directe (ou malgré une intervention humaine) par recrutement de graines ou de propagules capables de développement autonome (Pyšek, 2004). Des stades intermédiaires résident dans les notions d’adventice / plantes non-établies/ fugaces ou encore subspontanées, qui font référence aux espèces allochtones pouvant se reproduire occasionnellement en dehors des cultures dans une région mais ne formant pas de populations capables de s’auto-entretenir sans intervention humaine et étant tributaires d’introductions répétées pour pouvoir persister (Richardson et al. 2000a; Pyšek et al. 2004).
b) Construction de listes d’EEE
(1) Les listes à dire d’expert
Les listes à dire d’expert sont les listes d’espèces exotiques envahissantes établies à partir des données de terrain. Elles sont basées sur la présence de l’espèce dans la région concernée. En ce sens, elles sont indispensables et incontournables. Pour ce qui est de juger du caractère envahissant des espèces en question, elles ont le défaut de ne pointer du doigt que les espèces bien établies et montrant des impacts forts sur les milieux. Pour cette raison, elles n’ont pas d’orientation prédictive, et ne sont adaptées ni pour la prévention, ni pour la détection précoce.
(2) Les listes prédictives
La notion de risque ainsi que l’application du principe de précaution impliquent une anticipation qui n’est pas dans la tradition française. Néanmoins, des approches plus
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analytiques que le dire d’expert ont été tentées aux niveaux national et international, s’appuyant le plus souvent sur des travaux développés dans les pays anglo-saxons.
(a) Analyse du Risque Phytosanitaire (ARP)
A l’échelle européenne, l’Organisation Européenne et méditerranéenne de Protection des Plantes (OEPP) a développé un schéma d’Analyse du Risque Phytosanitaire (ARP) qui suit la norme internationale (N°11) pour les mesure s phytosanitaires de la Convention Internationale pour la Protection des Végétaux (CIPV). Cela signifie que l’ARP peut conduire à refuser des marchandises sans que cela constitue une entrave au commerce puisqu’il est reconnu par l’Organisation Mondiale du Commerce comme un processus scientifique et transparent. Par rapport aux WRA, l’ARP est une méthode plus globale qui peut s’appliquer à tout type d’organismes (plantes mais aussi insectes, bactéries, virus). Il n’y a pas de système de scoring pour chaque question mais un arbre de décision basé sur une évaluation qualitative généralement à 5 niveaux. Il permet de la même façon que le WRA d’évaluer le risque posé par une espèce (Pest Risk Assessment) mais aussi de déterminer pour chaque voie d’introduction identifiée quelles mesures phytosanitaires sont les plus appropriées (Pest Risk Management) (Fried, 2009).
Une fois le risque identifié, l’analyse du risque doit pouvoir s ‘appuyer sur une législation permettant de mettre en place des mesures de gestion. Par exemple, l’ARP conduite par l’OEPP sur Solanum elaeagnifolium Cav. (une adventice des cultures présente en zone méditerranéenne) a identifié 7 voies d’introduction parmi lesquels l’introduction de terre associée à des végétaux importés (oliviers) et l’introduction de semences de diverses cultures (maïs, blé, luzerne, sorgho, tabac, etc.). Dans les deux cas, l’ARP conclut à la nécessité de mettre en place un certificat phytosanitaire pour l’exportation depuis les pays où la plante est présente assurant que les semences ou la terre sont issues de zones où l’espèce est absente, associé dans le second cas à un meilleur tri des semences ciblé sur S.
elaeagnifolium.
(b) Evaluation du risque invasif des plantes exotiques (Weed Risk Assessment)
Le premier système d’évaluation du risque adapté aux plantes invasives (Weed Risk Assessment – WRA dans la suite du document) a été développé en Australie (Phelloung, 1995). Il vise à accepter ou refuser des espèces proposées pour l’importation. Le WRA comprend 49 questions portant sur la biogéographie et l’histoire d’utilisation de l’espèce (naturalisation et invasion au-delà de son aire d’origine, compatibilité climatique), sa biologie et son écologie. Le système analyse notamment si l’espèce i) possède des traits indésirables : allopathie, toxicité pour le bétail, hôtes de ravageurs et/ou maladies ; ii) est capable de former des populations denses ; iii) quels sont ses mécanismes de reproduction : possibilité de s’auto-fertiliser, reproduction par propagation végétative, etc. ; iv) ses mécanismes de dispersion : propagules adaptées à la dispersion par le vent, par les oiseaux, par l’homme, etc. ; et enfin v) quels sont ses mécanismes de persistance : formation d’une banque de graines, résistance aux herbicides, aux feux, à la mutilation, etc.
Suivant la réponse, -3 à +5 points (en général –1 et +1) sont attribués à chaque question. Le score pour le WRA est la somme de toutes les questions pour lesquelles une réponse a été effectuée. Le score final positif ou négatif conduit à trois possibilités : espèce acceptée pour l’importation (<1 point au total), espèce rejetée (>6 points) ou espèce nécessitant une évaluation plus approfondie (entre 1 et 6 points). Les limites des scores ont été fixées afin, notamment, de rejeter toutes les plantes les plus invasives historiquement introduites en Australie. Entre 1997 et 2006, sur les 2800 espèces proposées à l’importation en Australie, le WRA a conduit à en rejeter 53%, à en accepter 27% et à demander une évaluation complémentaire pour 20%. Des évaluations économiques « coûts (pertes liées au refus d’importation) / bénéfices (absence d’impacts) » ont montré que la mise en place du système était rentable (Keller et al., 2007). L’efficacité du système d’évaluation du risque australien lui a valu d’être utilisé dans plusieurs autres Etats (Gordon et al., 2008). En modifiant certaines
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questions adaptées à l’environnement australien, il est réputé compatible en Nouvelle- Zélande et, il a été utilisé avec succès en climat subtropical et tropical (îles Hawaï et autres îles du Pacifique, Îles Bonin du Japon, Floride), ainsi qu’en climat tempéré continental (République Tchèque). En moyenne 90% des espèces invasives majeures et 70% des espèces non-invasives sont correctement identifiées (Gordon et al., 2008).
c) Les différents systèmes d’analyse du risque
Deux alternatives existent dans la construction des systèmes d’analyse du risque : (1) cibler les actions avant ou après importation et
(2) agir en privilégiant l’approche « espèce » ou l’approche « site » (et donc aussi multi-espèces)
Il semble qu’une protection efficace passe par la combinaison de ces 4 perspectives d’action à décliner bien sûr à plusieurs échelles…Il en résulte des systèmes prédictifs et des systèmes « ordonnanceurs » ainsi que des modélisations spatialement explicites ou non.
(1) Les systèmes qui prédisent la capacité, d’espèces non- introduites, à se naturaliser et se propager dans une zone définie
Ces systèmes utilisent les critères reconnus comme permettant de distinguer quelles espèces sont susceptibles de se naturaliser et de se propager si elles sont introduites dans la zone d’étude. Ils sont utilisés pour évaluer le bien-fondé d’une introduction potentielle afin d’écarter celles qui ont le plus de chance de proliférer. Ils ont pour objet de répondre aux besoins d’introduction des filières agricoles (USDA, 2000) ou horticoles (Reichard, 1997). Ils ne discriminent pas ou peu les espèces pouvant avoir un impact négatif sur la biodiversité indigène (Randall, 2008).
(2) Les systèmes qui hiérarchisent les priorités d’action contre des espèces déjà introduites dans une zone définie
Ces systèmes utilisent des critères permettant de classer les espèces en fonction de l’urgence et de la faisabilité des actions à mener pour les éliminer ou les contenir. La hiérarchisation à l’échelle de la gestion des sites met nécessairement l’accent sur les enjeux de conservation de différentes portions du site et les chances de succès d’une campagne de contrôle avec la technologie et les fonds disponibles (Hiebert, 1997). Elle nécessite en outre d’être simple d’accès pour être utilisable par le maximum de gestionnaires. Le Département de Nouvelle Zélande a développé, il y a quelques années, une approche novatrice qui différencie les programmes de contrôle dits « site-led » (contrôler toutes les EEE à risque sur un site) et « weed-led » (éradiquer ou contenir des espèces à sérieux impacts environnementaux dans une région déterminée pour le bénéfice de tous les sites), (Timmins and Owen, 1999). Pour les gestionnaires travaillant sur plusieurs sites, cette distinction est avantageuse mais surgit alors la nécessité de déterminer des classements entre les sites. Pour ceux travaillant sur un seul site, il est crucial de déterminer les espèces qui sont présentes, ou dangereuses, ou qui ont le potentiel d’être éradiquées ou contenues avant qu’elles se propagent (Randall, 2000). Le système développé par Randall et al. en 2000 est un système sain et pratique pour une application à un niveau local (Sheppard, 2006). Il utilise des données sur les caractéristiques biologiques des plantes suspectes, et leur distribution et leur comportement invasif dans la zone. Le système de classification proposé permet de comparer les espèces les unes aux autres sur le site évalué, grâce à un score. En outre, il présente une partie permettant de pointer du doigt les espèces pour lesquelles un effort d’éradication ou de confinement vaut la peine d’être mis en place (Randall, 2000). Il nécessite néanmoins d’évaluer toutes les espèces exotiques présentes. Evaluer une partie seulement des espèces exotiques présentes donne des résultats peu utiles, plus la proportion est faible, moins l’exercice est fiable.
