Eléments de réflexion et d’argumentation pour la mi se en place d’une stratégie régionale de lutte contre les Espèces

Végétales Exotiques Envahissantes en région méditerranéenne française continentale

2010

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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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INTRODUCTION

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.

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SYNTHÈSE 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.

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(3) Les systèmes qui hiérarchisent les zones à surveiller et /ou à traiter

Relativement peu de systèmes ont été définis pour hiérarchiser les sites envahis en fonction de l’urgence de l’action à mener. Cette forme d’évaluation requiert des prédictions à des échelles assez fines et faisant intervenir le caractère approprié et favorable (ou pas) des habitats disponibles (Crossman, 2008). En Nouvelle-Zélande, certains programmes du département de conservation ont pour but de prévenir la propagation d’EEE dans des zones à forts enjeux patrimoniaux. Ils utilisent 2 critères principaux : la valeur patrimoniale et l’urgence de la menace - la priorité étant alors donnée à la prévention plutôt qu’au contrôle- (Timmins, 2003). Parallèlement, les opérations d’éradications sont d’un bon rapport qualité/ prix mais néanmoins pas exemptes d’un certain coût. Il est donc parfois nécessaire de hiérarchiser les priorités pour ces actions du fait du manque de moyens pour répondre à de trop nombreux débuts d’invasion. En Californie, un outil d’aide à la décision a été récemment développé pour aider à hiérarchiser les priorités en matière de lutte contre les populations d’EEE à éradiquer. Cet outil de classement prend en compte des variables de type distances par rapport aux zones à enjeux ou aux corridors potentiellement favorables aux EEE. Il met en évidence que le classement des sites et des populations peut se révéler différent du simple classement des espèces, démontrant ainsi l’utilité d’un outil spatialement explicite (Darin, 2008).

d) Indicateurs pertinents et hiérarchisation des niveaux de pression potentielle

(1) Bibliothèques de données sur les historiques d’introduction Un moyen de renseigner l’historique d’introduction d’une espèce dans le milieu

naturel est la consultation des données des herbiers et de la bibliographie botanique régionale. Une étude a ainsi été menée pour l’ambroisie (Ambrosia artemisiifolia L.) à l’échelle de la France. La propagation de l’espèce a été analysée en cartographiant les localités de présence de l’espèce dans la nature depuis 1863. Il s’est avéré que l’espèce a été introduite de façon indépendante pour les localisations géographiques et à des périodes distinctes après son arrivée dans le milieu naturel. Malgré le fait que cette plante soit disséminée involontairement par l’homme, la propagation ne montre pas de front établi et suggère donc des avancées simultanées (Chauvel, 2006). Un indicateur de la présence de l’espèce avant naturalisation peut être obtenu en consultant les données des archives des jardins botaniques. Cette étude montre aussi que les jardiniers opèrent une présélection, dans la gamme de végétaux à leur disposition, qui est favorable au phénomène d’échappement (Hanspach, 2008).

Pour ce qui est de retracer les routes actuelles, le problème est plus complexe du fait de l’explosion récente des échanges mondiaux. Il n’est en effet pas facile de retracer les circuits empruntés par les marchandises et la globalité du marché rend d’autant plus difficile la traçabilité. La recherche se fait sur des espèces ciblées et perd ainsi son caractère prédictif.

(2) Listes d’EEE

(a) Appartenance à la catégorie des EEE Pour que la plante soit considérée comme appartenant à la liste locale des EEE

potentielles, il faut que soient pris en compte son statut de non-indigène, et le résultat d’une analyse de risques indiquant que l’espèce est à risques. Si elle n’est pas présente sur le territoire, elle peut faire alors partie de la liste d’alerte. Lorsqu’elle est naturalisée, que son temps de résidence a dépassé la période de latence, et qu’elle répond aux critères de « risques élevés » de l’analyse de risques, elle peut être considérée comme invasive avérée

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avec une nuance entre invasive majeure (distribution étendue) et invasive émergente (distribution restreinte).

(b) Listes locales d’EEE Les listes d’espèces procurent les données fondamentales nécessaires à la détection

précoce. Même les programmes de conservation de sites (et non de recherche d’espèces) peuvent tirer des bénéfices de la connaissance de ces listes. Leur utilité varie selon l’échelle à laquelle elles ont été conçues, les informations complémentaires dont on dispose, et leur degré d’actualisation. Les listes régionales sont généralement moins utiles pour les programmes à petite échelle, que celles qui sont spécifiques du site. Néanmoins, la combinaison des deux peut se révéler profitable. Par exemple, une liste spécifique du site peut être utilisée pour cibler les actions de gestion, alors que la liste régionale peut servir à prévenir le développement d’espèces qui sont présentes ailleurs dans la région (Brooks, 2009).

(c) Listes régionales d’espèces exotiques présentes et d’EEE Les listes qui sont compilées dans l’optique spécifique de documenter le statut des

espèces non-indigènes sont plus adaptées que les listes qui répondent à d’autres objectifs tels que des suivis botaniques ou des validations de carte de végétation. (Brooks, 2009).

(i) Listes d’espèces exotiques Il est utile de publier une liste argumentée des taxons allochtones pour une région,

qui puisse faire référence dans la démarche de recherche d’EEE localement Pour cela, il est important :

- de se demander à quelle échelle il faut se placer dans le cas du territoire de référence pour déterminer si l’espèce est native de la région ou pas, et de déterminer des unités emboitables si besoin est.

- de prendre en compte la partie écologique de la naturalisation et non pas seulement la forte présence de la plante.

- de trancher entre la date d’introduction en Europe et la date d’introduction dans le Bassin méditerranéen, en étudiant la géographie des circuits de distribution par exemple.

(ii) Statut de la plante ailleurs dans le monde Les espèces ayant une amplitude écologique et une aire de répartition importante ont

généralement une probabilité plus élevée de s’établir et de devenir envahissantes (Rejmánek 1996, 2000). Toutefois certains auteurs demandent dans les analyses de risques proposées, l’amplitude de la distribution au niveau mondial (Weber & Gut, 2004) ou le nombre d’unités climatiques dans laquelle l’espèce est présente (Phelloung et al., 1999). Weber & Gut (2004) affinent cette question en demandant également le nombre de pays où l’espèce est déjà présente en Europe (Fried, in prep).

(3) Bibliothèques de données sur la biologie des espèces présentes

Certaines caractéristiques intrinsèques des espèces peuvent donner une idée de leur potentiel invasif. Dans un article resté célèbre, Baker (1974) a dressé la liste des traits idéaux pour une « mauvaise herbe » : production importante et continue de graines, pas de conditions spécifiques de germinations, adaptations pour la dispersion à courte et à longue distance, etc. Cette vision de quelques traits récurrents chez toutes les espèces (surtout valable pour les annuelles des milieux perturbés) ne résiste pas à la diversité des plantes invasives et des milieux envahis. Une méta-analyse récente a fait le point sur les traits associés aux plantes invasives (Pysek & Richardson, 2007). Du point de vue des formes de vies, les invasives occupent les deux extrémités non occupées de la niche, en ayant une

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stratégie K ou r plus marquée que les espèces indigènes. Au final cette synthèse conclut que les traits les plus universellement associés aux plantes invasives sont une grande taille, une croissance végétative vigoureuse, une floraison précoce et prolongée, et une attraction vis à vis de l’homme (utilisation ornementale, agricole ou sylvicole).

Certaines caractéristiques sont très étudiées dans les systèmes d’analyse du risque qui déclinent très souvent : l’âge à la maturité reproductive, le nombre de semences produites et la capacité à se propager par reproduction végétative, alors que d’autres telles que la grande taille ou la phénologie ne sont que peu reprises dans les questionnaires, alors que l’information est relativement facile à mobiliser (Fried, in prep).

Le système australien est le plus complet sur la partie « traits biologiques ». Il ne prend cependant pas en compte la taille, partiellement pris en compte dans Weber & Gut (2004) et la capacité de germination, i.e., pas de conditions spécifiques requises pour germer, prise en compte dans Reichard & Hamilton (1997) et Weiss et al. (1999) qui sont connues pour promouvoir l’envahissement (Pysek & Richardson, 2007).

Pour pouvoir être comparées entre elles, les données sur les espèces doivent avoir été mesurées de façon quantitative et pouvoir rentrer dans des typologies précises. Ces typologies sont malheureusement peu homogènes selon les auteurs et les pays, ou très partielles pour une catégorie de plante spécifique. En outre, elles peuvent dépendre des conditions climatiques. Par exemple, pour l’âge à la maturité reproductive, dans le WRA australien, trois catégories sont distinguées : les espèces annuelles, les espèces nécessitant 2 ou 3 ans pour se reproduire et les espèces nécessitant 4 ans ou plus (Phelloung et al., 1999). Pour Warner et al. (2003), le seuil est fixé à une maturité atteinte en 2 ans ou moins. Dans le système spécifique aux ligneux (Reichard & Hamilton, 1997), deux catégories sont distingués avec le seuil de moins de 5 années pour les arbres et de moins de 3 années pour les arbustes ou les lianes. Enfin Weiss (1999) distingue 4 niveaux : moins de 1 an, de 1 à 2 ans, 2 à 5 ans et plus de 5 ans.

Il est important de mesurer certaines variables et de déterminer des seuils de façon expérimentale et dans les conditions du territoire d’étude.

(4) L’indicateur EEE de la CBD Le GISP (Glogal Invasive Species Programme) fut identifié pour coordonner le travail

sur l’indicateur EEE demandé 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, jusqu’à maintenant, même si beaucoup d’indicateurs ont été 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. Prenant en compte les données disponibles ainsi que l’urgence à répondre à « l’objectif 2010 », cette équipe proposa d’utiliser le nombre d’EEE définies par pays (McGeoch, 2006). Les tendances globales sont ainsi mesurées avec pour objectif de stabiliser le nombre d’EEE présentes par pays. Construit dans l’urgence, cet indicateur est plus une mesure par défaut faisant référence aux seules informations disponibles et permettant de distinguer les espèces reconnues comme invasives de celles qui sont connues pour ne pas l’être (Hugues, 2003), qu’un outil fiable à implémenter sur le long terme. Une évaluation pilote de la disponibilité et de la qualité des données a ainsi démontré récemment que les informations permettant d’exprimer globalement les tendances représentatives et interprétables de cet indicateur, sont insuffisantes (EEA, 2009). Dans une étude parue cette année, McGeoch et al. montrent que le nombre d’EEE documentées à l’échelle mondiale est significativement sous-estimé, car sa valeur est affectée négativement par le statut de développement du pays et positivement par l’effort de recherche et la disponibilité de l’information (McGeoch, 2010).

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3. Outils d’évaluation de la répartition régionale des EEE Les états sont les mesures de la condition environnementale en termes de

distribution et abondance des espèces exotiques (Hulme, 2007).

a) Estimation de l’aire de répartition des EEE (Cartographie locale)

(1) Choix de l’échelle & échantillonnage Les essais pour cartographier les invasions biologiques n’ont pas toujours été

concluants. Des résolutions trop grossières tendent à surestimer l'extension de l'invasion et échouent à décrire de façon adéquate la structure spatiale des invasions (Hulme 2003). Des échelles trop fines ne permettent pas d’avoir une vue d’ensemble de l’invasion et nécessitent trop de temps et d’argent. Si la cartographie est nécessaire, il n’est néanmoins pas nécessaire qu’elle soit exhaustive. L’échantillonnage répété et stratifié de points spécifiques sur un large territoire pourrait être plus efficace en terme de suivi et de gestion ciblée. Si les résultats sont moins complets, ils procurent néanmoins une indication plus claire de l’endroit où l’invasion est dominante, ce qui est précisément l’information requise pour la gestion d’une plante envahissante installée (Hulme 2003). L’idée est alors de procéder à un échantillonnage sur une grande surface tout en maintenant une résolution fine pour modéliser la présence potentielle de l’espèce sur les mailles non échantillonnées (Collingham, Wadsworth et al. 2000).

Cette approche nécessite néanmoins de cibler les habitats envahis mais a le mérite de résoudre les problèmes d’échelle. Pour les plantes terrestres, un schéma hiérarchique a été suggéré par les géographes: les variables climatiques correspondant aux patrons intervenant à large échelle, un maillage de 50 x 50km peut fournir une vision d’ensemble, ensuite la géologie ( et son effet sur la chimie du sol et la disponibilité en nutriment) ainsi que la topographie modèrent beaucoup les variables macroclimatiques et un maillage 10x10 km fournira des indications complémentaires (Franklin 1995). Enfin, dans le cas d’espèces à faible distribution pour lesquelles on souhaite avoir une idée de la faisabilité d’éradication, un maillage 2x2 km est plus précis.

(2) Cartes de présence D’EEE Même s’il est possible de modéliser la répartition d’une espèce en utilisant des

modèles ne faisant intervenir que des données de présence (Tsoar, 2007), la prise de données d’absence se révèle être pour les invasions biologiques un outil performant, permettant d’affiner les prédictions et de mieux cerner l’évolution de l’invasion (Václavík, 2009).

Tout comme dans l’établissement des listes rouges, il est utile de tenir compte des définitions suivantes afin de mettre en place une gestion cohérente (IUCN, 2001). « La zone d’occurrence est définie comme la superficie délimitée par la ligne imaginaire continue la plus courte possible pouvant renfermer tous les sites connus, déduits ou prévus de présence actuelle d’un taxon, à l’exclusion des individus erratiques. Cette mesure peut exclure des discontinuités ou disjonctions dans la répartition globale d’un taxon (par exemple de larges zones où l’habitat est, à l’évidence, inadéquat). La zone d’occurrence peut souvent être mesurée par un polygone convexe minimum (le plus petit polygone dans lequel aucun angle ne dépasse 180 degrés et contenant tous les sites d’occurrence)». « La zone d’occupation est la superficie occupée par un taxon au sein de la «zone d’occurrence». La mesure reflète le fait qu’un taxon ne se rencontre généralement pas dans toute sa zone d’occurrence, qui peut comprendre des habitats peu appropriés ou inoccupés. Dans certains cas (par ex. sites irremplaçables de colonies de nidification, sites primordiaux où les taxons migrateurs se nourrissent) la zone d’occupation est la plus petite superficie

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cruciale pour la survie, à tous les stades, des populations existantes d’un taxon. L’étendue de la zone d’occupation est fonction de l’échelle utilisée pour la mesurer. Il faut donc choisir l’échelle en fonction des caractéristiques biologiques pertinentes du taxon, de la nature des menaces et des données disponibles. Pour éviter les incohérences et les erreurs systématiques, causées par l’estimation de la zone d’occupation à des échelles différentes, il faudra peut-être normaliser les estimations en appliquant un facteur de correction d’échelle. Il est difficile de donner des directives strictes sur les moyens de procéder à la normalisation parce que le rapport superficie/ échelle est différent pour les différents types de taxons ».

b) Estimation de l’aire potentielle de répartition des EEE (Cartographie prédictive)

Les modèles prédictifs de distribution des aires de répartition et des habitats sont désormais des outils importants pour la conservation et la gestion des habitats et des espèces. Leur application est essentiellement fonction de la disponibilité des systèmes d’information géographique et des couches d’information correspondantes. Ils nécessitent d’être utilisés en parallèle avec le dire d’expert et leur fiabilité doit être évaluée (Johnson, 2004). Ils nécessitent, en outre, de faire référence à l’invasibilité des habitats.

Dire qu’une région est plus invasible qu’une autre revient à se poser la question de savoir si intrinsèquement cette zone est plus susceptible d’être envahie. Il ne s’agit plus là de considérer qu’une région présente plus d’espèces exotiques qu’une autre, mais bien de prendre en compte les différences entre régions pour les propriétés des espèces, les propriétés des écosystèmes, ou la pression de propagule (Lonsdale, 1999)

Ces cartographies ont pour application la prédiction de la propagation des EEE sur un territoire donné. En fournissant des informations spatialisées, elles permettent de focaliser les efforts sur les zones susceptibles d’être colonisées dans un avenir proche. L’approche hiérarchique compilant des données prises à plusieurs échelles, améliore les prédictions et intègre les attributs du paysage qui sont souvent oubliés autrement (Pyšek, 2005).

(1) Choix de l’échelle et échantillonnage Pour faire référence à l’invasibilité, il faut se conformer à l’échelle spatiale adéquate,

suivant le principe de l’approche hiérarchique chère à l’écologie du paysage (Milbau, 2009). Les modèles prédictifs sont souvent dépendants de l’échelle et il est donc nécessaire d’opérer à plusieurs échelles (Collingham, Wadsworth et al. 2000)

C’est ainsi que le climat peut être considéré comme le facteur dominant à l’échelle des continents ; la topographie, la couverture et l’usage des sols sont importants à l’échelle régionale ou du paysage; et enfin la nature et la texture du sol, les perturbations, les interactions biotiques (compétitivité des espèces natives), la disponibilité des ressources et le micro-climat sont des facteurs qui exercent des effets significatifs sur l’invasibilité des systèmes, aux échelles plus petites telles que celle de l’habitat, tout en étant subordonnés aux facteurs intervenant aux échelles supérieures (Milbau, 2009 ; Lonsdale, 1999, Goslee, 2006, Brooks, 2009).

(a) Échelle bioclimatique Il n’y a pas de relation directe entre l’extension des zones climatiques favorables aux

EEE et les avis d’expert sur le potentiel invasif de ces espèces, ce qui souligne les incertitudes inhérentes aux avis d’experts construits sur de très faibles quantités d’informations (Mgidi, 2007). C’est pourquoi certains travaux s’appliquent à prévoir les aires de répartition potentielles des EEE émergentes à partir des données climatiques mondiales et de la connaissance de la biogéographie de ces plantes (Mgidi, 2007). La connaissance du climat de l’aire géographique d’origine des espèces invasives a souvent été ainsi utilisée pour prédire l’ensemble de leur aire de répartition potentielle (Curnutt, 2000). De nombreux

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modèles et logiciels ont été développés à cet effet dont récemment CLIMEX (Sutherst et al., 1999). Ce logiciel calcule de façon simple la probabilité de présence d’une espèce en fonction : (i) des limites létales et optimales de températures et d’humidité édaphique et (ii) du seuil et de la vitesse à laquelle s’accumule le stress au froid, à la chaleur, à la sécheresse et à l’humidité (avec toutes les combinaisons possibles). Les paramètres sont soit connus d’études préalables ou peuvent êtres déduits de l’aire géographique d’origine. Les figures 1 & 2 montrent la répartition potentielle d’Hydrocotyle ranunculoides L. f., une macrophyte aquatique originaire du continent américain. En projetant les conditions climatiques de son aire native en Amérique du Nord (Figure 1) à l’Europe, il ressort que l’espèce peut potentiellement s’établir dans les zones à influence océanique et méditerranéenne de la France et une large partie de l’Europe (Figure 2). Cela ne délimite qu’une zone à risque à grande échelle qu’il reste à affiner localement en fonction de la nature du substrat, de la compétition avec les autres plantes, de la prédation, des maladies, etc. (Fried, 2009) Figures 1et 2 : Carte de répartition potentielle d’H. ranunculoides en Europe en fonction du climat dans son aire native (Fried, 2009).

Ce type de modèle s’applique principalement aux espèces qui ne sont pas encore naturalisées dans la région ou pas sur toute la région afin de déterminer les potentialités d’invasion. Les modèles de propagation d’espèces centrés sur l’échelle locale concernent des espèces qui ont fait la preuve de leur capacité à s’établir et à survivre aux conditions climatiques régionales (Brooks, 2009)

(b) Échelle du paysage L’écologie du paysage a développé un certain nombre d’outils pour décrire et

analyser et mieux prendre en compte la disposition des habitats les uns par rapport aux autres, et trouve une application directe dans l’étude de la propagation des EEE.

Dans l’analyse d’un paysage, on distingue la matrice, les taches et les corridors. La matrice est souvent l’élément majoritaire en surface. Elle joue un rôle important dans le fonctionnement du paysage puisque c’est sa « perméabilité » qui définit les possibilités de mouvements et le degré d’isolement des taches d’habitat (Forman and Godron, 1986). Les taches, sont des surfaces non linéaires différant en apparence de leur entourage (Forman and Godron, 1986). Elles « baignent » dans la matrice et forment une mosaïque (Burel and Baudry, 1999). Les éléments linéaires différents de la matrice, sont appelés corridors (Burel and Baudry, 1999). Lorsqu’ils sont assemblés, on parle de réseaux.

La propagation des EEE dans un environnement inégal dépend probablement du degré d’hétérogénéité des habitats, de la taille et la distribution des taches, de la distance entre les taches favorables au développement de l’EEE, et des caractéristiques de la population telles que son taux de croissance et son aptitude à se disperser (Drake, 1989). La vitesse de propagation peut ainsi varier d’un facteur 10 selon les conditions environnementales (Clergeau, 2001). L’hétérogénéité des communautés végétales ainsi que

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les corridors reliant des sites particuliers sont aussi à prendre en compte (Brooks, 2009). La disposition des habitats les uns par rapport aux autres peut ainsi affecter la distribution des EEE, (i) en améliorant la propagation, directement du fait de l’augmentation de la fragmentation, ou indirectement grâce à l’influence du paysage sur les vecteurs de dispersion ; (ii) en favorisant l’établissement d’une espèce du fait de la proximité entre lieu d’ introduction et habitats favorables ; (iii) en favorisant l’établissement de foyers satellites… (With, 2001).

(c) Échelle des habitats

(i) Fortes pressions d’introduction localisées Les activités humaines ont favorisé les taxons allochtones, en créant parfois de

nouveaux habitats (villes, ports…), agrosystèmes, champs labourés, retenues d’eau, ou en changeant des habitats existants en modifiant la disponibilité en eau, les intrants, l’intensité des feux ou la pression de pâturage. Ces nouveaux habitats sont généralement favorables aux invasions biologiques. Plusieurs auteurs ont pointé du doigt la multiplicité des invasions biologiques à proximité des villes et des espaces paysagers, et la corrélation entre la présence d’espèces invasives reconnues (comme l’herbe de la Pampa en Espagne par exemple) et la distance avec les zones urbaines (Barton, 2004 ; Domènech, 2005)

(ii) Sensibilité des habitats à l’invasion (invasibilité) Au niveau local, le type d’habitat explique mieux le niveau d’invasion par des EEE

que la pression de propagule. Il a été montré que les patrons de colonisation des habitats sont cohérents avec les contextes climatiques, biogéographiques, historiques et socio-économiques des régions européennes. C’est pourquoi, des extrapolations ont permis de prédire, pour 33 types d’habitats, à partir du niveau d’invasion mesuré dans 3 régions européennes (Catalogne, république Tchèque, et Grande Bretagne), les niveaux d’invasion auxquels on pouvait s’attendre dans toute l’Europe. Cette variable a été exprimée comme étant le pourcentage de néophytes par rapport au nombre total d’espèces pour un relevé phytosociologique. Les plus hauts niveaux d’invasion prédits touchent les catégories de terres agricoles ainsi que les terrains urbains et industriels de Corine land-Cover, et devraient se situer dans la zone tempérée de l’Europe de l’ouest et l’Europe centrale. Les plus bas niveaux concernent la végétation sclérophylle, les landes et les tourbières et devraient intervenir dans les zones montagneuses. Un niveau d’invasion assez bas est prévu en Méditerranée aussi, à l’exception des zones côtières, des berges de rivières et des zones comprenant des terrains agricoles irrigués (Chytrý, 2009).

(iii)Perturbations En Méditerranée, les principales perturbations sont les crues et les incendies.

Certaines EEE sont capables de modifier le régime de ces perturbations et d’entrainer ainsi un changement important dans l’évolution de l’écosystème. En outre, de par leur caractère pionnier, certaines EEE profitent de ces perturbations pour proliférer.

(iv) Interactions biotiques Concernant les interactions biotiques, traditionnellement, on oppose deux

hypothèses pour expliquer soit le succès, soit l’échec du développement des espèces invasives dans un nouvel environnement : l’hypothèse des ennemis naturels et celle de la résistance biotique. La première stipule que les organismes introduits se propagent rapidement du fait de l’absence des prédateurs, herbivores et pathogènes qui ont co-évolué avec eux. La seconde postule que les espèces introduites échouent dans leurs tentatives à envahir les communautés car il existe de fortes interactions biotiques avec les espèces indigènes qui entravent leur établissement et leur propagation. Néanmoins, peu d’arguments ont permis de trancher dans un sens ou dans l’autre, et il est probable que les résultats obtenus soient dépendants de l’échelle d’étude. Les effets directs de dispersion des graines

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des herbivores généralistes indigènes par exemple, ainsi que leurs effets indirects de modification de la compétition entre espèces natives et exotiques, tendent plutôt à montrer que ces espèces ont des effets facilitateurs que négatifs sur l’abondance des EEE (Maron, 2001). En outre, les interactions entre espèces exotiques se révèlent assez fréquentes et les actions de facilitation sont aussi communes que celles qui ont des conséquences négatives (Simberloff, 1999)

Les travaux s’orientant vers l’étude des effets de mutualisme ou de facilitation des invasions biologiques apportent des éléments nouveaux sur les synergies possibles (Simberloff, 1999) ou les déséquilibres engendrés dans les relations biotiques (Traveset, 2006). Il est notamment reconnu que les espèces végétales dépendant de mutualismes non-spécifiques (symbiotes des racines, pollinisateurs, et disperseurs de graines) ont plus de chances de surmonter de nombreuses barrières biotiques ou abiotiques dans leur nouvel environnement que les autres (Richardson, 2000b). Il a ainsi été montré pour l’ambroisie (Ambrosia artemisiifolia) que l’association d’EEE avec des micro-organismes du sol tels que des champignons mycorrhiziens, peut influer sur leur croissance et leur développement mais aussi sur leur abondance ce qui faciliterait aussi leur propagation (Fumanal, 2006).

(2) Cartes de présence potentielle / modèles spatialement explicites

Il y a deux approches générales pour prédire quelles espèces risquent de devenir invasives dans un secteur. La première est basée sur les arbres de décision, comportant généralement des choix binaires (oui/non) pour répondre à une série de questions sur la biogéographie, la biologie/écologie, et les traits généralement considérés comme étant des indicateurs légitimes du caractère invasif d’une espèce. La seconde est basée sur des modèles statistiques utilisant des données environnementales géo-référencées sur des sites où l’espèce est connue, et idéalement aussi sur des sites où elle n’est pas présente (Brooks, 2009). La première a été décrite ici comme le « Weed risk assessment » avec toutes les variantes et nuances mentionnées. La seconde est souvent qualifiée de modèles spatialement explicites avec des variantes aussi sur le type de données utilisées. Ces types de modèles (l’un comme l’autre), ont souvent été utilisés à de larges échelles (de l’ordre des pays, biorégions…) et sont reconnus pour être performants pour prédire quelle espèce pourrait devenir invasive sur une large zone géographique, mais ils prédisent généralement mal où une espèce peut s’établir (à l’échelle des programmes de détection précoce) (Brooks, 2009). Les modèles démographiques, quant à eux, font intervenir des données de biologie des populations telles que le recrutement, la mortalité, la dispersion et les perturbations pour modéliser la propagation des EEE tout en ignorant les relations avec l’environnement récepteur. Le principal inconvénient est leur paramétrage ainsi que leur validation, mais ils s’avèrent généralement fiables, surtout pour les espèces anémochores (Higgins, 2001).

(a) Pression de propagule La pression de propagule, aussi appelée effort d’introduction, est définie comme étant

une mesure composite du nombre d’individus / propagules « lâchés » pour une introduction donnée, et de la fréquence avec laquelle ils sont introduits (Williamson, 1996). Cette notion comprend donc une estimation du nombre d’individus impliqués dans l’introduction (= taille du propagule) et le nombre de ces introductions (= nombre de propagules).

Il a été amplement démontré que la pression de propagule intervenait dans l’explication du succès et de l’ampleur des invasions biologiques (Williamson, 1996 ; Locwood, 2005 ; Colautti, 2006 ; Dehnen-Schmutz, 2007 ; Hulme, 2009 ; Pysek, 2009 ; Simberloff, 2009). Plus documentée chez les animaux que chez les plantes (même si l’information est souvent difficile à trouver), cette variable intervient directement sur le succès d’établissement de l’espèce dans un environnement nouveau. En effet, augmenter la taille de propagule augmente la probabilité d’établissement de l’espèce en réduisant la stochasticité démographique, alors qu’augmenter le nombre de propagule agit de même mais en réduisant l’impact de la stochasticité environnementale (Simberloff, 2009), des

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introductions disjointes spatialement peuvent aider ainsi à ce que certains individus trouvent des conditions environnementales favorables à leur établissement (Ahlroth, 2003).

Il est important de noter que la pression de propagule intervient dans le succès de naturalisation d’une espèce mais aussi dans la vitesse de propagation d’une espèce dans un espace donné (Locwood, 2005) et qu’il est donc important de prendre en compte l’historique de l’invasion. Et si la pression de propagule initiale est une donnée qu’on ne peut généralement pas déterminer (car on ne peut pas revenir en arrière pour la mesurer), la quantification de la pression de propagule à un instant t peut permettre de mieux estimer la vitesse de propagation de l’espèce. Cette variable est alors généralement assimilée au nombre de sites (jardins) où l’espèce est cultivée à un instant t (Hanspach, 2008 ; Pyšek, 2009b).

L’intensité de la pression de propagule peut aussi être mesurée sous la forme de la distance aux foyers d’invasion présumés (sites d’introduction primaires ou secondaires). Cette variable est alors un très bon prédicteur de l’abondance de l’espèce en un lieu donné (Rouget, 2003 ; Mandon-Dalger, 2002a)

(b) Estimation de la vitesse de propagation des EEE La modélisation de la propagation des EEE à travers un milieu naturel donné a fait

l’objet de nombreuses études. Néanmoins, certaines ont montré que les vitesses de propagation d’une même espèce pouvaient varier considérablement. La difficulté réside donc dans le choix des paramètres à prendre en compte mais aussi dans le fait que les milieux naturels ne sont que très rarement homogènes.

La propagation d’une espèce peut être ralentie par la faible proportion d’habitats favorables dans son entourage (With, 2002). A l’échelle de l’habitat homogène, de simples modèles de réaction-diffusion peuvent prédire la propagation de nouvelles espèces invasives. Ainsi, les vitesses de propagation dans un habitat varient de 2 m / an à 370 m / an (Pysek, 2005). Par contre, la dispersion longue distance peut aller jusqu’à 167 km /an mais ces données sont très difficiles à documenter. L’invasion biologique est alors fortement dépendante de l’écologie de l’espèce.

(c) Modes de dispersion des propagules Les caractéristiques de dispersion des graines (Bass, 2006), la présence de vecteurs

favorisant la dispersion de ces graines (Mandon-Dalger, 2002b) sont des facteurs influençant la distribution des espèces en général, et des EEE en particulier, dans le milieu naturel.

Thuiller et al. ont montré que la distribution spatiale des EEE en Afrique du Sud était gouvernée par les facteurs environnementaux, les usages humains, les formes de vie des espèces ainsi que leurs traits reproducteurs (Thuiller, 2006).

Les analyses de risques prennent parfois en compte les formes de vie (Weber, 2004), et souvent les adaptations à la dispersion par le vent ou les animaux, mais il est généralement difficile d’évaluer la capacité des EEE à se disperser le long des rivières ou de manière accidentelle par l’homme. Certains systèmes s’attachent à détecter les mécanismes de dispersion longue distance en attribuant des scores élevés aux baies ingérables par exemple. D’autres prennent en compte le nombre de mécanismes différents pouvant entrer en jeu dans la dispersion de l’espèce (Weiss, 1999 ; Champion, 2001 ; Phelloung, 1999). L’existence d’une multiplication végétative de l’espèce rend sa dispersion particulièrement efficace dans les habitats aquatiques. Les modèles incluant des données de présence/absence sont particulièrement adaptés lorsqu’ils incluent des données de dispersion (Václavík, 2009).

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c) Indicateurs pertinents et hiérarchisation des niveaux de présence des EEE

(1) Cartes de répartition des EEE Il est important d’avoir des données spatialisées pour visualiser les zones à cibler

pour les futures éradications, mais aussi pour distinguer les actions de détection précoce de celles de confinement. Il est donc nécessaire de pouvoir disposer d’une cartographie évolutive dans le temps et dans l’espace. (Grice, 2004)

(a) Protocoles standardisés de prise de données A l’intérieur des mailles, il est important que l’échantillonnage soit stratifié en fonction

de l’habitat et du paysage de façon à ce que le facteur habitat puisse « corriger » l’effet maille qui surestime les surfaces envahies. Une première approche pour pouvoir identifier les zones d’occupation, est celle des relevés de présence / absence.

(b) Typologie des zones d’occupation En Belgique, un groupe de travail a été constitué afin de déterminer de façon

multidisciplinaire et multi-institutionnelle les priorités de gestion. Les espèces exotiques ont ainsi été classées dans quatre listes (liste noire, liste d’observation, liste d’alerte et autres espèces) en fonction de leur impact sur l’environnement et du degré d’invasion dans le pays (Branquart, 2007). Le degré d’invasion, tel qu’il est décrit par Branquart, distingue 4 niveaux (voir Figure 3):

i) espèces déjà présentes presque partout, ii) espèces largement naturalisées mais limitées à une zone, iii) espèces en cours de naturalisation (populations isolées) et iv) espèce absente mais présente dans les pays voisins ayant un climat similaire

L’intérêt de ces listes est de mettre en évidence les espèces émergentes potentiellement envahissantes qu’il est encore possible d’éradiquer ou de contenir en Belgique : Echinocystis lobata (liste A0), Cornus sericea, C. helmsii, Egeria densa, Lagarosiphon major et L. peploides (liste A1). L’Afrique du Sud utilise aussi ce système, développé à l’origine par Richardson, et qualifie de « majeures » les EEE abondantes et largement répandues, et d’ « émergentes » les EEE qui n’ont montré des tendances invasives que récemment et pourraient potentiellement couvrir des territoires beaucoup plus étendus (Richardson, 2005).

Ici, le degré d’invasion correspond donc à une typologie des zones d’occupation. Cette typologie constitue un véritable outil de gestion dans la mesure où elle permet de

Figure 3 : Représentation schématique du système de hiérarchisation des plantes exotiques en Belgique. D’après Branquart ( 2007).

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hiérarchiser les urgences au niveau régional. Néanmoins, à une échelle supérieure à celle du département, il est difficile de définir des surfaces seuils pour lesquelles un changement de stratégie de gestion doit être envisagé.

(2) Cartes des répartitions potentielles des EEE Quel que soit le modèle adopté (et souvent il est nécessaire d’en changer quand on

change d’espèce), une approche prédictive spatialement explicite qui permette d’anticiper la démographie de l’espèce ou une voie privilégiée de propagation est un outil important pour orienter la gestion et sensibiliser les territoires concernés et leur permettre ainsi d’aborder une gestion préventive ciblée.

(a) Protocoles standardisés de prise de données Les données d’abondance sont beaucoup plus faciles à corréler avec des gradients

environnementaux que des données de seule présence et, de ce fait, ont une valeur prédictive beaucoup plus élevée (Brooks, 2009) Il est ainsi d’usage de mettre en relation la topographie, la nature et l’usage du sol avec l’abondance d’une espèce. D’autres facteurs plus spécifiques des invasions biologiques peuvent aussi être associés (Lonsdale, 1999) tels que la pression de propagule (Rouget, 2003).

(b) Définition d’échelles pertinentes et emboitables Pour hiérarchiser les actions de gestion, il est nécessaire de disposer de

connaissances sur les facteurs intrinsèques (données écologiques…) et les facteurs extrinsèques (configuration des paysages…) afin de pouvoir prévenir la propagation (Brooks, 2009). Le tableau 4 propose des exemples d’indicateurs pertinents pour les échelles définies.

Maille Échelles Facteurs Indicateurs milieu Indicateurs espèce 50 x

50 km Globale Climat Climat méditerranéen /

montagnard

Présence / absence

Topographie Étage de végétation Abondance Couverture et usage du sol

Paysage urbain / agricole / pastoral / forestier / aquatique

Abondance

Connectivité / perméabilité

Nature et disposition des habitats

Vitesse de propagation par habitat

10 x 10 km

Paysage

Pression de propagule

Distance avec les zones urbaines

Nombre de sites (jardins) où l’espèce est cultivée à un instant t

Nature du sol Acide / calcaire Abondance Disponibilité des ressources

Eau / nutriments / lumière

Biomasse

Perturbations Amplitude et périodicité des crues et incendies

Aptitude à la propagation par le feu ou par l’eau

2 x 2 km

Habitat

Nature de la biocœnose

Relevé phytosociologique

Pourcentage de néophytes par rapport au nombre total d’espèces pour un relevé phytosociologique

Tableau 4 : Exemples d’indicateurs à mettre en relation selon les échelles

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(3) Outils de gestion

(a) Listes d’EEE Une fois établi un système de screening des espèces, il est possible de classer les

espèces exotiques présentes ou potentiellement présentes en France dans trois listes différentes selon la terminologie internationale (Burgiel, 2006) : listes blanches, grises et noires. A l’image du système belge (Fig. 2), on peut resituer ces listes dans une matrice qui se rapproche du modèle proposé par les australiens (Anonyme-2006). Celle-ci croise le risque et les surfaces contaminées, le risque faisant référence ici au caractère proliférant de l’espèce et aux impacts qu’elle peut susciter. Il nous a paru important d’intégrer ainsi une politique de prévention. On obtient la matrice représentée par le Tableau 5, tenant compte en partie de la terminologie en vigueur en France. Risques faibles Risques modérés Risques importants

Absence de naturalisation

Liste blanche d’espèces sans impact et non

naturalisées

Liste d’espèces non naturalisées à surveiller

Liste Noire d’Alerte

Naturalisation sur de faibles surfaces

Liste Noire d’espèces émergentes

Naturalisation sur de grandes surfaces

Liste blanche d’espèces

naturalisées

Liste d’espèces

naturalisées à surveiller

Liste Noire d’espèces majeures / avérées

Liste grise (potentiellement invasives) : espèces dont le risque ne peut pas être déterminé par manque d’informations

Liste verte : espèces indigènes commercialisées Tableau 5 : Représentation schématique du système de hiérarchisation des plantes exotiques proposé pour la région méditerranéenne française.

(b) Outils d’aide à la décision adaptés aux échelles d’intervention

(i) Échelle régionale Des atlas de plantes à l’échelle 10 x 10 km permettent d’avoir une bonne idée des

zones d’occurrence des espèces et d’envisager l’échelle à laquelle il faut envisager une mutualisation des informations et des techniques.

(ii) Échelle intermédiaire Des cartes des zones sensibles de type de celles qui sont soumises à de fortes

pressions de propagules ou de celles qui combinent des zones de crues avec des activités agricoles qui favorisent l’export de graines dans les environs sont aussi des outils prédictifs, basés cette fois sur l’approche spatiale et non plus sur l’approche espèce par espèce. Ces cartes peuvent mettre l’accent sur des zones de foyers potentiels multi-espèces.

Van Wilgen et al. développent un système original de hiérarchisation des actions de contrôle par bassin-versant, qui prend en compte à la fois la conservation de la biodiversité et la gestion de la ressource en eau (Van Wilgen, 2007). Ainsi pour chacun des bassin-versants quaternaires, est développé un index composite qui combine

� le nombre d’EEE présentes, � le nombre d’EEE potentielles pour cette zone, � le degré de perte en habitats de la rivière, et � le degré de stress en eau.

Cette priorisation permet de concilier 2 approches de gestion et de proposer d’autres priorités. Cette approche permet de définir des unités de gestion.

(iii)Échelle de l’habitat

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Les bords de cours d’eau et les habitats côtiers, ainsi que les zones agricoles irriguées ont été identifiés comme des zones à risques pour les prochaines années en Méditerranée française et donc plus invasibles que les autres (Chytrý, 2009)

Peu de travaux permettent une application simple des modèles de propagation des EEE à l’heure actuelle, néanmoins des préconisations existent. La connaissance des vitesses de propagation des EEE dans différents habitats peut aider à cibler et créer des stratégies paysages (Hulme, 2006). Il semble ainsi qu’un bon indicateur soit une mesure empirique de la vitesse de propagation dans les milieux concernés (Basse, 2008) afin de pouvoir l’opposer à la capacité à contenir l’invasion avec les moyens humains appropriés. Une condition fondamentale est notamment que la vitesse de retrait des plantes soit supérieure à la vitesse d’expansion quelque soient les densités de population. Si ce n’est pas le cas, le programme d’éradication peut être prolongé ou même subir un échec (Panetta and Timmins 2004).

(c) Bibliothèque ouverte de données sur l’écologie des EEE présentes

Une Base de Données sur l’écologie des EEE présentes pourrait alimenter d’une part les analyses de risques mais aussi capitaliser les données locales quantitatives par exemple concernant la dispersion et cibler les zones de confinement. Elles pourraient aussi grâce à des données bibliographiques et des expérimentations en laboratoire renseigner la viabilité des banques de graines existantes et permettre d’estimer le temps de suivi nécessaire dans les opérations de lutte.

4. Outils d’évaluation des impacts Il existe différents types d’impact des EEE (impacts sur la santé, impacts socio-

économiques…). Du fait des directives nationales et internationales, nous ne nous intéresserons ici qu’aux espèces ayant un impact négatif sur la biodiversité. Tout le monde s’accorde pour dire que la hiérarchisation des EEE en fonction des impacts qu’elles occasionnent sur la biodiversité est indispensable. Néanmoins, les critères retenus pour effectuer ce type de hiérarchisation (quand ils existent!), sont très peu documentés car beaucoup de « weed risk assessment » ne font pas de distinction entre espèces nuisibles pour l’agriculture et espèces nuisibles pour la biodiversité (Robertson, 2003) ou ne prennent pas en considération ces dernières (Maillet, 2000 ; Crosti, 2009).

En outre, la classification des impacts est généralement totalement tributaire de l’avis d’expert ce qui rend les listes obtenues très difficiles à comparer, et impossibles à compiler pour établir des listes de niveau régional ou national (Randall, 2008). C’est pourquoi ces auteurs ont proposé un cadre de travail pour pouvoir répertorier ces impacts et les comparer en prenant en compte différents niveaux d’analyse. L’existence d’un protocole reproductible et clairement défini est ainsi pressentie pour rendre la démarche plus analytique, transparente, équitable et en conséquence plus experte (Randall, 2008). Ils ont, en outre, créé une base de données sur internet pour mettre en ligne les résultats d’évaluation des quelques 3500 espèces non-indigènes présentes sur le territoire des Etats-Unis à mesure qu’ils les obtiennent. En première approximation, les impacts sont souvent assimilés à la distribution et l’abondance d’une espèce exotique (Muller, 2004). Néanmoins, il est primordial d’y ajouter son effet local et d’envisager le problème de façon à la fois plus globale et plus analytique en adoptant (i) une approche multi-échelles, affectant des niveaux d’organisation multiples, (ii) des études synthétisant les données disponibles et mettant en relation plusieurs types de variables, (iii) des modèles permettant de guider le travail empirique et explorer les données de façon optimale grâce à des indicateurs efficaces (Parker, 1999)

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a) Connaissance & mesure des impacts Les impacts environnementaux des invasions biologiques s'exercent à différents niveaux

(Parker, 1999) : o les effets sur le fonctionnement des écosystèmes (productivité primaire et

secondaire, hydrologie, résilience, disponibilité en nutriments, etc…) o les effets sur les communautés biotiques (richesse & diversité spécifique, structure

trophique, etc.), o les effets sur les populations (abondance, vitesse de croissance, etc.), o les effets génétiques (incluant l'hybridation), o Les effets individuels (développement, mort, déplacement…)

Les systèmes qui laissent le plus de place aux impacts sont ceux développés dans divers

états américains et australiens (Randall, 2000 ; Heffernan, 2001 ; Warner, 2003 ; Morse, 2004 ; Weiss, 2004). Ils proposent ainsi une graduation plus ou moins développée des niveaux d’impact, en allouant aux niveaux intermédiaires des scores moins importants. L’impact sur les processus de l’écosystème est généralement pondéré de manière plus forte que les autres types d’impacts (Heffernan et al., 2001 ; Warner et al., 2003 ; Morse et al., 2004). Les plus perfectionnés prennent en compte plusieurs niveaux d’impacts comme recommandé dans les publications scientifiques sur ce thème (Parker, 1999). Les difficultés d’évaluation résident dans le passage d’une échelle à l’autre qui est souvent très dur à documenter, mais aussi dans la comparaison, à une même échelle, des effets de plantes différentes et donc la quantification de ces impacts. Le protocole qui parait le plus complet sur la question actuellement est celui de Randall et al. publié en 2008 qui propose un outil multi-échelles à la fois pour la prise de données et pour la gestion de ces données, même si les indications de quantification restent parfois assez floues (Randall, 2008).

(1) Evaluation des impacts des EEE sur la biodiversité générale Il est important de distinguer les effets généraux des EEE sur la biodiversité, des effets

des EEE sur les espèces ou habitats à enjeux patrimoniaux, car les priorités affectées peuvent considérablement changer. En effet, les priorités de gestion des invasions sont généralement hiérarchisées en fonction des surfaces concernées par une invasion. Or, les espèces et les habitats menacés occupent par définition des surfaces restreintes. Ils risquent donc d’être très mal classés dans l’ordre des urgences à traiter…

(a) Estimation des impacts des EEE sur le fonctionnement des écosystèmes

Les impacts sur les processus abiotiques intervenant dans le fonctionnement des écosystèmes sont multiples : fréquence des feux, changements géomorphologiques : érosion et taux de sédimentation, régime hydrologique, dynamique des minéraux et des nutriments, interception lumineuse… Plusieurs auteurs ont proposé des systèmes de classification permettant de proposer un gradient des effets négatifs des plantes au niveau écosystémique Les espèces envahissantes qui ont l’impact le plus destructeur sont probablement celles qui augmentent l’inflammabilité des écosystèmes (Levine et al., 2003). Certaines ont des effets importants sur la composition du sol comme les espèces envahissantes fixatrices d’azote atmosphérique. Richardson et al. regroupent ce type d’espèce, ayant de forts impacts et induisant des transformations majeures des écosystèmes sur des surfaces conséquentes, sous le nom de « transformers » (Richardson, 2000a). Ils estiment la proportion de « transformers » à 10% des EEE et distinguent 8 catégories : (1) les espèces faisant une utilisation excessive des ressources, (2) les espèces provoquant un apport excessif de ressources, (3) les espèces capables d’augmenter l’inflammabilité ou de la supprimer, (4) les espèces capables de stabiliser le sable, (5) les espèces capables d’augmenter l’érosion, (6) Les espèces colonisatrices de vasières intertidales / stabilisatrices de sédiments, (7) les espèces provoquant une accumulation de litière, (8) les espèces accumulatrices ou redistributrices de sel.

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Randall reconnait ces impacts comme ayant un effet sur les écosystèmes et propose de les quantifier pour pouvoir accorder un score en fonction de l’ampleur de la transformation de l’écosystème (Randall, 2008 ; Morse, 2004 ; Hefferman, 2001). Il est néanmoins difficile de mettre en pratique ce protocole car il implique de comparer des effets différents et non juste de les quantifier. Il est difficile d’apprécier le niveau de dégât sur l’ensemble d’un écosystème, et enfin, il faut se référer à un état idéal d’équilibre de l’écosystème en question, qui n’est pas forcément atteint même en l’absence de plantes invasives. Il semble donc difficilement possible de le documenter autrement que par une compilation de travaux de recherche régionaux.

(b) Estimation des impacts des EEE sur la composition et la structure des communautés

La modification de la structure des communautés (création d’une nouvelle strate ou élimination d’une strate existante) et celle de la composition des communautés (impact sur l’abondance des espèces, élimination locale d’espèces) sont rarement prises en compte dans les analyses de risques. Souvent, la capacité d’une espèce à former des populations denses est utilisée comme approximation probablement du fait du manque de références documentées disponibles (Warner, 2003 ; Muller, 2004 ; Weber, 2001). Warner et al. (2003) proposent une pondération à appliquer dans le cas où des espèces clefs sont menacées. La typologie proposée par Hefferman et reprise et précisée par Randall ainsi que Branquart propose les éléments suivants (Hefferman, 2001 ; Randall, 2008 ; Branquart, 2009) :

o Niveau faible : baisse du nombre d’individus au sein d’une ou plusieurs espèces résultant en une baisse à long-terme de l’abondance de ces espèces

o Niveau moyen : réduction significative de la taille de la population d’une ou plusieurs espèces. Branquart (2007) distingue un risque moyen avec un changement d’abondance de moins de 80%, en général réversible, sur des espèces communes ou rudérales

o Niveau élevé : élimination d’une ou plusieurs espèces, réduisant la biodiversité ou, augmentation d’autres espèces non-indigènes dans la communauté ou, élimination de plantules d’espèces indigènes climaciques ou de la succession, modifiant par conséquent la composition de la communauté au cours du temps.

Ce genre d’information n’est accessible que par l’accès à des relevés phytosociologiques faisant l’objet d’un suivi dans le temps.

Randall ajoute une partie sur les changements de structure des communautés. Ce

type de données est simple à relever et la typologie proposée batie sur le changement du nombre de strates est facile à mettre en œuvre sur le terrain (Randall, 2008 ; Morse, 2004)

o Niveau faible : Changements dans la densité ou la couverture totale d’une strate existante

o Niveau moyen : Elimination de strate(s) existante(s) o Niveau élevé : Création d’une nouvelle strate en canopée qui élimine les strates

sous-jacentes

(c) Impacts sur des espèces natives ciblées & diversité génétique L’impact des EEE peut se faire de façon ciblée sur certaines espèces ou dans

certains sites. Ceci peut concerner des niveaux trophiques supérieurs comme des animaux par exemple en interférant sur l’alimentation ou la pollinisation. Il peut s’agir d’hybridation avec des espèces indigènes ou de phénomènes d’introgression induisant une dérive génétique au sein des populations locales.

Ces données sont prises en compte dans certains protocoles qui évaluent une variation d’abondance de la faune sauvage (Warner, 2003 ; Morse, 2004), l’existence d’hybridation ou d’introgression (Warner, 2003 ; Branquart, 2009), le parasitisme ou l’accueil de pathogènes, la distraction des pollinisateurs (Morse, 2004).

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Là encore, le problème de la quantification se pose. Il s’agit d’une part d’envisager des impacts « disproportionnés » sur des espèces indigènes identifiées (Morse, 2004). Il est nécessaire, d’autre part, d’évaluer la proportion des individus impactés pour pouvoir établir le score (Morse, 2004).

(2) Evaluation des impacts des EEE sur les sites / espèces à fortes valeurs patrimoniales

Les habitats à forte valeur de conservation sont définis par Branquart comme étant ceux où les perturbations d’origine humaine sont minimales, permettant ainsi aux communautés naturelles spécifiques et aux espèces indigènes menacées d’être présentes (Branquart, 2009). Les parcs, vergers, espaces sylvicoles, jachères et bords de routes y sont décrits comme des habitats de valeur moyenne pour la conservation. Ces habitats sont néanmoins souvent considérés comme appartenant à la catégorie habitat modifié par l’homme (Nel, 2004). Hefferman adopte une position plus marquée dans le temps en introduisant des durées minimum sans perturbations majeures : 20 ans et 75 ans, pour définir les degrés de perturbation du milieu.

Kueffer et Daehler distinguent les 2 facteurs (Kueffer, 2009): o le degré de modification / perturbation par l’homme ainsi que o la valeur patrimoniale estimée / affichée

Ils les croisent pour obtenir une typologie (voir plus loin).

(a) Capacité à envahir des habitats naturels ou semi-naturels Un premier élément pour juger de l’impact d’une espèce sur la biodiversité est de

déterminer si les habitats impactés appartiennent à des milieux naturels intacts ou des milieux déjà fortement perturbés. Cette notion d’habitat naturel ou semi-naturel est décrite par Nel et al. comme le fait que l’écosystème soit encore raisonnablement intact, qu’il comprenne encore l’essentiel de sa structure et de son mode de fonctionnement ainsi que les forces motrices primaires opérant dans les limites naturelles (Nel, 2004)

Le critère du type d’habitat envahi est pris en compte par Hefferman ainsi que par Branquart qui distinguent chacun 3 niveaux (Hefferman, 2001; Branquart, 2009) : les plantes qui ne s’établissent que dans les zones fortement perturbées (où des perturbations majeures ont eu lieu dans les 20 dernières années), les plantes qui s’établissent souvent dans des zones moyennement perturbées (où il n’y a pas eu de perturbations majeures dans les 20-75 dernières années) ; les plantes qui s’établissent souvent dans des écosystèmes sains ou intacts dans lesquels il n’y a pas eu de perturbations majeures depuis au moins 75 ans.

Les espèces ayant la capacité d’envahir des milieux naturels ou semi-naturels sont ainsi parfois catégorisées « environmental weed » (Randall, 2002). Néanmoins, certaines espèces peuvent n’envahir que les milieux anthropisés au début du processus invasif, mais toucher un spectre d’habitats beaucoup plus large à mesure que l’invasion se propage (, ou développer des impacts qui sont différents selon le contexte dans lequel elles se trouvent (Vilà, 2006).

(b) Estimation des impacts des EEE sur les habitats & espèces à forts enjeux de conservation

L’impact des EEE sur la biodiversité est plus important quand il concerne des espèces indigènes rares ou menacées. Warner et al. (2003) insistent sur une pondération à appliquer dans le cas où des espèces rares sont menacées. De même Fox et al. (2009) attribuent un score important pour les plantes invasives menaçant spécifiquement des espèces rares ou menacées. Morse et al. proposent d’attribuer un score de plus en plus élevé selon que l’espèce (EEE) menace rarement/ occasionnellement ou souvent, des espèces rares ou vulnérables ou des stations de grande qualité de communautés écologiques communes (Morse, 2004).

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L’enjeu patrimonial est une notion assez diffuse. Elle comprend naturellement tous les taxons et habitats faisant l’objet d’un statut de protection, mais elle prend aussi souvent en compte le statut d’indigénat (endémisme).

(c) Indicateur de la CBD Il a été démontré que l’index de la liste rouge de l’IUCN permet de mettre en

évidence un déclin dans la diversité biologique du à la pression en EEE. Cet indicateur qui est pressenti pour être adopté au niveau international, est toujours en cours de test. Il n’a pour l’instant pas été testé sur les végétaux (McGeoch, 2010).

b) Détermination de seuils pertinents Bien que beaucoup d’habitats naturels soient impactés, les mesures quantitatives de

l’effet des EEE sur ces habitats sont relativement rares. Paradoxalement, ces informations seraient d’une grande utilité et notamment le croisement de données de déclin de la biodiversité avec celles de la progression de l’invasion biologique pour définir des seuils d’intervention (Adair, 1998). Quatre méthodologies différentes peuvent être utilisées pour obtenir des données quantitatives : la comparaison multi-site, le suivi temporel des sites, le suivi d’habitats avec retrait des EEE, et l’ajout d’EEE. Cette dernière méthode n’est que rarement utilisée pour des raisons éthiques évidentes. Ces quatre méthodes sont pertinentes et valables sur le plan scientifique. Elles sont complémentaires, et c’est souvent le temps à consacrer à l’étude et les hypothèses de base qui déterminent quelle méthode sera utilisée (Adair, 1998).

c) Typologie fonctionnelle des sites en fonction des objectifs de gestion

Kueffer et Daehler proposent une classification des sites basée sur la gestion et non pas sur l’écologie théorique. Ils distinguent ainsi 4 types d’habitats définis par des gradients pertinents dans le contexte des invasions biologiques : le degré de modification / perturbation par l’homme ainsi que la valeur patrimoniale estimée / affichée (Kueffer, 2009).

o Dans les catégories considérées comme à faibles enjeux patrimoniaux, la catégorie fortement perturbée est qualifiée d’anthropique et comprend les zones urbaines, agricoles et forestières. La végétation est à dominante cultivée et la gestion fondée sur la production ou les services écologiques. La catégorie faiblement perturbée est qualifié de délaissée (abandonnée) et comprend des habitats qui ont été fortement perturbés ou gérés dans le passé mais qui ne le sont plus à l’heure actuelle. Ils peuvent être de forte valeur patrimoniale mais leur qualité n’est pas considérée comme bonne.

o Dans les catégories considérées comme à forts enjeux patrimoniaux, la catégorie fortement perturbée est qualifiée d’agencée (aménagée / créée / conçue) et comprend des habitats fortement et délibérément manipulés à des fins de conservation. Ils sont caractérisés par leur dépendance perpétuelle vis-à-vis des opérations de gestion. La catégorie faiblement perturbée est qualifiée de référentielle et comprend des zones très peu perturbées dominées par les espèces indigènes. Elle est incluse dans des aires protégées ou des zones sauvages, et la gestion est orientée vers la conservation Le quatrième type

Cette typologie reflète les 4 principales stratégies utilisées en conservation actuellement (Kueffer, 2009) (Tableau 6).

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Tableau 6 : stratégies utilisées en conservation Orientations de

gestion Non-intervention de l’homme Intervention de l’homme

Cœur de conservation

Sanctuarisation

(zones référentielles )

Conserver les espaces naturels « intacts » et les espèces rares

Gestion à optique de conservation

(zones conservées

artificiellement )

Restaurer les habitats dégradés

Matrice de conservation

Nature ordinaire « à l’abandon »

(zones délaissées )

Conserver la dynamique

écologique dans les espaces délaissés

Gestion à optique de production

(zones anthropiques )

Maintenir la biodiversité urbaine (et notamment les rudérales natives)

d) Indicateurs pertinents et hiérarchisation des niveaux d’impacts potentiels

(1) Suivis temporels des habitats envahis Le problème des données à prendre en compte pour quantifier les impacts est

qu’elles nécessitent généralement d’être traitées à une échelle différente de celle du relevé, et de faire l’objet d’un suivi dans le temps. En effet, à part les données de type nombre de strates (et encore) il est nécessaire d’avoir au moins un inventaire à un temps t (si possible avant l’invasion) et un inventaire à un temps t+1 (stade envahi). C’est probablement pourquoi les données sur les impacts sont si rares.

L’idée de se concentrer sur les écosystèmes envahis est plus récente que celle de se focaliser sur les espèces, et si les études sur les causes de l’invasibilité sont assez nombreuses, peu de solutions ont été proposées pour y remédier, ou tout du moins hiérarchiser les priorités d’action, à part celle de traiter la cause. Ainsi, l’historique du site permet d’identifier ces causes de l’invasion et autorise quand c’est possible, le traitement du problème à sa source et non pas celui des symptômes (Hobbs,1995). Lorsque l’historique du site n’est pas connu, la principale difficulté réside en l’attribution d’un état initial supposé, c'est-à-dire en la reconnaissance de l’habitat initial malgré le fait qu’il soit souvent très dénaturé. Cet aspect est une contrainte importante qui prévaut à la détermination d’un objectif de restauration, et qui doit faire l’objet d’une étude coût / bénéfice.

Du fait de la limitation des moyens pouvant être mis en œuvre pour la conservation et la restauration des habitats, Hobbs & Humphries suggèrent une approche basée sur le degré de perturbation et les valeurs relatives en terme de production et de conservation. Tableau 7 : Type de protection requise en fonction de la valeur patrimoniale et du degré de perturbation du milieu Milieu à faible valeur patrimoniale Milieu à forte valeur patrimoniale Milieu fortement perturbé

Pas de protection requise Amélioration requise

Milieu faiblement perturbé

Pas de protection requise Protection urgente

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Deux protocoles apparaissent envisageables pour aider les gestionnaires d’espaces naturels à hiérarchiser leurs priorités de gestion en tenant compte des spécificités de leur flore locale : celui de Randall 2008 très complet sur les différents niveaux d’impacts et peut-être à tester à une échelle sub-régionale, et la version précédente de cet auteur (randall ; 2002) qui parait plus simple d’utilisation mais qui est plus difficile à compiler à une échelle supérieure.

(2) Outils de gestion

(a) Listes d’habitats envahis Tout comme une liste des espèces exotiques potentiellement envahissantes pour un

territoire peut être particulièrement utile pour amorcer un processus de prévention et de détection précoce, une liste des espèces exotiques envahissantes déjà rencontrées pour tel ou tel habitat serait d’une grande aide pour la prévention des invasions de territoires à forte valeur patrimoniale.

(b) Outils d’aide à la décision adaptés Des outils de type phytosociologiques ou écologiques permettant de positionner un

habitat envahi sur un gradient d’invasion de l’habitat seraient utiles afin de déterminer si la restauration écologique est possible voire souhaitable.

(c) Bibliothèque ouverte de données sur les impacts Malgré l’utilité que pourraient avoir des données quantitatives sur les impacts des

EEE, celles-ci sont malheureusement très peu renseignées, et nous restons très ignorants des effets réels de ces espèces sur la biodiversité (Parker, 1999). La capitalisation des retours d’expériences en la matière permettrait à la gestion d’avoir plus d’éléments concrets.

(3) L’indicateur EEE de la CBD Le schéma (Figure 4) suivant expose les avancées actuelles en matière d’indicateurs

pertinents permettant de donner une idée de l’évolution des invasions biologiques et de leurs impacts sur la biodiversité à l’échelle de la planète (Extrait de McGeoch, 2010)

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).

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Figure 4 : indicateurs pertinents au niveau national pour la CBD

C. Bilan & Conclusions Le choix des systèmes d’évaluation des risques liés doit donc prendre en compte le

stade d’extension de tous les nuisibles comparés, leurs impacts sur les systèmes qu’ils affectent, les avantages (et les bénéficiaires) potentiels des efforts de contrôle, et la qualité des informations disponibles. Ces facteurs varient grandement à l’intérieur d’un pays et également d’un pays à un autre. Souvent, plusieurs sont utilisés simultanément dans un pays, même à un niveau national.(Sheppard, 2006)

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 haleine, qui ne peut généralement pas être menée à terme du fait du coût faramineux que cela entrainerait. Il est donc nécessaire d’établir des priorités d’action qui répondent à 3 objectifs :

- limiter la propagation de l’espèce, - sanctuariser les zones à forts enjeux

patrimoniaux et - minimiser au maximum les surfaces

atteintes. Une cartographie du degré de présence, par

bassins versants, est alors un outil intéressant de gestion (Renouée du japon sur la carte ci-contre- Figure 8)). Les priorités d’action vont aux unités faiblement envahies (en rouge sur la carte). Actuellement 15 bassins sur les 125 que compte la région sont touchés, 111 risquent de l’être à long terme. La gestion par bassin versant est préconisée car c’est en adéquation avec le mode de propagation de cette espèce.

Les stratégies de lutte qui en découlent permettent alors d’identifier les urgences d’action en termes d’éradication et de confinement. Ces cartes permettent ainsi de hiérarchiser la priorité

des actions à mener dans la région par bassin versant. L’éradication locale est préconisée lorsque les bassins ne comportent que quelques sites d’infestation (moins de 3 sites) et/ou que leur surface est inférieure à 100ha (Groves et Panetta, 2002). Les données actuelles ne suffisent pas à déterminer de façon sûre les bassins rentrant dans cette catégorie. Il faudra réaliser des cartes précises de zones envahies par l’espèce afin de connaître la surface et donc le coût que ces actions engendreront. Concernant les bassins où des actions de confinement sont recommandées, il s’agit de bassins où les points de présence de l’espèce sont supérieurs ou égaux à trois et/ou la surface des zones envahies dépasse 100ha (Groves et Panetta, 2002). Le confinement peut consister à réduire le noyau de présence en évitant ainsi sa dispersion ou à essayer de limiter l’expansion de la plante dans le cours d’eau (confinement strict).

(b) Détermination des priorités de conservation (sanctuarisation) Dans tous les cas, les actions sont à mener en priorité dans les zones sensibles

comme les ZNIEFF et les zones Natura 2000. Actuellement 21 ZNIEFF sont envahies par la Renouée du Japon soit 2,3% du nombre de ZNIEFF total. A long terme plus de 67% des ZNIEFF de la région pourraient être concernées par cette invasion. De même, 35 ZNIEFF sont contaminées par l’arbre à papillon soit 3.8% des ZNIEFF de la région et 53% pourraient l’être. Une étude ciblée a été menée sur le mimosa (Acacia dealbata) dans l’Hérault en 2007. Après avoir montré statistiquement que la répartition du mimosa était étroitement liée à la présence de terrains acides et aux altitudes inférieures à 500m, différentes cartes ont été établies. Ces cartes permettent de visualiser les zones risquant d’être envahies par le mimosa (zones oranges) et de recouper ces informations avec les zones à enjeux patrimonial telles que les ZNIEFF (hachures vertes) (Figure 9)

Figure 8 : Cartographie du degré de présence – Exemple de la renouée du Japon en Languedoc Roussillon

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Zones risquant d'être envahies par le Mimosa

Sites d'Intérêt Communautaire

Zones de Protection Speciale (ZPS)

Zones Importantes pour la Conservation des Oiseaux(ZICO)

Parc Naturel Regional du Haut Languedoc

Type 1

Zones Naturelles d'Intérêt Ecologique Faunistique et Flauristique (ZNIEFF)

Type 2

Figure 9 : Cartes des zones risquant d’être envahies par le Mimosa dans les ZNIEFF de l’Hérault (a); dans des zones Natura 2000 de l’Hérault (b); et dans le Parc Naturel Régional du Haut-Languedoc (c)

Cartes : Aline Petermann - 2007- CBNMP

(a) (b)

(c)

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(c) Détermination de priorités de conservation (détection précoce)

Figure 10 : Carte de type écologique :

exemple du Buddleia davidii. Cette carte résulte de la combinaison des facteurs déterminants issus des analyses statistiques. Ces facteurs sont :

- les précipitations, - le bilan hydrique, - le climat et - les rivières artificielles.

Le type de sols et l’artificialisation des berges n’ont pas été pris en compte car ces données ne sont pas cartographiables ou visualisables à cette échelle. L’analyse discriminante a permis de connaître la part relative de l’importance des différents facteurs dans la distribution de cette espèce. Cette analyse a été répétée cent fois et le taux moyen de réussite est de 89% c'est-à-dire que 89% des points sont bien classés en présence ou absence. On voit que les zones à prospecter en priorité sont les zones de moyenne altitude limitrophes des

zones déjà fortement contaminées (en jaune et rouge sur la carte) (Figure 10)

d) Outils d’évaluation des impacts Cette partie n’a pas été expérimentée jusqu’à maintenant en Languedoc-Roussillon.

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e) Bilan des acquis

(1) Des systèmes qui restent à valider Beaucoup de choses ont été expérimentées. Il y a des perfectionnements techniques

à faire mais une trame générale se profile. (Figure 11)

Figure 11 : Schéma général « idéal » des phases nécessaires à mettre en œuvre pour une gestion raisonnée des risques d’invasion biologiques.

(2) La nécessité de coordonner les actions Le manque le plus cruel s’avère être un manque de coordination et de moyens

dévolus à la thématique : - manque de coordination des acteurs impliqués pour cause d’expérimentations

incessantes, - manque de coordination des actions par manque de communication entre les acteurs - manque de centralisation des décisions de financement - manque de coordination des actions par manque d’implication de ceux qui pensent

qu’on a le temps de voir venir….

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3. Les principaux points de la stratégie régionale Ces orientations sont développées dans le document de travail sur les propositions de mise en œuvre. Tableau 9 : tableau récapitulatif des axes d’évaluation du risque Résultats attendus Actions

Identification des filières d’introduction Mise en place d’un protocole d’établissement et d’actualisation de listes d’espèces exotiques plantées (sans qu’elles soient naturalisées ou en cours de naturalisation)

Évaluer les

causes

Listes noires locales

d’alerte Mise en place d’un processus d’évaluation de la « pression » de commercialisation / plantation des espèces sur le marché local Mise en place d’un protocole d’identification et d’analyse des dates d’introduction (= statut de résidence des espèces) Mise en place d’un protocole d’établissement et d’actualisation de listes d’espèces exotiques (statut d’origine) présentes sur le territoire (subspontanées, adventices, naturalisées = statut de naturalisation) Mise au point et mise en place d’un processus d’établissement et d’actualisation de listes noire

Évaluer

l’exposition des écosystèmes

Listes noires

actualisées d’EEE majeures et émergentes

Mise en place d’une base de données sur l’écologie des espèces permettant de stocker les réponses aux questions des analyses de risques Mise au point et mise en place d’un processus d’établissement et d’actualisation de cartes synthétiques de présence / absence des espèces de la liste noire Mise au point et mise en place d’un système d’alerte permettant de déclencher des opérations d’action rapide

Évaluer la

répartition des EEE

Cartes de priorités de

gestion d’espèces (propagation)

Mise au point et mise en place d’un processus d’établissement et d’actualisation de cartes synthétiques de présence potentielle des espèces de la liste noire Mise au point et mise en place d’un processus d’établissement et d’actualisation de mesure des impacts des EEE in situ

Listes d’EEE

impactantes pour la biodiversité Mise en place d’une base de données sur les impacts des espèces dans la région (données

bibliographiques et données de terrain)

Évaluer les impacts des

EEE

Cartes de priorités de gestion de sites (conservation)

Mise au point et mise en place d’un système qui hiérarchise les zones à traiter en priorité dans l’optique de la conservation des espèces et des habitats naturels)

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PROPOSITIONS DE GESTION DU RISQUE

A. Définitions et objectifs La gestion du risque est le processus qui consiste à identifier, évaluer, sélectionner et

implémenter des actions / mesures dans le but de réduire le risque (Andersen, 2004), et compte-tenu de considérations socio-économiques et culturelles (Genovesi, 2004). C’est donc, tout comme l’évaluation du risque, un processus de décision conduisant à la diminution du risque. Mais, alors que l’évaluation du risque est l’accomplissement opérationnel de la prise de décision, la gestion du risque est le procédé qui détermine les paramètres nécessaires à sa mise en œuvre (Hughes, 2003).

Les gestionnaires de risques sont les personnes ayant autorité pour prendre des décisions et agir pour diminuer ou éliminer le risque (Andersen, 2004). La gestion du risque définit les limites de l’évaluation du risque et utilise les résultats de cette évaluation pour la prise de décision. Dans ce contexte, l’évaluation du risque fournit un moyen de développer, organiser et présenter l’information sc ientifique de façon cohérente par rapport aux décisions environnementales . Idéalement, c’est un point focal pour la communication et la coopération entre les décideurs et les acteurs concernés, qui permet à l’ensemble des acteurs de prendre des décisions argumentées au sujet de la gestion des ressources écologiques (Hope, 2006)

La stratégie de gestion du risque à l’échelle régionale devra s’appuyer sur la connaissance des méthodes de lutte, mais aussi sur la faisabilité de ces luttes et, des législations en vigueur. Elle devra mettre en place une hiérarchisation des actions à mener en fonction de leur efficacité et des enjeux pour la biodiversité, l’agriculture ou la santé publique et proposer des plans d’intervention d’urgence. Elle devra s’appuyer sur un réseau d’acteurs concernés par le problème.

B. Limitation des causes 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 investissements dans la prévention sont rentables car ils évitent des coûts importants à long terme sur les plans social, économique et environnemental. Plusieurs solutions peuvent être envisagées pour limiter les causes d’introduction d’EEE : limiter les introductions de nouvelles espèces et limiter les usages d’espèces connues comme envahissantes. Objectif 6.1 (UNEP/CBD/COP/8/2) : « les voies de circulation des principales Espèces Exotiques Envahissantes (EEE) potentielles devront être contrôlées »

1. Actions possibles sur les voies d’introduction

a) Contrôle aux frontières et mesures de quarantaine Signataire de conventions internationales diverses impliquant la prise en compte des

risques liés aux plantes envahissantes (dans des contextes plus généraux relatifs à la biodiversité ou à la protection des végétaux), la France dispose d'un certain nombre d'outils réglementaires destinés à la gestion de ces risques. La réglementation codifiée représente la partie la plus opérationnelle des textes disponibles (Ehret, 2009).

Dans l’UE, seules les espèces réglementées au titre de la Directive européenne

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2000/29 (cf. § 3.2.) peuvent faire l’objet de contrôle aux frontières de l’Union. Dans le contexte actuel, il est probable que la prévention par l'intermédiaire de la réglementation phytosanitaire ne pourra concerner qu'un faible nombre de plantes exotiques, du fait de l'ampleur de la zone géographique de l'UE et des processus longs de validation des analyses de risque phytosanitaire. Le concept de zone protégée peut permettre cependant de cibler certaines zones biogéographiques et de faciliter l'inscription de certaines plantes particulièrement "nuisibles" pour ces zones, telle Eichhornia crassipes (Mart.) Solms en région méditerranéenne (Cabezas Flores et al., 2008) tout en permettant un contrôle des mouvements internes à l'Union, et une absence de prohibition dans des zones identifiées sans risque. Les zones biogéographiques déjà définies dans le cadre de Natura 2000 pourraient constituer un premier canevas. Cet outil réglementaire présente l'intérêt d'impliquer les acteurs du domaine phytosanitaire, présents aux frontières et dans les secteurs horticoles et agricoles (Ehret, 2009).

b) Coordination des politiques publiques

(1) Instauration et mise en place progressive de l’analyse de risques dans les processus d’acclimatation

De nombreux établissements publics acclimatent des espèces végétales dans un but ornemental ou agricole. Les plantes acclimatées font l’objet de sélection et de suivi pour répondre à des cahiers des charges garantissant notamment leur viabilité dans la région et les services qu’elles peuvent rendre. Il n’est généralement pas envisagé de vérifier que ces plantes risquent de devenir envahissantes. Une collaboration entre services de l’état sur ce sujet pourrait non seulement limiter le nombre d’introductions d’espèces dangereuses, mais aussi permettre d’affiner le processus d’analyse de risques en utilisant les données historiques des arboretums par exemple.

(2) Mise en place de filières de production ou de distribution de plants conformes aux contraintes de lutte contre les EEE

Certains aménageurs utilisent des végétaux provenant de boutures d’espèces sauvages pour aménager les bords de rivière. Ces boutures sont prélevées aux alentours du site à aménager, et multipliées dans des pépinières privées ou publiques (type pépinières départementales) pour pouvoir fournir des végétaux parfaitement adaptés au milieu dans lequel ils vont être réintroduits et présentant l’avantage de procurer un paysage végétal totalement homogène avec son environnement. Ces travaux, qui se rapprochent plus de la restauration de milieux naturels que d’aménagement urbain peuvent être encouragés en favorisant la viabilité des établissements qui fournissent les boutures.

2. Actions possibles sur les voies de propagation d ’EEE Le code de l'environnement (partie législative) précise par l'article L. 411-3 que

certaines espèces animales ou végétales ne peuvent pas être introduites dans le milieu naturel et ne doivent pas être diffusées (interdiction du transport, du colportage, de l'utilisation, de la mise en vente, de la vente ou de l'achat). En 2007, le premier arrêté a interdit deux plantes invasives (Ludwigia grandiflora (Michx.) Greuter & Burdet et Ludwigia peploides (Kunth) P.H.Raven) (Ehret, 2009). Cette mesure est appelée à être étendue à d’autres espèces à l’avenir. Une liste argumentée a été proposée récemment (Marco, 2009).

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a) Introduction de recommandations dans les « dires » de l’état

Il n’existe pas, actuellement, de législation opposable qui permette d’interdire l’importation ou la mise en culture d’une espèce végétale. Les listes régionales d’espèces invasives sont donc fournies à titre informatif. Elles ne servent qu’à informer ou encourager la non-utilisation de ces espèces. Il convient néanmoins de mettre en place un système permettant de mettre fin ou de limiter la propagation d'espèces invasives avérées (en France ou dans des zones biogéographiques similaires à celles existantes en France) et de surveiller les espèces qui présentent des caractères biologiques permettant de les identifier comme des plantes invasives potentielles. Il est ainsi possible de ne pas subventionner leur plantation, et d’encourager la mise en place de cahiers des charges interdisant la plantation d’EEE dans les contrats de marchés publics (Brot, 2009 ; Mandon-Dalger, 2009). Pour formaliser cette démarche, on peut envisager la mise en place de chartes de non-plantation d’EEE par les collectivités territoriales, d’intégration de listes d’EEE par les services de l’état dans les porté-à-connaissance pour les SCOT ou les agendas 21

b) Mise en place de codes de bonne conduite et «documents d’intentions»

(1) Retrait d’espèces du catalogue de vente Certains professionnels de l’horticulture retirent ou envisagent de retirer quelques

taxons de leur catalogue (Mandon-Dalger, 2007a). Ils affichent ainsi clairement une volonté de ne pas nuire à l’environnement en vendant des EEE dans des zones où celles-ci pourraient proliférer. En région méditerranéenne, les cas des pépinières Filippi et Jean Rey, ainsi que celui plus récent de Botanic sont des exemples particulièrement encourageants même s’ils restent limités à quelques espèces.

(2) Utilisation d’espèces jugées « à risques faibles » Deux catégories d’espèces pouvant substituer avantageusement les espèces

invasives peuvent être identifiées (i) les espèces indigènes commercialisées, (ii) les espèces exotiques ayant fait l’objet d’une analyse de risques et ne présentant donc pas d’impacts connus sur la biodiversité ni de caractère proliférant. Ces deux listes ont été qualifiées de liste verte pour les espèces indigènes, et de liste blanche pour les espèces exotiques répondant à des critères de non-invasibilité potentielle (Burgiel, 2006). En écho aux listes négatives d’espèces à ne plus diffuser par la filière horticole, ces espèces de substitution peuvent donc être proposées à partir des listes d’espèces introduites sans impact ou de listes d’espèces indigènes commercialisées (Mandon-Dalger, 2009). Elles permettent d'informer le grand public et les aménageurs de l'existence de solutions alternatives et d'organiser la mise en œuvre de ces alternatives avec la profession horticole ainsi que les collectivités territoriales qui souhaitent s’engager dans une démarche de bonnes pratiques.

(a) Les listes vertes Des listes, constituées d’espèces indigènes et disponibles à la vente, peuvent être

dressées. Ces listes, généralement non exhaustive, peuvent être baptisées listes vertes selon l’exemple d’une première initiative de ce type sur l’île de la Réunion (où elles incluent des espèces exotiques réputées non invasives - voir ci-dessous).

(b) Les listes blanches Les espèces des listes blanches sont celles dont la présence constitue un faible

risque pour la santé animale, végétale et celle de l’environnement, dont l’introduction est approuvée, et qui ont fait l’objet d’une analyse de risques (Burgiel, 2006) ou sont présentes

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de longue date sans montrer de caractère dynamique. Les espèces qui la constituent sont des espèces exotiques qui ont été déclarées “ à faibles risques” par le protocole d’analyse de risque, c’est à dire qu’elles présentent peu de caractères de prolifération et que les éventuels dégâts et adaptations favorisant le risque d’invasion ont été documentées et hiérarchisées. Ce sont donc généralement des espèces horticoles commercialisées, même si, pour les plus récentes, elles ne font pas partie des espèces phares de la grande distribution. Elles correspondent à un compromis acceptable pour les professionnels de la conservation.

(3) Codes de bonne conduite Ces mesures ont été reprises dans le « code de conduite » à destination de

l’horticulture, publié récemment par le conseil de l’Europe (Heywood, 2009). Aux Etats-Unis, les codes de conduite sont plus courts et visent des catégories professionnelles plus précises (White, 2001).

3. Recommandations Un certain nombre de mesures à prendre ont été formulées lors de la préparation du

SRB (Mandon-Dalger, 2007b) : Importance critique - Élaborer et mettre en œuvre des plans de gestion des voies d'entrée à haut risque pour

les introductions intentionnelles ou non intentionnelles. Haute priorité - Inviter les professionnels de l’horticulture et du paysage à s’engager dans une démarche

responsable cohérente avec un développement durable - Préparer et mettre en œuvre des projets de sensibilisation ciblés (notamment des codes

de conduite), en collaboration avec ces acteurs. - Mettre sur pied une base de données régionale sur les espèces exotiques

envahissantes, qui soit facile d’accès pour le public et qui fournisse des renseignements sur les risques propres à chaque espèce exotique envahissante.

Priorité moyenne - Mener et soutenir des recherches sur les méthodes et technologies visant à traiter ou

interdire des marchandises, des voies d'entrée ou des vecteurs dans le but de ramener à des niveaux acceptables les répercussions ou les risques d'introduction de graines.

- Mener et soutenir des recherches visant à développer des outils qui permettent de mieux prédire le caractère envahissant des espèces exotiques.

De façon plus précise, des actions à mener dans le cadre d’une stratégie régionale sont

suggérées dans le tableau ci-dessous : (Tableau 11)

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Objectifs

principaux Objectifs

secondaires Actions

Suivi des expériences d’acclimatation in situ Instauration et mise en place progressive de

l’analyse de risque dans les

processus d’acclimatation

Réalisation d’un guide d’analyse de risques pour l’importateur

Etablissement de listes blanches et listes vertes avec la filière horticole Mise en place de filières de production ou de distribution d’espèces de substitution Production d’espèces indigènes (de souche locale ?)

Limiter

l’introduction de ces

espèces en travaillant avec les filières

d’importation et de contrôle

Mise en place de filières de

production ou de distribution de

plants conformes aux contraintes

de lutte contre les EEE

Diffusion de l’information sur les espèces de substitution et essais d’écolabels

Amendement de la législation (avec analyse de risque d’espèces trouvées localement) Contrôle des ventes d’espèces interdites à la vente

Introduction de recommandations dans les « dires »

de l’état Intégration de listes d’EEE par les services de l’état dans les porté-à-connaissance pour les SCOT Rédaction de chartes de non-plantation et non commercialisation d’espèces de la liste noire Adhésion des collectivités territoriales à des chartes (Coordination des politiques publiques) Adhésion des structures privées à des chartes (Application de codes de bonne conduite)

Cau

ses

Limiter

l’utilisation et la

propagation (commerciale)

de ces espèces

Mise en place de codes de bonne

conduite et documents

d’ « intentions »

Inscription de listes d’EEE dans les Agendas 21 Tableau 10 : recommandations d’actions à mener dans le cadre de la limitation des causes

C. Limitation des pressions L’une des principales difficultés rencontrées actuellement dans la gestion des EEE

est la définition et l’application de la notion d’EEE potentielle…et pourtant c’est en affinant cette définition que l’on optimisera la gestion car seule les EEE potentielles peuvent faire l’objet d’une détection précoce et d’une gestion efficace et à faible coût. Plusieurs approches sont donc à envisager : les actions de communication pure destinées à « faire évoluer l’idée dans la tête des gens », et les actions de surveillance des espèces destinées à fournir la matière des cartographies d’espèces (thème abordé au paragraphe suivant). Objectif 6.1 (UNEP/CBD/COP/8/2) : « les voies de circulation des principales Espèces Exotiques Envahissantes (EEE) potentielles devront être contrôlées ».

1. Actions possibles de sensibilisation, d’informat ion et de communication Au-delà des cercles de spécialistes (de l’environnement, de la botanique), l’impact

des plantes invasives sur l’intégrité des écosystèmes naturels semble assez peu connu du grand public par comparaison avec l’impact de la pollution chimique ou de la destruction des habitats. Même au sein des botanistes, l’impact réel des plantes invasives et la nécessité de les gérer restent sujets à d’épineux débats comme en témoignent les polémiques récurrentes

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sur le forum des botanistes francophones Tela-Botanica. Cela dénote encore un manque d’informations scientifiques et de vulgarisation de qualité sur le sujet, alors que les EEE sont considérées comme une des menaces majeures pour la biodiversité par l’UICN.

Pour mettre en place sa stratégie, la Réunion a organisé des ateliers de travail faisant participer les acteurs locaux et ayant pour objectif principal d’élaborer un cadre concret pour la lutte contre les EEE dans le département. L’axe communication a été bien exploré au cours de ces réunions, et a permis de dégager plusieurs priorités.

a) Formation et sensibilisation des élus Les élus apparaissent comme un public clé dans la lutte contre les EEE, dans la

mesure ou souvent c’est à eux de débloquer les financements qui permettraient de lutter quand il est encore temps. En outre, certains projets d’implantation d’espèces exotiques pourraient ne pas être financés si les décideurs avaient conscience des enjeux de biodiversité qui sont en cause. L’inclusion d’interventions sur les EEE dans les plans de formation des élus constitue donc une mesure qu’il faut envisager.

b) Etude des représentations mentales Pour éviter les réactions de refus récurrentes dans la presse et même dans la

communauté scientifique, éviter les amalgames et aider les acteurs de la sensibilisation à bien faire leur métier sans être accusés de « racisme » ou de diabolisation , de catastrophisme, il est nécessaire de travailler sur les représentations mentales. La récente campagne de vaccination contre la grippe A a bien montré que le principe de précaution doit être expliqué et justifié pour être entendu …

c) Communication efficace sur le sujet : Stratégie de marketing social

Le marketing social est une approche progressive destinée à motiver des particuliers (souvent appelés “parties prenantes” ou “public clé”) à agir de façon spécifique et mesurable ou pour le bien de la communauté. Il est analogue au marketing commercial dont le but est de faire acheter un certain produit à un ensemble de consommateurs visés. Le marketing social utilise souvent les méthodes de sensibilisation ou les campagnes d’éducation pour informer les publics clés et les préparer à agir de façon appropriée, il va toutefois plus loin dans le procédé pour les encourager à agir dans le sens de leur nouvelle prise de conscience. Trop souvent les campagnes destinées à apporter un changement spécifique au sein d’une communauté se limitent à fournir une information (Wittenberg, 2001).

Etape No 1: l’évaluation Initiale Etape No 2: Création d’une Equipe Opérationnelle Etape No 3: Conception d’une Stratégie Préliminaire Etape No 4: Etude de Marché Etape No 5: Elaboration et Mise en Place d’un Plan de Marketing Intégré Etape No 6: Observation et Evaluation Etape No 7: Perfectionnement de la Stratégie de Marketing

d) Prise en compte de la diversité des acteurs impliqués De multiples catégories professionnelles sont impliquées dans la problématique

« plantes envahissantes ». Leurs motivations sont très différentes aussi. Il faut être conscient que les actions de communication à destination de ces publics doivent d’une part être

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cohérentes par rapport à chacune de ces cibles, mais aussi compatibles entres elles, au risque, si elles ne le sont pas, d’attiser les conflits…

Voici quelques exemples de branches professionnelles impliquées : � Professionnels de l’acclimatation � Producteurs & distributeurs

� Syndicats de pépiniéristes � Pépinières départementales � Grandes administrations (ASF, SNCF…)

� Prescripteurs & décideurs � Associations de maires � Syndicats et fédérations de paysagistes � CAUE

� Naturalistes � Gestionnaires d’espaces

� Réseaux des espaces naturels protégés � Réseaux des gestionnaires de milieux aquatiques � Personnel communal = formations au CNFPT

� Professionnels du jardinage et de l’emploi de produits phytosanitaires � Services de l’état

2. Actions possibles de surveillance

a) Optimisation de l’effort de reconnaissance des EEE

(1) Des listes accessibles à tous & largement diffusées Il est nécessaire que l’effort d’analyse de risques soit rendu public d’une façon ou

d’une autre. D’une part, il permettra de sortir de la relation émotionnelle vis-à-vis des « envahisseurs ». D’autre part, il donnera une idée des nuances à apporter au diagnostic. Enfin, il permettra de proposer des listes argumentées déclinables d’une zone à l’autre. Actuellement, ces listes ne sont pas déclinées selon les entités biogéographiques locales. En outre, elles sont très mal diffusées.

(2) Des outils d’identification des espèces pour répondre aux besoins des non-botanistes

Deux des raisons pour lesquelles les EEE émergentes ne sont pas détectées en temps et en heure pour qu’une éradication puisse avoir lieu, sont que les personnes qui côtoient ces espèces ne savent pas les identifier ou les distinguer de la flore locale, et qu’elles ne mesurent pas l’enjeu de leur présence sur un territoire. Il est donc urgent de fournir des outils d’identification des EEE

(i) qui s’adressent à un public non spécialisé dans la botanique, (ii) qui mentionnent les critères permettant de distinguer les EEE des espèces

locales, (iii) qui spécifient le degré d’impacts potentiels sur la biodiversité. De tels outils ont été produits en Languedoc-Roussillon et Paca ces dernières

années, mais ils sont loin d’aborder toutes les espèces potentiellement invasives, et étant diffusés sous forme papier, ils sont difficiles à actualiser (AME, 2003; ARPE, 2009).

(3) Des espaces d’échanges Voici des exemples d’outils qu’il pourrait être utile de mutualiser :

- des clés de détermination en ligne - des outils de partage de photos

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- des espaces de saisie en ligne Il serait en outre important de mobiliser des personnes qui puissent répondre aux questions des non-spécialistes.

b) Optimisation de l’effort de surveillance des EEE

(1) Une surveillance répondant aux priorités de gestion Beaucoup d’EEE sont bien installées et causent des dégâts substantiels, alors que

d’autres sont encore dans des phases précoces d’invasion (récemment introduites, ou en fin de phase de latence et montrant des signes annonciateurs d’explosion de population…). Les programmes de gestion doivent s’intéresser aux EEE bien installées, mais ils doivent surtout se focaliser sur les problèmes émergents. Le critère le plus trivial pour différencier les catégories EEE « émergentes » et EEE « majeures » est le nombre d’occurrence sur le territoire (Richardson, 2005). Quand il est croisé avec le degré d’impact, il permet déjà de différencier plusieurs catégories d’espèces : dangereuses répandues ou dangereuses à populations isolées ou distributions restreintes (Branquart, 2009). Ces informations pour être fonctionnelles doivent être adaptées à l’échelle de gestion et actualisées. Il est donc nécessaire de mettre en place des relais humains locaux reliés aux relais régionaux afin de connecter les acteurs de terrains avec les recommandations de lutte et les hiérarchisations régionales.

Il existe 3 formes possibles de surveillance :

(a) Surveillance générale du territoire C’est une surveillance intégrée dans d’autres missions. Cette vigilance est l’affaire de

tous. Il s’agit de remarquer et signaler, si besoin est, la présence d’une plante nouvellement arrivée. Une fois signalée la présence d’une plante inhabituelle, l’identification pourra être confiée à des professionnels de la taxonomie (Wittenberg, 2001). Il est important que le maximum de personnes soit sensibilisé dans les réseaux de botanistes amateurs.

(b) Surveillance ciblée de sites spécifiques Il s’agit du même type de surveillance, mais ciblé sur des aires spécifiques comme

les espaces naturels à fortes valeurs patrimoniales ou encore de petits habitats de grand intérêt. L’objectif est soit d’essayer d’empêcher l’arrivée de nouvelles espèces exotiques, soit de documenter les impacts écologiques de celles des nouvelles arrivées qui s’avèrent incontrôlables. Les couloirs fluviaux et les routes peuvent constituer des points d’entrée dans les espaces naturels protégés. Il est nécessaire d’étendre la prospection au-delà des limites administratives de l’espace protégé et de tenir compte de l’habitat, la géographie, les pistes et les routes situées près du point d’entrée (Wittenberg, 2001).

(c) Surveillance ciblée d’espèces spécifiques Là où les menaces sont identifiées et classées par ordre de priorité, il peut être

judicieux de surveiller l’apparition ou l’évolution d’une espèce. La fréquence des relevés et le choix du moment sont importants. La gamme potentielle des espèces envahissantes nouvellement arrivées doit être prise en compte ainsi que le climat de la région. Dans les régions très saisonnières, les nouvelles EEE sont moins susceptibles de s’établir en hiver lorsque les plantes ne sont pas identifiables sans leur feuillage, et par conséquent, des relevés annuels pourraient suffire (Wittenberg, 2001).

(2) Une surveillance impliquant l’ensemble des acteurs

(a) Formalisation d’un réseau

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Ce mode d’action est répandu dans les pays anglo-saxons. Le contexte culturel n’est pas le même qu’en France et le nombre de volontaires pour ce genre de « loisirs » est beaucoup plus important là-bas. Il consiste à formaliser un réseau de surveillance basé sur le volontariat. Un exemple intéressant est celui de l’Atlas des plantes invasives de Nouvelle-Angleterre (Invasive Plant Atlas of New England - IPANE). Créé en 2001 pour palier aux manques d’information sur les espèces non-indigènes, connues pour être présentes sur les 6 états de Nouvelle-Angleterre, le but ultime d’IPANE a été d’établir un réseau de détection précoce pour cette région. Des volontaires sont formés pour détecter à la fois de nouvelles incursions d’EEE connues, et l’apparition d’EEE dont on anticipe la venue éventuelle. Le plan d’échantillonnage et la progression de la démarche apparaissent à l’écran. Ces volontaires sont chargés aussi de collecter et soumettre des informations écologiques basiques sur les EEE qui se trouvent dans les paysages de cette région via le site web du programme (Simpson, 2009). A l’échelle du territoire méditerranéen, il serait intéressant de proposer une cartographie participative aux acteurs des réseaux parallèles (horticulture, gestionnaires milieux aquatiques, acteurs de tela botanica…)

Figure 12 : Carte des quadrats prospectés par les volontaires du réseau IPANE en Nouvelle-Angleterre (USA) et niveau de prospection des quadrats.

(b) Multiplication du nombre d’experts Pour accomplir cette cartographie, il a fallu former les gens à la reconnaissance des

plantes d’une part et à la saisie de données d’autre part. Pour la formation, 3 principes ont été appliqués : la continuité de l’offre de formation, la diversité des programmes proposés, et la focalisation de la formation sur des espèces clés. Ainsi, 4 niveaux de formation sont proposés aux volontaires du programme IPANE : le niveau « introductif », accessible à tout le monde et se déroulant sur une journée entière qui permet de présenter entre 30 et 50 espèces ; le niveau « prise en main » qui se passe sur le terrain et permet aux stagiaires de se familiariser avec la détermination des espèces et le suivi des habitats ainsi que le choix du territoire d’étude. Le niveau « avancé », toujours sous forme de workshops se focalise sur

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un nombre restreint d’espèces qui sont étudiées plus en détail, il inclut une sortie terrain pour présenter les habitats envahis, et enfin les workshops « Détection précoce », de plus en plus populaires, qui couvrent des taxons pour lesquelles il y a peu d’occurrences connues ou pas du tout mais qui sont pressentis pour apparaitre bientôt du fait de la proximité avec une forte source de propagules (Simpson, 2009). Un autre programme de ce style (IPAMS : Invasive Plant Atlas of the Mid-South) focalise ses formations sur 40 espèces-clés, réparties dans 6 types d’habitats.

(c) Multiplication du statut des observateurs Certains auteurs considèrent qu’il existe 2 types de surveillance, selon que les

personnes impliquées sont des particuliers, membres du public, ou qu’il s’agit d’agents œuvrant dans un contexte institutionnel et en charge du contrôle des invasions (Cacho, 2010). Leur étude porte sur l’effort de surveillance par les 2 catégories d’acteur, et le coût d’une surveillance passive avec « incitation financière ». Ils montrent à cette occasion (de façon très théorique puisqu’il s’agit d’une simulation), que les améliorations de surveillance passive peuvent conduire à une réduction de la zone envahie à un niveau de gestion intéressant et rendre ainsi la plante « éradicable » avec un coût optimisé (Cacho, 2010).

(d) Coordination des acteurs En France, les réseaux d’acteurs ne sont pas organisés de façon fonctionnelle pour

répondre au problème des EEE. Il y a nécessité d’établir des liens entre les personnes qui ont l’information et celles qui la cherchent et qui généralement ne font pas partie de la même branche professionnelle ou ne sont pas missionnées pour. Il y a souvent un fort décalage entre les décideurs qui vendent ou implantent des espèces exotiques ayant des qualités sensées répondre aux besoins locaux d’aménagement du territoire, et les gestionnaires d’espaces naturels qui ont des préoccupations de maintien de la biodiversité. En outre, souvent, aucune de ces deux catégories d’acteurs n’est en mesure de lutter contre de larges populations d’EEE et il faut encore aller chercher l’information ailleurs. Il y a donc un fort besoin de coordination entre les différents réseaux et d’animation de ce nouveau réseau.

Les outils testés et mis en place pour cette thématique par les américains sont constitués de différents types de groupes de travail. Ils utilisent largement internet pour communiquer et mettre en commun leurs efforts. Un objectif important du plan national de gestion des EEE aux États-Unis est le partenariat inter-agences. A l’échelle des états et des régions, il s’agit d’une coordination entre agences, qui est effectuée par l’intermédiaire de commissions et comités. Ces commissions, qui sont composées d’administrations locales tout comme d’ONG, constituent des lieux d’échanges dans lesquels l’ensemble des problèmes d’EEE peuvent être discutés et transmis. Idéalement, chaque comité est composé de 4 sous-groupes, coordonnés entre eux (aquatiques, mauvaises herbes, insectes/ maladies, espèces nuisibles pour la biodiversité) (Simpson, 2009).

3. Recommandations Un certain nombre de mesures à prendre ont été formulées lors de la préparation du

SRB (Mandon-Dalger, 2007) : Lorsque des espèces exotiques envahissantes réussissent quand même à pénétrer

sur le territoire malgré les mesures de prévention, il est essentiel de pouvoir les détecter et les identifier avant – ou immédiatement après – qu'elles ne s'établissent. Les activités de détection doivent être complétées par la capacité d’identifier les nouveaux envahisseurs. Il est par ailleurs essentiel de disposer de l’expertise taxonomique nécessaire et d’entreprendre des recherches innovatrices en la matière si l’on veut identifier correctement les envahisseurs une fois qu’ils ont été détectés.

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Haute priorité - Renforcer les activités de surveillance dans les zones géographiques à haut risque

d'invasion. - Suivre les résultats et les répercussions des introductions approuvées et réévaluer les

décisions si une introduction a des conséquences imprévues. - Coopérer à l’échelle internationale en vue de mettre en place un réseau d’experts dans

les domaines clés. - Augmenter la capacité d’évaluation des risques. - Constituer des listes (noires (espèces dangereuses), blanches (espèces inoffensives)) de

plantes susceptibles d’être plantées, tenant compte des risques encourus par l’environnement, l’agriculture et la santé publique.

Priorité moyenne - Faire des recherches pour mettre au point de nouveaux outils diagnostiques visant à

identifier les espèces exotiques envahissantes. - Soutenir les outils existants (collections de spécimens biologiques et bibliothèques

taxinomiques). - Mettre en place un réseau de surveillance coordonné des points d’entrée et des sites

écologiques de base, névralgiques et à haut risque, pour vérifier les introductions autorisées et détecter les introductions non autorisées.

- Mettre en place un réseau de suivi public coordonné pour détecter et signaler les espèces exotiques envahissantes.

- Soutenir la recherche en taxonomie.

De façon plus précise, des actions à mener dans le cadre d’une stratégie régionale sont suggérées dans le tableau ci-dessous : (Tableau 2)

Objectifs principaux

Objectifs secondaires Actions

Élaboration d’une stratégie de communication

Élaboration de messages de sensibilisation adaptés à la thématique et aux publics concernés Formation de personnels ciblés Formation des élus

Diversification des publics pouvant observer

les EEE Sensibilisation grand public

Améliorer la

communication

Mise à disposition d’outils utiles pour la gestion

Diffusion des listes noires (site internet)

Optimisation de l’effort de reconnaissance

Proposer des outils d’identification adaptés Mettre en place des systèmes de suivi du recueil d’information

Optimisation de l’effort de surveillance

Formaliser et animer un réseau de cartographie participative

Pre

ssio

ns

Améliorer la

surveillance du territoire

Optimisation de l’effort de validation

Identifier des relais pertinents et des personnes référentes motivées

Tableau 11 : recommandations d’actions à mener dans le cadre de la limitation des pressions

D. Limitation de l’étendue des EEE Les stratégies de lutte contre les EEE reposent principalement sur le principe de

précaution. Pour ne pas sombrer dans le catastrophisme ou l’optimisme inconséquent, la

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mise en œuvre de ce principe devient vite un véritable exercice de style qui nécessite l’adhésion des personnes concernées, ainsi que le calibrage préalable des actions à mener. Objectif 6.2 (UNEP/CBD/COP/8/2) : « les plans de gestion des EEE majeures qui menacent les écosystèmes, les habitats ou les espèces, devront être en place »

1. Actions possibles de gestion de l’information

a) L’interopérabilité des Bases de Données permet une meilleure circulation de l’information

Un réseau traitant des EEE nécessite des actions rapides pour répondre à la détection précoce. Les limites d’une collaboration effective au sein de ce réseau apparaissent donc très vite s’il n’y a pas d’interopérabilité entre les bases de données, si les données sont difficilement accessibles, si les fonds manquent ou si l’expertise technique n’est pas assez développée. L’informatique apparait alors comme un outil puissant pour faciliter le partage de l’information. D’autres aspects tels que les préférences écologiques ou l’historique d’introduction sont utiles pour la gestion et nécessitent d’être échangés entre zone d’accueil et zone d’origine. Enfin, la mutualisation de données de dispersion ainsi que les retours d’expérience sur la gestion sont des éléments qui encouragent et optimisent la réponse des gestionnaires (Simpson, 2009). Pour ce faire, des éléments tels que des logiciels libres de bases de données, des protocoles standardisés, des modes d’utilisation des outils en ligne clairement expliqués, et des glossaires pour définir précisément les données et les rendre comparables, apparaissent comme des outils indispensables (Simpson, 2009).

b) La cartographie participative permet le développement de modèles prédictifs

Associée à des données spatiales sur la disponibilité d’habitats, la concordance climatique, les points d’entrée et les modes de dispersion de l’espèce, la pression de propagule permet de générer des cartes de risques mettant l’accent sur les hotspots potentiels d’invasion et permettant la mise en œuvre de stratégies de prévention (Hulme, 2009).

Le but du réseau IPANE est de cartographier certaines EEE, mais ce réseau collecte aussi des parts d’herbiers dans les principaux herbiers de la région. Du fait de l’approche multi-facettes du projet, les données sont agrégées afin de construire le système d’information en ligne (disponible en format carte et bases de données) qui permet de donner une image composite du statut de l’espèce et de sa distribution dans l’espace et le temps. A ce jour, les 700 volontaires formés ont rassemblé 11 000 relevés d’espèces en Nouvelle Angleterre. Ces données sont utilisées par la recherche scientifique pour créer des modèles prédictifs, et constituent la trame du suivi environnemental et des efforts de contrôle et de régulation (Simpson, 2009).Un tel réseau n’existe pas actuellement en LR et Paca. Néanmoins, les outils, le public et les orientations de Tela botanica semblent correspondre au besoin.

c) La mise en place de dispositifs d’alerte permet le développement de la détection précoce

De nombreux pays et régions possèdent un système d’information et d’alerte visant à mettre à disposition les ressources connues sur les espèces introduites localement de façon à pouvoir réagir très vite ; C’est le cas par exemple des projets suivants :

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- Hawaiian Ecosystems at Risk project (HEAR) (http://www.hear.org/) - Pacific Island Ecosystems at Risk (PIER) (http://www.hear.org/pier/)

C’est le cas aussi pour la Belgique : Invasive species of Belgium (http://ias.biodiversity.be/species/all), pour le nord de l’Europe : European network on invasive alien species (http://www.nobanis.org/) Pour l’Europe entière, l’EPPO anime un site internet mettant en garde contre des espèces faiblement répandues en Europe et à fort potentiel invasif : Organisation Européenne et Méditerranéenne pour la Protection des Plantes (http://www.eppo.org/).

Ce genre de centre de ressources a fait ses preuves dans les pays où il a été instauré. Il serait souhaitable d’en développer un pour la région méditerranéenne française.

2. Actions possibles de lutte contre les EEE

a) Optimisation des méthodes de lutte

(1) Mise en place d’itinéraires techniques spécifiques aux espèces

Il importe, dans le cadre de la planification des actions de lutte, d'établir des systèmes permettant, une fois de plus, de hiérarchiser les priorités. La longue durée de vie des stocks de semences ou la capacité de multiplication végétative et de résistance aux actions de lutte de certaines plantes doivent amener à envisager un panel plus large d'outils de gestion. Le contrôle mécanique permet de cibler très précisément une espèce donnée mais est toujours très exigeant en main-d’oeuvre. C’est la méthode la plus employée en France. Dans les pays où la main-d’oeuvre est onéreuse, l’utilisation des méthodes physiques est en grande partie limitée aux groupes de volontaires. Les moyens de lutte chimique ne doivent pas être exclus, mais bénéficier d'expérimentations rigoureuses et mutualisées. Le contrôle chimique est généralement tout à fait efficace comme solution à court terme. Ses principaux inconvénients consistent en un coût élevé, des effets annexes sur les espèces non ciblées et la possibilité que les espèces nuisibles développent une résistance accrue au produit utilisé. D'autre part, l'approche proposée par les techniques de lutte biologique, doit être envisagée pour déboucher sur des solutions durables. Comparé aux autres méthodes, le contrôle biologique classique, quand il réussit, est très rentable, permanent, autosuffisant et sans danger écologique grâce à la grande spécificité des agents utilisés. Le contrôle biologique est préconisé par les anglo-saxons pour les réserves naturelles et autres zones protégées parce qu’il ne nuit pas à l’environnement et parce que ce type d’espaces connaît de nombreuses interdictions quant à l’utilisation de pesticides (Wittemberg, 2001). Cette approche nécessite des investissements à long terme en matière de recherche-développement, mais dont le rapport coûts/bénéfices pourra se révéler bien meilleur que la perpétuation des luttes mécaniques ou chimiques (Ehret, 2009).

Une gestion intégrée des espèces nuisibles combinant plusieurs méthodes s’avére souvent la plus efficace et acceptable des solutions (Wittemberg, 2001)

(2) Mutualisation des savoir-faire /retours d’expérience La mutualisation des méthodes de lutte mises en œuvre par l’ONF à la Réunion a

permis de faire le point sur les pratiques efficaces et celles qu’il fallait améliorer (Hivert, 2003).

(3) Identification d’acteurs spécialisés Pour mettre en œuvre les bonnes pratiques identifiées par les retours d’expériences,

il est nécessaire que ces pratiques fassent l’objet de formations auprès des acteurs destinés

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à mettre en œuvre la lutte. Ceux-ci, qu’ils soient privés ou publics seront d’autant plus fiables et efficaces qu’ils auront en mémoire les succès et les échecs des précédentes tentatives.

b) Optimisation des stratégies de lutte A l’échelle du territoire méditerranéen, il est indispensable que soient mis en place

des outils permettant aux acteurs de proposer des actions ayant des objectifs réalistes.

(1) Accès public à la cartographie des EEE Les cartes de présence réelle des EEE (même à des échelles grossières) permettent

d’envisager le problème dans sa globalité. L’étendue de la répartition de l’espèce permet alors de choisir entre les différentes options de stratégie de lutte : éradication, confinement ou sanctuarisation.

Les cartes de présence potentielle des EEE, permettent d’évaluer la dangerosité de l’espèce d’une part, et aident à la hiérarchisation des priorités de prospection d’autre part. Elles permettent en outre d’optimiser les politiques de confinement.

En outre, si les conditions techniques sont déjà difficiles à remplir pour qu’une opération d’éradication soit réussie, un facteur qu’il ne faut pas oublier est l’adhésion du public, qui si elle est négligée peut mettre en péril le succès de l’opération (Mack, 2009).

(2) Mise en œuvre de l’éradication des EEE émergentes « L’éradication d’une espèce sur un territoire donné est le retrait de tous les individus

et propagules de cette espèce invasive de façon à ce que seule une réintroduction puisse autoriser son retour» (Zavaleta, Hobbs et al. 2001).

(a) Conditions nécessaires La détection précoce d’un taxon invasif est un élément décisif dans le sens où il peut

faire basculer la situation d’une nécessaire stratégie défensive (qui nécessitera forcément un investissement financier conséquent) à une capacité à employer une stratégie offensive (éradication) et règler ainsi la situation rapidement et à moindre coût (Rejmanek and Pitcairn 2002). Néanmoins, six facteurs conditionnent la réussite de telles opérations (Myers, Simberloff et al. 2000): - En premier, les ressources doivent être suffisantes pour subvenir aux besoins du programme jusqu’à sa conclusion, (Myers, Simberloff et al. 2000). Même si l’éradication est techniquement possible, il apparaît que des financements à relativement long terme et un engagement institutionnel sont nécessaires pour assurer le succès (Panetta and Timmins 2004). - Un second élément nécessaire au succès de l’éradication consiste en l’existence d’un pouvoir de décision vertical clair permettant à un individu ou un organisme de prendre les décisions adaptées. Les programmes d’éradication à large échelle impliquent des traitements ou des régulations couvrant les espaces privés et faisant intervenir divers types de juridictions (domaines agricoles, municipalités, espaces naturels appartenant à l’état ...). Un programme global n’est faisable que si l’organisme leader a un mandat clair pour porter les procédures requises dans tous les sites affectés (Myers, Simberloff et al. 2000) - Le troisième élément est bien sûr, la biologie même de l’organisme cible qui doit être compatible avec une procédure de contrôle. La capacité de dispersion, la biologie de la reproduction, et les traits d’histoire de vie de l’espèce détermineront la facilité à réduire les populations et le potentiel de réinvasion (Myers, Simberloff et al. 2000). Une condition fondamentale est notamment que la vitesse de retrait des plantes soit supérieure à la vitesse d’expansion quelque soient les densités de population. Si ce n’est pas le cas, le programme d’éradication peut être prolongé ou même subir un échec (Panetta and Timmins 2004). - Quatrièmement, la prévention d’une éventuelle réinvasion doit être envisagée. Une éradication ne sera que temporaire si le flux entrant d’individus continue. Cette

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caractéristique doit être prise en compte dans les projets d’éradication comme une part intégrante des coûts et bénéfices du projet (Myers, Simberloff et al. 2000): - Un cinquième élément est que la plante invasive soit détectable à des relatives faibles densités (Myers, Simberloff et al. 2000): - Le dernier élément est que l’éradication en milieu sensible peut requérir la restauration ou la gestion de la communauté ou de l’écosystème après le retrait d’une espèce-cible “clé de voûte” telle qu’un prédateur ou un herbivore exotique pour les animaux mais aussi des espèces végétales structurantes du sol (Myers, Simberloff et al. 2000)

(b) Limites Des éradications menées par des professionnels (Rejmanek and Pitcairn 2002) ont montré que (Cacho, Wise et al. 2008) (1) toutes les éradications d’invasions ayant des surfaces inférieures à 1 ha sont possibles, (2) 1/3 des invasions de surfaces comprises entre 1 et 100 ha peuvent être éradiquées, (3) 1/4 des invasions de surfaces comprises entre 101 et 1000 ha peuvent être éradiquées, (4) même avec un budget réaliste et adapté, les éradications d’invasions ayant des surfaces supérieures à 1000 ha sont très improbables et donc a priori vouées à l’échec. Ces affirmations sont corroborées par des études plus récentes focalisées sur l’évaluation des éradications perpétrées. Le résultat selon lequel l’efficacité diminue en fonction de la surface à traiter (jusqu’à être nulle quand la surface excède 1000 ha) est confirmé (Panetta and Timmins 2004)

En région méditerranéenne, des "porté-à-connaissance", accompagnés de dossiers comprenant des recommandations de lutte, ont été envoyés aux maires de différentes communes concernées par des espèces invasives émergentes. Deux communes sur 7 ont réussi à trouver des moyens humains et financiers pour mener une opération d’éradication.

(c) Propositions A l’image de ce qui a été retenu de l’expérience de l’île de la Réunion, nous proposons les éléments suivants pour améliorer le système actuel (Baret, 2009 ; Salamolard, 2005)

o Mise en place d’une cellule de veille o Amélioration de la coordination des acteurs o Mise en place d’un système d’alerte o Mise en place de fonds d’intervention d’urgence o Mise en place d’équipes techniques spécialisées o Mutualisation du matériel lourd

(3) Mise en œuvre de confinements et limitation des impacts des EEE majeures

Dans de trop nombreux cas, les plantes invasives suscitent de l'intérêt lorsque de larges populations sont installées et que les effets négatifs sont directement perceptibles. Les coûts de gestion sont alors extrêmement importants pour des résultats qui se limitent trop souvent à une simple atténuation locale et temporaire des effets, sans véritable impact sur la dynamique de diffusion de la plante sur le territoire.

Le confinement a pour but de contenir une espèce à l’intérieur d’une zone géographique donnée. Il peut être intéressant dans certains cas de mettre en place des mesures pour isoler les foyers d’espèces qui ne sont pas répandues sur tout le territoire français, et empêcher ainsi que ces espèces se propagent aux zones non encore infestées. Cette approche semble adaptée à la répartition de l'ambroisie par exemple, et au souhait d'en bloquer l'expansion. Le contrôle a pour but de réduire la densité et l’abondance d’une espèce exotique envahissante afin de maintenir ses effets à un niveau acceptable à long terme. Quand les populations sont trop importantes, des mesures pour empêcher la reproduction permettent de limiter les augmentations de population et aussi de limiter les impacts (fauche avant la floraison pour l’ambroisie par exemple) et les possibilités de dissémination des plantes.

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(a) Limites Le confinement a pour but de contenir une espèce à l’intérieur d’une zone

géographique donnée. Il peut être intéressant dans certains cas de mettre en place des mesures pour isoler les foyers d’espèces qui ne sont pas répandues sur tout le territoire français, et empêcher ainsi que ces espèces se propagent aux zones non encore infestées. Le confinement est une mesure de contrôle bien spécifique. L’objectif en est de restreindre une espèce envahissante à une zone géographique limitée. La population peut être réduite par l’application d’une variété de méthodes le long des frontières d’une zone bien définie, les individus qui se propagent en dehors de cette zone sont éradiqués et les introductions en dehors de la zone sont bloquées (Wittemberg, 2001).

Pour pouvoir appliquer cette méthode, il faut donc être sûr que l’espèce n’est plus introduite en dehors de la zone que l’on souhaite confiner. Cette méthode est difficile à appliquer aux espèces horticoles. Elle est plus adaptée aux espèces interdites à la vente ou dispersées accidentellement telles que :

- les contaminants de produits agricoles - les contaminants de pépinières - les contaminants de la filière fleurs coupées - les contaminants des filières graines - les graines ou propagules présents dans les sols transportés - les graines ou propagules présentes sur les équipements de type machines agricoles,

véhicules de l’armée…

(b) Conditions nécessaires Pour résumer, une combinaison des connaissances sur les vitesses de propagation,

la longévité de la banque de graine, les coûts de contrôle et des techniques d’analyse économique est un outil efficace pour la prise de décision en matière de contrôle des EEE (Cacho, Wise et al. 2008). Les résultats montrent plus précisément que la longévité de la banque de graine est la contrainte principale pour la surface éradicable maximum, et que la vitesse de propagation est la contrainte principale pour la surface maximum de confinement.

(c) Propositions

(i) Gestion par bassins-versants Les pays bien avancés dans la gestion des invasions biologiques (Australie, Afrique

du Sud…) ont adopté une gestion par bassins-versants (Van Wilgen, 2007). Cette démarche présente des avantages tels que : - tenir compte des contraintes biologiques de propagation de l’espèce - intégrer une structure administrative existante, - toucher des acteurs qui œuvrent sur une partie importante du territoire, - toucher des acteurs en contact direct avec les décideurs économiques (communes,

communautés d’agglo…) et représenter ainsi une unité de gestion cohérente. Cette démarche a été initiée dans le Gard (Smage des Gardons) où elle semble prometteuse.

(ii) Surveillance des voies de circulation Les bords de routes et canaux peuvent constituer des réservoirs de biodiversité mais

être aussi à l’origine de la dispersion des EEE. Certains auteurs ont même pu montrer que le niveau d’invasion pouvait être relié au niveau de finition de la route : la couverture de certaines EEE peut être 3 fois plus importante le long de routes goudronnées que le long de pistes seulement accessibles aux 4x4 (Gelbard, 2003).

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3. Recommandations Un certain nombre de mesures à prendre ont été formulées lors de la préparation du

SRB (Mandon-Dalger, 2007b) : Il faut disposer de réseaux intégrés d’intervention rapide ainsi que de plans et

de fonds d’urgence pour les mesures de quarantaine et d’éradication afin d’éradiquer, de confiner ou de contrôler les espèces exotiques e nvahissantes dès leur détection, avant qu’elles ne s’établissent ou ne se répandent.

Le but du contrôle, quand la prévention a échoué, est de réduire la densité et l’abondance des organismes envahissants afin de maintenir un taux acceptable (Wittenberg and Cock 2001). Néanmoins des plans détaillés ne peuvent pas être produits pour chaque espèce effective ou potentielle. Il est donc urgent d’adopter des approches globales et des mesures de gestion génériques telles que celle qui consiste à envisager la gestion des espèces selon leur ancienneté de présence sur le territoire (Mauremootoo and Boudjelas 2003). Il faut établir l’ordre de priorité des envahisseurs ayant des effets sur la santé des écosystèmes aquatiques et des végétaux et animaux terrestres qui feront l’objet d’activités de gestion, de recherche et d’innovation ciblées visant à réduire au minimum leurs coûts à long terme. On peut recourir à l’analyse des risques, à l’analyse coût avantage et à d’autres outils pour déterminer et choisir les mesures de mitigation des impacts les plus pertinentes et les plus rentables. Importance critique - Mettre sur pied des systèmes et des réseaux pour accélérer la prise de décisions, la

communication et la mise en œuvre d'un plan d'intervention d'urgence. - Élaborer des plans d'intervention d'urgence. Haute priorité - Créer un fonds d'urgence et s'assurer qu'il est accessible rapidement pour intervenir

dans les meilleurs délais après la détection d'une invasion. - S’il y a lieu, coopérer à l’échelle internationale pour intervenir rapidement lors d’une

invasion par une espèce exotique. - Mettre sur pied des activités d’éducation et de sensibilisation visant à assurer l’appui de

la population aux mesures d’intervention rapide. - Évaluer les risques afin de déterminer les options qui s’offrent pour gérer les espèces

exotiques envahissantes préoccupantes et d’en établir l’ordre de priorité. - Mettre sur pied des initiatives d'éducation et de sensibilisation pour susciter le soutien

aux plans d'éradication, de confinement et de contrôle. - Faire des recherches sur les méthodes et les techniques d’éradication, de confinement et

de contrôle des espèces exotiques envahissantes d’intérêt prioritaire. Priorité moyenne - Dresser et mettre en oeuvre des plans de gestion pour intervenir lors d’invasions

d’espèces exotiques prioritaires dans le cadre d’une approche de partenariat et d’intendance.

- Mettre sur pied et tenir à jour une base de données sur le contrôle et la gestion des espèces exotiques envahissantes, qui soit facile d’accès pour les gestionnaires fonciers.

De façon plus précise, des actions à mener dans le cadre d’une stratégie régionale sont

suggérées dans le tableau ci-dessous :

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Objectifs principaux

Objectifs secondaires

Actions

Interopérabilité des bases de données & circulation de l’information

Utilisation de la cartographie

participative pour l’amélioration de

la lutte

Mettre en place un dispositif d’alerte & Former les gestionnaires urbains à ce dispositif

Améliorer la gestion de

l’information

Coordination entre les différents acteurs

Organiser une prise de décisions concertée (financement /mise en œuvre)

Mise en œuvre d’opérations d’éradication d’espèces émergentes

Optimisation des stratégies de

lutte Financement coordonné de dispositifs permettant de limiter la diffusion des EEE Formation d’équipes spécialisées de type chantiers d’insertion avec spécialisation par espèce (labellisation ?) Identification de personnes référentes ou ressources et publication des retours d’expérience

Rép

artit

ions

Améliorer la

lutte (méthodes & stratégies)

Optimisation des méthodes de

lutte

Edition d’un guide de bonnes pratiques à destination des gestionnaires (nature ordinaire) et des acteurs de la lutte en général

Tableau 12 : recommandations d’actions à mener dans le cadre de la limitation des répartitions d’espèces

E. Limitation des impacts Objectif 6.2 (UNEP/CBD/COP/8/2) : « les plans de gestion des EEE majeures qui menacent les écosystèmes, les habitats ou les espèces, devront être en place »

La limitation des impacts sur la biodiversité et la restauration des habitats naturels est le but ultime, même s’il est rarement atteint. Beaucoup de travaux manquent encore pour comprendre le réel effet des EEE sur les communautés végétales et animales, et la diversité des habitats impactés, nécessitant une approche au cas par cas, vient complexifier le problème.

1. Optimisation de la gestion des zones à enjeux La Commission européenne a reconnu que malgré ses efforts, elle n’a pas pu tenir

son objectif de diviser par deux ou stopper le déclin de biodiversité avant 2010. Elle a proposé plusieurs axes d'actions et orientations communautaires pour l’après 2010, dans lesquels il est mentionné le bien-fondé de protéger la biodiversité dans les aires protégées mais aussi la biodiversité « ordinaire » hors des zones protégées (intégration de la biodiversité dans les politiques communautaires, élaboration d’un programme pour lutter contre les « espèces envahissantes », préservation de la structure et des fonctions des sols…), et mieux financer la protection et la gestion restauratrice de la biodiversité

a) Améliorer les objectifs de gestion pour éviter les invasions en cascade

Quatre stratégies principales sont utilisées en conservation actuellement (Kueffer, 2009) :

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o maintenir la biodiversité urbaine o conserver la nature dans les espaces délaissés o restaurer les habitats dégradés o protéger les aires naturelles

Elles répondent aux besoins de maintien de 2 niveaux de protection : des « cœurs de conservation » et des « matrices de conservation ». Si ces stratégies sont souvent établies en fonction du patrimoine naturel présent ou potentiellement présent sur le site, souvent elles intègrent mal le problème des EEE du fait d’une méconnaissance des « pouvoirs de nuisance » de celles –ci. En outre, les décisions de gestion « brutale » qui n’ont pour objectif que celui de retirer la plante envahissante, sans se soucier du fonctionnement de l’écosystème touché, et des conditions requises pour que l’habitat naturel soit restauré, ont souvent pour résultat l’aggravement de la situation.

(1) Maintenir la biodiversité des zones urbaines et anthropiques Le maintien de la biodiversité urbaine est une priorité récente qui répond au besoin

de surveiller et conserver, s’il y a lieu, la flore ordinaire. La gestion dans ces parties du territoire est à optique de production et est très artificialisée (Kueffer, 2009). Elle peut permettre le maintien d’espèces très communes mais néanmoins spécifiques de la région telles que les rudérales natives.

Ces zones, fortement exposées aux introductions d’EEE, doivent être envisagées sous l’angle de la gestion des EEE, comme de possibles réservoirs ainsi que des voies d’introduction privilégiées qu’il est nécessaire de surveiller (Kueffer, 2009). Ce type de milieu n’étant pas à caractère patrimonial, il y est plus facile d’utiliser des moyens de lutte de type chimique.

(2) Conserver la dynamique écologique dans les espaces délaissés

Le maintien de certaines portions de nature ordinaire « à l’abandon » est aussi une priorité récente qui répond cette fois au besoin de conserver des dynamiques écologiques, et donc de soutenir la bonne santé des écosystèmes.

Ce type de conservation ayant pour philosophie de privilégier le côté « laisser-faire» et la facilitation des successions secondaires, dans le contexte de gestion des EEE il peut être envisagé de suivre l’évolution de ces écosystèmes composites qualifiés d’émergents et noter les éventuels effets positifs des EEE (Kueffer, 2009). Une démarche plus interventionniste peut être envisagée aussi dans le cas d’une augmentation du risque d’incendie.

(3) Restaurer les habitats dégradés (zones conservées artificiellement)

Dans certains écosystèmes très envahis, en particulier s'ils présentent une valeur patrimoniale, il est important de bien documenter les effets des plantes envahissantes sur les habitats et les communautés animales et végétales, et de déterminer, par des expérimentations à petite échelle, les mesures de lutte les moins déstabilisantes.

Lorsqu’un écosystème indigène est très envahi, il est préférable de ne pas éliminer brutalement, mais graduellement l’espèce envahissante, de manière à minimiser les impacts sur l’écosystème. Les résultats obtenus dans les expériences de retrait d’une espèce invasive en forêt tropicale humide ont permis d’identifier des bio-indicateurs pertinents : abondance et richesse spécifique des plantules d’espèces ligneuses, des herbacées et des mollusques indigènes arboricoles, ainsi que la mortalité des plantules d’espèces ligneuses indigènes. Couper les tiges régulièrement pour réduire la vigueur de la plante (croissance et reproduction) apparaît une solution économique du point de vue écologique et financier. Injecter un phytocide dans les rhizomes ou un bio-herbicide sont des solutions à l’essai déjà utilisées en Nouvelle –Zélande et à Hawaii (Lavergne, 2006).

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Dans ces écosystèmes à valeur patrimoniale, la conservation passe parfois par le génie écologique pour faire revenir l’habitat ciblé à un état plus acceptable. Dans un contexte de gestion des EEE, il peut être envisageable d’utiliser et manipuler les EEE présentes en tant « qu’outils » pour aboutir à différentes fins : (i) elles peuvent être éliminées de façon progressive afin de ne pas provoquer des cascades d’invasions en série, ou des successions végétales inadaptées telles que le retour à une strate herbacée en milieu forestier par exemple (Hivert, 2003) (ii) elles peuvent être utilisées délibérément et confinées comme substituts fonctionnels d’espèces absentes ou éteintes, (iii) enfin ces auteurs envisagent l’utilisation de certaines de ces espèces pour conduire l’écosystème vers des stades successoraux compatibles avec le réchauffement climatique (Kueffer, 2009).

(4) Protéger les aires naturelles (zones référentielles) La sanctuarisation de la nature patrimoniale ne peut se faire que sur des

écosystèmes intactes ou quasiment. Il s’agit alors de conserver les espaces naturels et de protéger les espèces rares.

Dans le cadre de la gestion des EEE, la politique de conservation à adopter est alors la détection précoce et l’éradication pour limiter au maximum les interférences avec la flore protégée (Kueffer, 2009). Il y a alors conflit entre la politique de gestion et la politique d’acquisition de connaissances qui voudrait que l’on documente les impacts. Le pendant de cette politique de détection précoce est de définir une zone tampon autour des cœurs de conservation afin de limiter au maximum l’entrée possible des EEE sur la zone cible. En appliquant ainsi une stratégie de confinement « à l’envers » (ne limitant la dispersion des EEE que par rapport au territoire que l’on souhaite protéger) on contribue à la sanctuarisation du site.

b) Résoudre le problème des corridors écologiques Les corridors sont maintenant beaucoup utilisés dans les politiques de conservation.

Ils s’échelonnent sur des longueurs allant de dizaines de mètres à des centaines de kilomètres. Des projets de création de corridors aux échelles nationales et internationale sont en cours, dont la récente mise en œuvre des trames vertes et bleues est un exemple pour la France. La tendance à la conservation à l’échelle des paysages remplace donc progressivement la protection de zones isolées et constitue de plus en plus un objectif-clé affiché des politiques de conservation (Bennett, 1998, 2003). Néanmoins, quelques études ont conclu que peu de preuves venaient confirmer que les corridors augmentaient la connectivité fonctionnelle. En outre, certaines vont même jusqu’à suggérer que les corridors pourraient présenter des risques qui dépasseraient les avantages escomptés (Donald, 2006) Les corridors ont pour but de faciliter la circulation des espèces. Dans le cadre de la gestion des EEE, il apparait que les objectifs peuvent être contradictoires car c’est précisément ce que l’on souhaite éviter dans la gestion de la dynamique des EEE. Une alternative à l’établissement de corridors est de gérer la matrice entourant l’habitat ciblé afin d’adoucir le paysage en restaurant des parcelles agricoles peu productives par exemple. Une telle stratégie peut réduire le risque d’invasion biologique car ces matrices peuvent ainsi servir de filtre du fait de leur plus forte biodiversité (Donald, 2006 ; Hulme, 2006).

La connaissance des vitesses de propagation des EEE dans différents habitats peut aider à cibler et créer ces stratégies paysages (Hulme, 2006). En outre, il apparait indispensable de faire de la prévention dans ces zones fortement exposées. Enfin, la typologie de Kueffer pourrait être augmentée de catégories intermédiaires définies en cohérence avec la situation française (Tableau 14).

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Tableau 13 : Prise en compte d’un niveau de conservation intermédiaire orientations

EEE Non-intervention de

l’homme Niveau de gestion

intermédiaire Intervention de l’homme

Cœur de conservation

(zones référentielles )

Compétition pour les ressources ? Occupation

de niches vides ? Hybridation possible des EEE avec des espèces rares ou endémiques - Introduction d’agents

pathogènes - Destruction de mutualismes

Détection précoce &

éradication Intégration des EEE dans des programmes de suivi

de la santé des écosystèmes, ou de suivi

des espèces rares

(Zones protégées avec forte pression

touristique ?)

Possibilité d’échappement et propagation des

espèces exotiques à partir abords des structures d’accueil et des sentiers de

randonnée

Gestion des abords des structures

d’accueil du public

(zones conservées

artificiellement )

Possibilité d’échappement des espèces exotiques

« outils » Possibilité de conduite de

l’écosystème vers des stades successoraux compatibles avec le

réchauffement climatique

Manipulation d’espèces natives et exotiques

Confinement des espèces exotiques délibérément

introduites (comme substituts fonctionnels

d’espèces éteintes p. ex.)

Niveau de

conservation intermédiaire

(Habitats à valeur patrimoniale non

reconnue ?)

Intégration des EEE dans des programmes de suivi des espèces vulnérables

(Trames vertes et bleues ?)

Forte dispersion et

propagation possibles d’EEE

Contrôle de la

dispersion des EEE Gestion de la dispersion des

propagules par les cours d’eau et les réseaux routiers

(Zones Natura 2000 ?)

Intégration des EEE dans des programmes de suivi des espèces vulnérables

Matrice de conservation

(zones délaissées )

Augmentation du risque

d’incendie Possibilité d’effets positifs des EEE

EEE partie intégrante

d’une stratégie de laisser-faire et de

facilitation de succession secondaire

(zones anthropiques )

Voies d’introduction / réservoir possibles d’EEE

Contrôle des espèces nuisibles / surveillance de la pression de propagule

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c) Assurer un suivi à long terme pour mieux connaitre les impacts sur les habitats et les espèces rares et protégées

(1) Evaluation des impacts des EEE Dans le cadre de l’évaluation du risque, il est nécessaire d’appliquer des protocoles

homogènes de suivi sur le long terme des habitats envahis. Concernant la gestion du risque il est important de mieux décrire les états finaux de type « néophytaies » pour pouvoir mesurer l’état d’avancement des nouvelles invasions par rapport à ces stades finaux référents.

(2) Evaluation de l’impact des opérations de gestion Le suivi des chantiers et de la biodiversité après enlèvement de certaines espèces de

sous-bois dans une forêt tropicale humide. Les travaux d’arrachage ou de coupe des tiges de l’herbacée exotique envahissante Hedychium gardnerianum (Zingibéracée) dans le sous-bois d’une forêt tropicale humide à moyenne altitude, indigène, ont permis de suivre pendant 16 mois les impacts suivants : - modifications du nombre de plantules d’espèces ligneuses et herbacées - modifications du nombre de mollusques arboricoles et présents dans la litière - modifications de la germination, croissance, décomposition de la litière et des

facteurs bioclimatiques. Les résultats montrent clairement que le retrait de la plante envahissante provoque des modifications de la biodiversité et un rapide retour à la situation initiale (7 mois). Le retrait de H. gardnerianum implique la mortalité de beaucoup de plantules, une baisse d’abondance de 2 herbacées indigènes, l’apparition de 4 nouvelles plantes invasives de même que la baisse d’abondance et de richesse spécifique des mollusques indigènes. En contraste, le maintien de la plante invasive (non-intervention) provoque peu de perturbations. Dans les stations envahies, la richesse spécifique et l’abondance des espèces natives sont supérieures (Lavergne, 2006).

2. Amélioration des coûts de gestion Tout comme une meilleure évaluation des objectifs de gestion est souvent

nécessaire, ceux-ci se doivent d’intégrer aussi la faisabilité de gestion de ces plantes.

a) Evaluer le coût d’une absence de gestion Miconia calvescens est un arbre d’origine néotropicale, dont les graines sont

dispersées par les oiseaux. Cette plante a été introduite à Tahiti, M. calvescens a été introduite en 1937 et s’est étendue pour couvrir les deux-tiers de l’île dans les années 1980, jusqu’à des altitudes atteignant 1 200m (Meyer, 1996). Cet arbre a des feuilles de très grande taille (1 m de longueur) ; les rayonnements lumineux qui atteignent le sol de la forêt sous sa canopée sont très faibles, et les autres espèces meurent progressivement. À Tahiti, on estime qu’entre 40 et 50 espèces parmi les 107 espèces végétales endémiques de l’île sont au bord de l’extinction, essentiellement du fait de l’invasion de Miconia (Meyer, 1996). Miconia calvescens a été classé le 22 août 1992 comme un végétal nuisible à Hawaii. Les efforts de lutte contre le miconia à Hawaii coûtent à l’heure actuelle 2 à 3 millions de dollars par an, et le succès n’est que modeste (Jourdan, 1996).

b) Mutualiser les coûts des actions de lutte

(1) Création d’une cellule de veille

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Pour améliorer l’efficacité des méthodes de gestion et notamment rendre plus opérationnelle la détection précoce, il est nécessaire de mettre en place

- des fonds d'intervention d'urgence accessibles pour intervenir dans les meilleurs délais après la détection d'une invasion.

- des outils de calculs coûts/bénéfices - une structure informelle de type cellule de veille régionale permettant de

centraliser les informations et les rendre accessibles aux décideurs et financiers

(2) Mutualiser les équipements et les personnels Pour rendre opérationnelle cette cellule de veille et minimiser les coûts, il est

conseillé de - former des équipes spécialisées dans la lutte espèce par espèce - Identifier des opérateurs intervenant à l’échelle départementale

3. Recommandations - Établir des indicateurs pour suivre l'impact des espèces exotiques envahissantes. - Dresser et mettre en œuvre des plans de restauration des écosystèmes vulnérables afin

d’améliorer les conditions pour le biote indigène. (Tableau 4)

Objectifs principaux

Objectifs secondaires

Actions

Maintenir la biodiversité des zones urbaines et anthropiques Conserver la dynamique écologique dans les espaces naturels Restaurer les habitats dégradés

Amélioration des

objectifs de gestion

Protéger les aires naturelles (zones référentielles) Gérer les limites en tenant compte des EEE Problème des

corridors écologiques

Edition d’un guide de bonnes pratiques à destination des gestionnaires de continuum écologiques (Trames vertes et bleues)

Améliorer la gestion des zones à enjeux

Connaissance des impacts des

EEE sur les habitats et les

espèces rares et protégées

Application de protocoles homogènes de suivi sur le long terme dans le cadre d'actions de lutte.

Création d’une cellule de veille Mise en place de fonds d'intervention d'urgence accessibles pour intervenir dans les meilleurs délais après la détection d'une invasion.

Mutualisation des

coûts

Mise à disposition d’outils de calculs coûts/bénéfices Formation d’équipes spécialisées dans la lutte

Impa

cts

Améliorer les coûts

de gestion

Mutualisation des équipements et des personnels

Identification des opérateurs intervenant à l’échelle départementale

Tableau 14 : recommandations d’actions à mener dans le cadre de la limitation des impacts

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F. Bilan & Conclusions Deux paradigmes théoriques ou même philosophiques s’imposent dans le domaine

de la conservation et de la gestion des écosystèmes : l’un est basé sur une approche «toxicologique » de l’évaluation des risques environnementaux, et l’autre repose sur une approche « globale » évaluant la « santé » des écosystèmes. Du fait de sa focalisation sur les bio-indicateurs et les tests toxicologiques, l’utilisation du paradigme de toxicité conduit à une plus grande protection des espèces, des populations, et des structures écologiques. Alors que conformément au principe de santé globale des écosystèmes, l’utilisation du paradigme « sanitaire » conduit à une plus grande protection des processus et des fonctions écologiques. Les conséquences sont attrayantes pour l’un comme pour l’autre, mais les buts sont différents : protection des individus vs protection du bien commun (Shrader-Frechette, 1998). Les actions proposées en région méditerranéenne visent à répondre à cette double approche. Elles ont été identifiées au nombre de 8 pour la gestion du risque :

- limitation des introductions d’espèces (contrôle aux frontières) - limitation de la propagation commerciale des espèces (élevage culture diffusion) - amélioration de la communication / sensibilisation / formation - amélioration de la surveillance du territoire - amélioration de la gestion de l’information (bases de données / réseaux) - amélioration des luttes (méthodes et stratégies) - amélioration de la gestion des zones à enjeux - amélioration des coûts de gestion Ces points sont cohérents avec d’autres stratégies telles que la stratégie européenne

et la stratégie réunionnaise. (Salamolard, 2005). Les orientations sont développées dans le document

Il en résulte, que pour formaliser la gestion des EEE, il est nécessaire d’avoir des acteurs identifiés à la fois dans la reconnaissance des espèces mais aussi dans la mise en œuvre des moyens de lutte, mais aussi des outils performants pour cibler les actions. Et enfin, il est primordial qu’il y ait une gouvernance concertée pour coordonner les actions et débloquer des fonds d’urgence, au niveau régional ainsi qu’au niveau national (Figure 13)

La nature et le degré d’impact restent des facteurs importants dans l’évaluation des enjeux de biodiversité et l’établissement de politiques régionales. Et pourtant ce sont les plus mal connus…

Figure 13 : Prise en compte de l’échelle dans les systèmes de régulation (extrait de Hulme 2007)

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Objectifs principaux

Objectifs secondaires Actions

Suivi des expériences d’acclimatation in situ Instauration et mise en place progressive de l’analyse de risque dans les processus

d’acclimatation

Réalisation d’un guide d’analyse de risques pour l’importateur

Etablissement de listes blanches et listes vertes avec la filière horticole Mise en place de filières de production ou de distribution d’espèces de substitution Production d’espèces indigènes (de souche locale ?)

Limiter

l’introduction de ces espèces en travaillant avec

les filières d’importation et

de contrôle

Mise en place de filières de production ou de distribution de

plants conformes aux contraintes de lutte contre les

EEE Diffusion de l’information sur les espèces de substitution et essais d’écolabels

Amendement de la législation (avec analyse de risque d’espèces trouvées localement) Contrôle des ventes d’espèces interdites à la vente

Introduction de recommandations dans les

« dires » de l’état Intégration de listes d’EEE par les services de l’état dans les porté-à-connaissance pour les SCOT Rédaction de chartes de non-plantation et non commercialisation d’espèces de la liste noire Adhésion des collectivités territoriales à des chartes (Coordination des politiques publiques) Adhésion des structures privées à des chartes (Application de codes de bonne conduite)

Cau

ses

Limiter

l’utilisation et la propagation

(commerciale) de ces espèces

Mise en place de codes de bonne conduite et documents

d’ « intentions »

Inscription de listes d’EEE dans les Agendas 21 Élaboration d’une stratégie de

communication Élaboration de messages de sensibilisation adaptés à la thématique et aux publics concernés Formation de personnels ciblés Formation des élus

Diversification des publics pouvant observer les

EEE Sensibilisation grand public

Améliorer la

communication

Mise à disposition d’outils utiles pour la gestion

Diffusion des listes noires (site internet)

Optimisation de l’effort de reconnaissance

Proposer des outils d’identification adaptés Mettre en place des systèmes de suivi du recueil d’information Optimisation de l’effort de

surveillance Animer un réseau de cartographie participative

Pre

ssio

ns

Améliorer la

surveillance du territoire

Optimisation de l’effort de validation

Identifier des relais pertinents et des personnes référentes motivées

88 / 95

Objectifs principaux

Objectifs secondaires Actions

Interopérabilité des bases de données & circulation de l’information Utilisation de la cartographie participative pour l’amélioration

de la lutte Mettre en place un dispositif d’alerte & Former les gestionnaires urbains à ce dispositif

Améliorer la gestion de

l’information Coordination entre les différents acteurs

Organiser une prise de décisions concertée (financement /mise en œuvre)

Mise en œuvre d’opérations d’éradication d’espèces émergentes Optimisation des stratégies de lutte Financement coordonné de dispositifs permettant de limiter la diffusion des EEE

Formation d’équipes spécialisées de type chantiers d’insertion avec spécialisation par espèce (labellisation ?) Identification de personnes référentes ou ressources et publication des retours d’expérience

Rép

artit

ions

Améliorer la

lutte (méthodes & stratégies)

Optimisation des méthodes de

lutte

Edition d’un guide de bonnes pratiques à destination des gestionnaires (nature ordinaire) et des acteurs de la lutte en général Maintenir la biodiversité des zones urbaines et anthropiques Conserver la dynamique écologique dans les espaces naturels Restaurer les habitats dégradés

Amélioration des objectifs de

gestion Protéger les aires naturelles (zones référentielles)

Gérer les limites en tenant compte des EEE Problème des corridors écologiques Edition d’un guide de bonnes pratiques à destination des gestionnaires de continuum

écologiques (Trames vertes et bleues)

Améliorer la gestion des

zones à enjeux

Connaissance des impacts des EEE sur les habitats et les espèces rares et protégées

Application de protocoles homogènes de suivi sur le long terme dans le cadre d'actions de lutte.

Création d’une cellule de veille Mise en place de fonds d'intervention d'urgence accessibles pour intervenir dans les meilleurs délais après la détection d'une invasion.

Mutualisation des coûts

Mise à disposition d’outils de calculs coûts/bénéfices Formation d’équipes spécialisées dans la lutte

Impa

cts

Améliorer les

coûts de gestion

Mutualisation des équipements et des personnels Identification des opérateurs intervenant à l’échelle départementale

Tableau 15 : tableau récapitulatif des axes de gestion du risque

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92

TABLE DES MATIÈRES DÉTAILLÉE

INTRODUCTION ........................................................................................................................... 5

A. Contexte national et international .......................................................................................... 5

B. Définitions & principes ............................................................................................................ 7 1. Définitions ...........................................................................................................................................7 2. Principes............................................................................................................................................... 7

a) Les différentes phases d’une invasion biologique........................................................................... 7 b) Niveaux d’organisation et échelles de représentation ..................................................................... 8 c) Le système « Causes-Pressions-Etats-Impacts-Réponses » .......................................................... 10 d) Le principe d’analyse du risque..................................................................................................... 10

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

a) Identification des motivations et secteurs socio-économiques concernés ..................................... 16 b) Identification des voies d’entrée et de circulation......................................................................... 16 c) Indicateurs pertinents et hiérarchisation des causes ...................................................................... 17

(1) Bibliothèques de données sur les utilisations et valeurs économiques des plantes domestiquées 17 (2) Bibliothèques de données sur les voies d’entrée ...................................................................... 17

2. Outils d’évaluation des pressions....................................................................................................... 18 a) Définition du statut des EEE ......................................................................................................... 18

(1) Statut d’origine ......................................................................................................................... 18 (2) Statut de résidence.................................................................................................................... 19 (3) Statut invasif : degré de naturalisation...................................................................................... 19

b) Construction de listes d’EEE......................................................................................................... 19 (1) Les listes à dire d’expert........................................................................................................... 19 (2) Les listes prédictives................................................................................................................. 19

c) Les différents systèmes d’analyse du risque ................................................................................. 21 (1) Les systèmes qui prédisent la capacité, d’espèces non-introduites, à se naturaliser et se propager dans une zone définie.......................................................................................................... 21 (2) Les systèmes qui hiérarchisent les priorités d’action contre des espèces déjà introduites dans une zone définie ................................................................................................................................. 21 (3) Les systèmes qui hiérarchisent les zones à surveiller et /ou à traiter ........................................ 22

d) Indicateurs pertinents et hiérarchisation des niveaux de pression potentielle ............................... 22 (1) Bibliothèques de données sur les historiques d’introduction.................................................... 22 (2) Listes d’EEE............................................................................................................................. 22 (3) Bibliothèques de données sur la biologie des espèces présentes .............................................. 23 (4) L’indicateur EEE de la CBD .................................................................................................... 24

3. Outils d’évaluation de la répartition régionale des EEE .................................................................... 25 a) Estimation de l’aire de répartition des EEE (Cartographie locale)................................................ 25

(1) Choix de l’échelle & échantillonnage....................................................................................... 25 (2) Cartes de présence D’EEE........................................................................................................ 25

b) Estimation de l’aire potentielle de répartition des EEE (Cartographie prédictive)........................ 26 (1) Choix de l’échelle et échantillonnage....................................................................................... 26

93

(2) Cartes de présence potentielle / modèles spatialement explicites............................................. 29 c) Indicateurs pertinents et hiérarchisation des niveaux de présence des EEE.................................. 31

(1) Cartes de répartition des EEE................................................................................................... 31 (2) Cartes des répartitions potentielles des EEE ............................................................................ 32 (3) Outils de gestion....................................................................................................................... 33

4. Outils d’évaluation des impacts ......................................................................................................... 34 a) Connaissance & mesure des impacts............................................................................................. 35

(1) Evaluation des impacts des EEE sur la biodiversité générale................................................... 35 (2) Evaluation des impacts des EEE sur les sites / espèces à fortes valeurs patrimoniales ............ 37

b) Détermination de seuils pertinents ................................................................................................ 38 c) Typologie fonctionnelle des sites en fonction des objectifs de gestion......................................... 38 d) Indicateurs pertinents et hiérarchisation des niveaux d’impacts potentiels ................................... 39

(1) Suivis temporels des habitats envahis ...................................................................................... 39 (2) Outils de gestion....................................................................................................................... 40 (3) L’indicateur EEE de la CBD .................................................................................................... 40

C. Bilan & Conclusions............................................................................................................... 41 1. L’avancée que représente l’adoption de système(s) d’analyse du risque........................................... 41

a) Pour établir des listes d’espèces .................................................................................................... 41 (1) Etablir des listes prédictives ..................................................................................................... 41 (2) Hiérarchiser les espèces envahissantes entre elles.................................................................... 42 (3) Proposer des espèces de substitution pour le secteur horticole................................................. 42

b) Pour établir des priorités de zones de gestion ............................................................................... 42 c) Pour travailler en réseau................................................................................................................ 42

(1) Utiliser une méthodologie standardisée et transparente........................................................... 42 (2) Utiliser une méthode reproductible .......................................................................................... 42

2. Bilan local de l’existant...................................................................................................................... 43 a) Outils d’évaluation des causes ...................................................................................................... 43 b) Outils d’évaluation des pressions .................................................................................................. 43

(1) Les listes à dire d’expert........................................................................................................... 43 (2) Les listes prédictives................................................................................................................. 44

c) Outils d’évaluation de la répartition régionale des EEE................................................................ 46 (1) Cartes de répartition des EEE................................................................................................... 46 (2) Cartes des répartitions potentielles des EEE ............................................................................ 48 (3) Outils d’aide à la décision ........................................................................................................ 49

d) Outils d’évaluation des impacts .................................................................................................... 51 e) Bilan des acquis............................................................................................................................. 52

(1) Des systèmes qui restent à valider............................................................................................ 52 (2) La nécessité de coordonner les actions..................................................................................... 52

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

a) Contrôle aux frontières et mesures de quarantaine........................................................................ 63 b) Coordination des politiques publiques .......................................................................................... 64

(1) Instauration et mise en place progressive de l’analyse de risques dans les processus d’acclimatation................................................................................................................................... 64 (2) Mise en place de filières de production ou de distribution de plants conformes aux contraintes de lutte contre les EEE....................................................................................................................... 64

2. Actions possibles sur les voies de propagation d’EEE....................................................................... 64 a) Introduction de recommandations dans les « dires » de l’état....................................................... 65 b) Mise en place de codes de bonne conduite et «documents d’intentions»...................................... 65

(1) Retrait d’espèces du catalogue de vente ................................................................................... 65 (2) Utilisation d’espèces jugées « à risques faibles » ..................................................................... 65 (3) Codes de bonne conduite.......................................................................................................... 66

3. Recommandations.............................................................................................................................. 66

94

C. Limitation des pressions ........................................................................................................ 67 1. Actions possibles de sensibilisation, d’information et de communication......................................... 67

a) Formation et sensibilisation des élus............................................................................................. 68 b) Etude des représentations mentales............................................................................................... 68 c) Communication efficace sur le sujet : Stratégie de marketing social ............................................ 68 d) Prise en compte de la diversité des acteurs impliqués................................................................... 68

2. Actions possibles de surveillance....................................................................................................... 69 a) Optimisation de l’effort de reconnaissance des EEE..................................................................... 69

(1) Des listes accessibles à tous & largement diffusées................................................................. 69 (2) Des outils d’identification des espèces pour répondre aux besoins des non-botanistes............ 69 (3) Des espaces d’échanges............................................................................................................ 69

b) Optimisation de l’effort de surveillance des EEE ......................................................................... 70 (1) Une surveillance répondant aux priorités de gestion................................................................ 70 (2) Une surveillance impliquant l’ensemble des acteurs ................................................................ 70

3. Recommandations.............................................................................................................................. 72

D. Limitation de l’étendue des EEE .......................................................................................... 73 1. Actions possibles de gestion de l’information ................................................................................... 74

a) L’interopérabilité des Bases de Données permet une meilleure circulation de l’information....... 74 b) La cartographie participative permet le développement de modèles prédictifs............................. 74 c) La mise en place de dispositifs d’alerte permet le développement de la détection précoce .......... 74

2. Actions possibles de lutte contre les EEE .......................................................................................... 75 a) Optimisation des méthodes de lutte............................................................................................... 75

(1) Mise en place d’itinéraires techniques spécifiques aux espèces............................................... 75 (2) Mutualisation des savoir-faire /retours d’expérience................................................................ 75 (3) Identification d’acteurs spécialisés ........................................................................................... 75

b) Optimisation des stratégies de lutte............................................................................................... 76 (1) Accès public à la cartographie des EEE ................................................................................... 76 (2) Mise en œuvre de l’éradication des EEE émergentes............................................................... 76 (3) Mise en œuvre de confinements et limitation des impacts des EEE majeures ......................... 77

3. Recommandations.............................................................................................................................. 79

E. Limitation des impacts........................................................................................................... 80 1. Optimisation de la gestion des zones à enjeux................................................................................... 80

a) Améliorer les objectifs de gestion pour éviter les invasions en cascade ....................................... 80 (1) Maintenir la biodiversité des zones urbaines et anthropiques .................................................. 81 (2) Conserver la dynamique écologique dans les espaces délaissés............................................... 81 (3) Restaurer les habitats dégradés (zones conservées artificiellement)......................................... 81 (4) Protéger les aires naturelles (zones référentielles).................................................................... 82

b) Résoudre le problème des corridors écologiques .......................................................................... 82 c) Assurer un suivi à long terme pour mieux connaitre les impacts sur les habitats et les espèces rares et protégées .............................................................................................................................................84

(1) Evaluation des impacts des EEE .............................................................................................. 84 (2) Evaluation de l’impact des opérations de gestion..................................................................... 84

2. Amélioration des coûts de gestion ..................................................................................................... 84 a) Evaluer le coût d’une absence de gestion...................................................................................... 84 b) Mutualiser les coûts des actions de lutte ....................................................................................... 84

(1) Création d’une cellule de veille ................................................................................................ 84 (2) Mutualiser les équipements et les personnels ........................................................................... 85

3. Recommandations.............................................................................................................................. 85

F. Bilan & Conclusions............................................................................................................... 86

G. Bibliographie........................................................................................................................... 89

95

TABLE DES ILLUSTRATIONS

Tableau 1 : Relation phases d’invasion et choix de gestion pertinents..................................... 8 Tableau 2 : Relation échelles spatiales et niveaux d’organisation........................................... 9 Tableau 3 : Relation échelle de temps et statut de résidence..................................................... 9 Tableau 4 : Exemples d’indicateurs à mettre en relation selon les échelles........................... 32 Tableau 5 : Représentation schématique du système de hiérarchisation des plantes exotiques proposé pour la région méditerranéenne française................................................................. 33 Tableau 6 : stratégies utilisées en conservation...................................................................... 39 Tableau 7 : Type de protection requise en fonction de la valeur patrimoniale et du degré de perturbation du milieu.............................................................................................................. 39 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....................................................................................................................... 45 Tableau 9 : tableau récapitulatif des axes d’évaluation du risque.......................................... 53 Tableau 10 : recommandations d’actions à mener dans le cadre de la limitation des causes67 Tableau 11 : recommandations d’actions à mener dans le cadre de la limitation des pressions.................................................................................................................................................. 73 Tableau 12 : recommandations d’actions à mener dans le cadre de la limitation des répartitions d’espèces.............................................................................................................. 80 Tableau 13 : Prise en compte d’un niveau de conservation intermédiaire............................. 83 Tableau 14 : recommandations d’actions à mener dans le cadre de la limitation des impacts.................................................................................................................................................. 85 Tableau 15 : tableau récapitulatif des axes de gestion du risque............................................ 88

Figures 1et 2 : Carte de répartition potentielle d’H. ranunculoides en Europe en fonction du climat dans son aire native (Fried, 2009)................................................................................ 27 Figure 3 : Représentation schématique du système de hiérarchisation des plantes exotiques en Belgique. D’après Branquart ( 2007). ). Figure 4 : indicateurs pertinents au niveau national pour la CBD......................................... 41 Figure 5 : Carte de présence de Reynoutria japonica et Reynoutria x bohemica dans la région Languedoc-Roussillon.............................................................................................................. 46 Figure 6 : Cartographie d’Ambrosia coronopifolia pour la région LR…………………………47 Figure 7 : Cartographie de type démographique – Exemple de la renouée du Japon en Languedoc Roussillon…………………………………………………………………………………48 Figure 8 : Cartographie du degré de présence – Exemple de la renouée du Japon en Languedoc Roussillon…………………………………………………………………………………49 Figure 9 : Cartes des zones risquant d’être envahies par le Mimosa dans les ZNIEFF de l’Hérault (a); dans des zones Natura 2000 de l’Hérault (b); et dans le Parc Naturel Régional du Haut-Languedoc (c)............................................................................................................ 50 Figure 10 : Carte de type écologique : exemple du Buddleia davidii...................................... 51 Figure 11 : Schéma général « idéal » des phases nécessaires à mettre en œuvre pour une gestion raisonnée des risques d’invasion biologiques............................................................. 52 Figure 12 : Carte des quadrats prospectés par les volontaires du réseau IPANE en Nouvelle-Angleterre (USA) et niveau de prospection des quadrats........................................................ 71 Figure 13 : Prise en compte de l’échelle dans les systèmes de régulation (extrait de Hulme 2007)......................................................................................................................................... 86