Juin 14, 2021
Par Lundi matin
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Depuis la loi du 10 juillet 1976 relative Ă  la protection de la nature, les projets d’amĂ©nagement pouvant porter atteinte au milieu naturel doivent comprendre une Ă©tude d’impact indiquant « les mesures envisagĂ©es pour supprimer, rĂ©duire et, si possible, compenser les consĂ©quences dommageables pour l’environnement Â». Longtemps ignorĂ©e en raison d’un intense lobbying des amĂ©nageurs, cette exigence a Ă©tĂ© rappelĂ©e (et cette fois appliquĂ©e) depuis les annĂ©es 90 par diffĂ©rentes lois environnementales. Comme le prescrit le code de l’environnement, les amĂ©nageurs dont les projets portent atteinte Ă  la biodiversitĂ© doivent ainsi mettre en Ɠuvre des mesures compensatoires visant « un objectif d’absence de perte nette, voire de gain de biodiversitĂ© Â» . La mise en Ɠuvre de ce dispositif reposant sur un principe d’équivalence Ă©cologique implique tout un travail de production de concepts, de catĂ©gories, de mĂ©triques, d’équations par lesquelles les milieux Ă©cologiques peuvent ĂȘtre mis en Ă©quivalence et saisis pour ĂȘtre Ă©changĂ©s sur la base de leurs qualitĂ©s.

DĂ©matĂ©rialiser l’espace

L’évaluation environnementale du projet d’aĂ©roport de Notre-Dame-des-Landes est probablement une des meilleures illustrations de ces opĂ©rations d’abstractions mises en pratiques. Ce projet remonte aux annĂ©es 60 avec l’ambition de construire un aĂ©roport rĂ©gional pouvant accueillir le Concorde. La forte mobilisation des riverain‧ne‧s et la crise pĂ©troliĂšre de 1973 auront eu raison de ce premier projet, mais le site est tout de mĂȘme classĂ© en « Zone d’AmĂ©nagement DiffĂ©rĂ© Â» (ZAD) permettant au conseil gĂ©nĂ©ral de la Loire-Atlantique de prĂ©empter le foncier pour d’éventuels futurs projets. En gelant le site et en empĂȘchant toute opĂ©ration de remembrement, ce classement en fait une des zones de bocage relictuel les mieux prĂ©servĂ©es de la rĂ©gion – c’est lĂ  tout le paradoxe auquel le second projet d’aĂ©roport a dĂ» faire face. Que cette destruction de 1236 ha de bocage humide puisse ĂȘtre rĂ©ellement compensĂ©e ne fait pour l’amĂ©nageur aucun doute (l’ingĂ©nierie Ă©cologique est lĂ  pour ça), la seule question qui se pose est celle de la mĂ©thode d’équivalence mise en Ɠuvre pour permettre le dimensionnement des mesures prĂ©vues.

L’évaluation environnementale rĂ©alisĂ©e par le cabinet Biotope pour le compte de Vinci est organisĂ©e en deux volets, l’un consacrĂ© Ă  l’étude Ă©cologique de la zone d’emprise, l’autre aux impacts du projet sur les espĂšces et les milieux identifiĂ©s. Globalement, l’évaluation s’est faite selon une approche fonctionnelle, seule compatible avec l’ampleur du projet (on imagine mal comment il serait possible de compenser un projet de plus de 10 kmÂČ â€“ en termes de surface). Pour chaque parcelle, 8 fonctions Ă©cologiques (recharge des nappes, rĂ©gulations des nutriments…) ont ainsi Ă©tĂ© identifiĂ©es et Ă©valuĂ©es sur une Ă©chelle de « 0 Â» Ă  « +++ Â» selon leur fonctionnalitĂ©. Ces diffĂ©rents niveaux de fonctionnalitĂ© correspondant Ă  des fonctions diffĂ©rentes sont ensuite fondus en un mĂȘme « niveau d’enjeu global Â», lui aussi sur une Ă©chelle de faible Ă  fort. CroisĂ© avec le type d’impact occasionnĂ©, celui-ci permet de dĂ©finir pour chaque parcelle un « niveau d’impact rĂ©siduel Â» (toujours sur une Ă©chelle de « faible Â» Ă  « fort Â») censĂ© reprĂ©senter les dĂ©gĂąts occasionnĂ©s par le chantier sur les milieux Ă©cologiques.




Au fur et Ă  mesure de la lecture du dossier et de ses annexes cartographiques, apparaissent rĂ©guliĂšrement les fonds de carte IGN de la ZAD sur lesquels sont reprĂ©sentĂ©s les rĂ©sultats de cette Ă©valuation environnementale. Les routes, les chemins et les hameaux de la ZAD sont ainsi rĂ©guliĂšrement masquĂ©s par des aplats de couleurs (jaune pour un enjeu faible, rouge pour un enjeu fort) ayant la forme de l’aĂ©roport et venant nier tout ce qu’ils recouvrent. Pour qui eut l’occasion de frĂ©quenter le bocage, cette prĂ©sentation est Ă  la fois le rappel de sa possible destruction et l’expression de tout le mĂ©pris que ces amĂ©nageurs ont pour la richesse humaine et Ă©cologique des espaces qu’ils comptent bĂ©tonner.

Vient ensuite le dimensionnement des mesures censĂ©es compenser la destruction des plus de 1 000 hectares de zones humides de ce bocage. Celui-ci passe ici par la dĂ©finition d’un « besoin compensation Â», en unitĂ©s de compensation (UC), calculĂ© en appliquant Ă  chaque parcelle un coefficient aux niveaux d’impacts identifiĂ©s. Un niveau d’impact rĂ©putĂ© fort se voit ainsi attribuer un coefficient de 2, c’est-Ă -dire que chaque hectare de ce type ajoute 2 UC au besoin compensatoire. Celui-ci est ainsi Ă©valuĂ© Ă  1268,7 unitĂ©s de compensation (on notera la prĂ©cision de la mesure). De la mĂȘme façon, le gain de fonctionnalitĂ© apportĂ© par les mesures compensatoires est traduit sous la forme d’un « coefficient de plus-value fonctionnelle Â» qui, appliquĂ© aux surfaces concernĂ©es, permet de rĂ©pondre au besoin compensatoire. Voir les centaines d’hectares du bocage de la ZAD ainsi rĂ©duites Ă  de simples unitĂ©s de compensations que Vinci pourrait Ă©changer contre un certain nombre de mesures environnementales Ă  plusieurs dizaines de kilomĂštres a clairement quelque chose d’insupportable. C’est peut-ĂȘtre cela finalement la compensation Ă©cologique pour une entreprise comme Vinci : cette possibilitĂ© de disposer des milieux Ă©cologiques comme elle dispose de ses salarié‧e‧s.

Pour les opĂ©rateurs de compensation, les milieux naturels devraient finalement ĂȘtre rĂ©duits Ă  un ensemble de fonctions abstraites de leur localisation particuliĂšre et dĂ©plaçables au besoin8. Le processus d’échange et l’abstraction qu’il implique doivent pour cela exclure tout ce qui porte une certaine historicitĂ©, qu’il s’agisse de dynamiques humaines ou naturelles. « Toute la rĂ©alitĂ© empirique des faits et des Ă©vĂšnements par lesquels un endroit et un moment sont identifiables parmi les autres dans l’espace et dans le temps est annihilĂ©e Â», nous dit Alfred Sohn-Rethel9. Dans les Ă©valuations environnementales, les alentours des projets d’amĂ©nagement prennent alors la forme d’un vaste carroyage (figurĂ© par les cartes IGN) sur lequel les habitats portant les fonctions Ă©cologiques peuvent ĂȘtre librement dĂ©placĂ©s au sein des dites « enveloppes de compensation Â», parfois Ă  plusieurs dizaines de kilomĂštres.

De la mĂȘme façon, les pratiques agricoles contribuant au façonnement des milieux Ă©cologiques considĂ©rĂ©s sont elles-mĂȘmes rĂ©duites Ă  leur seule qualitĂ© de fonction Ă©cologique, simples gestes qui peuvent ĂȘtre reproduits en dehors du rapport au monde dont ils participent. Il n’y a plus alors cette prairie dans laquelle le voisin fait paĂźtre ses vaches et dont je peux profiter de l’ombre et des fruits l’étĂ© venu, mais seulement une « prairie humide oligomĂ©sotrophe de type Molinion caeruleae Â» (habitat 37.312 selon le code Corine Biotope). La mise en Ɠuvre de la compensation Ă©cologique n’implique donc pas seulement de rĂ©duire les milieux Ă©cologiques Ă  un ensemble de fonctions, mais aussi de faire de l’environnement un rĂ©ceptacle dans lequel les phĂ©nomĂšnes Ă©cologiques et les pratiques sociales prennent simplement place, abstraction faite des processus historiques et naturels qui les ont produits. Si selon Karl Marx la tendance du capitalisme est celle d’une « annihilation de l’espace par le temps Â»10, le capitalisme vert est lui marquĂ© par une annihilation de l’espace par l’écologie.

Cet « espace absolu Â» ainsi constituĂ© ne doit toutefois pas ĂȘtre confondu avec l’espace de commensurabilitĂ© permettant aux scientifiques d’étudier les dynamiques Ă©cologiques. Si les Ă©cologues rĂ©duisent les milieux et les processus qu’ils Ă©tudient Ă  un ensemble de catĂ©gories, ils les y rĂ©duisent abstraitement et non rĂ©ellement : tel espace peut bien ĂȘtre qualifiĂ© de « prairies humides oligomĂ©sotrophes de type Molinion caeruleae Â» pour les besoins de l’analyse, cela ne signifie en rien que deux habitats de ce type pourraient ĂȘtre Ă©changĂ©s entre eux. Le principe de compensation est ici premier, c’est lui qui dicte les opĂ©rations d’abstractions (et non l’inverse). Les concepts utilisĂ©s en Ă©cologie (habitat, fonction Ă©cologique, biodiversitĂ©…) sont ainsi comme capturĂ©s par les thĂ©oriciens de la compensation Ă©cologique, ils sont extraits de l’espace de commensurabilitĂ© de l’activitĂ© scientifique pour ĂȘtre intĂ©grĂ©s Ă  celui de la compensation dans lequel les Ă©quivalences ne sont pas seulement conceptuelles, mais bien rĂ©elles.




L’échangeabilitĂ© des milieux naturels n’implique pas seulement qu’ils soient abstraits Ă  un ensemble de concepts, mais implique aussi « une action selon laquelle, Ă  travers l’échange, l’abstraction est considĂ©rĂ©e par les acteurs comme Ă©quivalente Ă  la matĂ©rialitĂ© Â»11. Que ce qui permet d’étudier la matĂ©rialitĂ© des phĂ©nomĂšnes Ă©cologiques soit aussi ce qui permette de les abstraire de leur matĂ©rialitĂ© propre a toutefois quelque chose de paradoxal qui mĂ©rite d’ĂȘtre soulevĂ© – mais peut-ĂȘtre est-ce lĂ  toute la schizophrĂ©nie des sciences naturelles dans leur concubinage plus ou moins forcĂ© avec l’économie.

L’élĂ©ment dĂ©cisif dans le dĂ©veloppement de ces mĂ©thodes d’équivalences est donc « la nĂ©gociation des conventions rendant les choses commensurables, c’est-Ă -dire comparables selon une Ă©chelle numĂ©rique, alors que, a priori, beaucoup jugeaient cela “impossible” Â»12. Ici la possibilitĂ© que l’on a de comparer et de mettre en Ă©quivalence diffĂ©rentes entitĂ©s renvoie Ă  deux acceptions : d’un cĂŽtĂ©, la possibilitĂ© matĂ©rielle, ce que les catĂ©gories et les instruments dont nous disposons nous permettent de faire ;de l’autre, la possibilitĂ© politique, le droit que l’on se donne de faire les choses. « Postuler et construire un espace d’équivalence permettant la quantification, et donc la mesure, est un acte Ă  la fois politique et technique Â»13. On comprend alors que la mise en Ă©quivalence des milieux naturels, leur rĂ©duction Ă  un ensemble de paramĂštres permettant leur valorisation et leur Ă©change, n’est pas tant une affaire de dĂ©monstration qu’une question d’affect : il y a celles et ceux pour qui les cartes et les chiffres prĂ©sentĂ©s font sens et illustrent l’égalitĂ© des gains et des pertes Ă©cologiques, et les autres pour qui ils ne sont que la nĂ©gation de la spĂ©cificitĂ© des formes de vie qui se dĂ©ploient Ă  un endroit donnĂ©.

MĂ©thodes d’équivalence

Pour mettre en Ɠuvre le principe d’équivalence, les thĂ©oriciens de la compensation ont dĂ©veloppĂ© un ensemble de mĂ©thodologies permettant de quantifier le rapport entre la destruction des milieux Ă©cologiques et les opĂ©rations de compensation. On dĂ©nombre ainsi au niveau international plusieurs dizaines de mĂ©thodes d’équivalence intĂ©grant divers paramĂštres et reposant sur diffĂ©rents types d’équations. Les plus rĂ©pandues dans le monde sont les mĂ©thodes dites « Equivalence assessment method Â» (EAM), promues notamment par les instances internationales comme ForestTrends14 et mĂȘme rĂ©glementaires dans certains Ă©tats des États-Unis. Les modĂšles les plus simples sont de type « qualitĂ© x hectares Â», c’est-Ă -dire que pour chaque surface un coefficient est dĂ©fini en fonction de la qualitĂ© Ă©cologique du milieu identifiĂ©.

Toute la question ici est celle de l’évaluation de cette qualitĂ© Ă©cologique. Les Ă©cologues produisant ces mĂ©thodes doivent ainsi identifier un ensemble de critĂšres censĂ©s reprĂ©senter la qualitĂ© Ă©cologique d’un milieu dans son ensemble. Chaque mĂ©thode a sa spĂ©cificitĂ©, certaines intĂ©grant le nombre d’espĂšces prĂ©sentes, les habitats ou encore les fonctions Ă©cologiques. En revanche toutes ont en commun d’évaluer ces critĂšres selon un niveau sur une Ă©chelle d’intensitĂ© (de faible Ă  fort en gĂ©nĂ©ral), voire sur une Ă©chelle numĂ©rique. La forme de l’abstraction revĂȘt ici une importance capitale : en Ă©valuant les diffĂ©rentes composantes de l’environnement (qu’il s’agisse de la fonctionnalitĂ© des habitats, de la patrimonialitĂ© des espĂšces ou encore des enjeux Ă©cologiques) selon une mĂȘme Ă©chelle de valeurs, toutes ces choses fondamentalement diffĂ©rentes deviennent alors commensurables.

Les Ă©cologues en charge des Ă©tudes environnementales peuvent alors les manipuler et les intĂ©grer dans un ensemble d’opĂ©rations qu’il serait impossible de rĂ©aliser autrement. Parce qu’elles ont Ă©tĂ© ramenĂ©es Ă  un niveau sur une Ă©chelle donnĂ©e, la patrimonialitĂ© d’une espĂšce et l’état de conservation de son habitat peuvent ĂȘtre « croisĂ©es Â», les fonctionnalitĂ©s des zones humides peuvent ĂȘtre additionnĂ©es, un bureau d’étude proposant mĂȘme de faire la moyenne de l’enjeu de conservation, des surfaces concernĂ©es et de l’efficacitĂ© des mesures. Bien entendu, toutes ces choses ne sont absolument pas comparables et faire leur moyenne pondĂ©rĂ©e n’a strictement aucun sens Ă©cologique – du moins la chose est-elle permise d’un point de vue mathĂ©matique par leur Ă©valuation sur une Ă©chelle allant de 0 Ă  5.

AppliquĂ©e aux milieux impactĂ©s par le projet d’amĂ©nagement et, de l’autre cĂŽtĂ©, aux milieux sur lesquels les mesures compensatoires sont mises en Ɠuvre, cela permet de dĂ©finir un ratio de compensation correspondant au rapport de surface qui devra ĂȘtre observĂ© lors de la mise en Ɠuvre des mesures. Le meilleur moyen de comprendre cette mĂ©thodologie est encore de prendre l’exemple proposĂ© dans le dossier du projet d’aĂ©roport de Notre-Dame-des-Landes :

Une zone de 1 ha sur laquelle un niveau d’impact rĂ©siduel trĂšs fort a Ă©tĂ© dĂ©fini (impact maximal), telle la destruction de milieux trĂšs favorables aux reptiles ou aux oiseaux, se voit affecter un coefficient de dĂ©finition du besoin compensatoire de 2. Ainsi, le besoin compensatoire de cette zone est de 2 unitĂ©s dĂ©compensation (UC). [
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Pour rĂ©pondre Ă  ce besoin compensatoire de 2 UC, si seule de la gestion conservatoire est rĂ©alisĂ©e (coefficient de plus-value de 0,25), il faut 8 hectares pour compenser la destruction d’un hectare, soit un ratio dĂ©compensation rĂ©el de 8/1.

Selon cette mĂ©thode d’équivalence reposant sur l’application de ratios en fonction de la qualitĂ© Ă©cologique des milieux identifiĂ©s, la destruction de 1 ha de bocage humide oligotrophe (habitat devenu assez rare dans la rĂ©gion) peut ainsi ĂȘtre compensĂ©e par la simple gestion conservatoire de 8 ha de prairies pĂąturĂ©es (Ă©cologiquement plus banales). D’une certaine façon, l’attribution de ratios ne fait que prolonger les opĂ©rations de rĂ©duction dĂ©crites prĂ©cĂ©demment, mais, se faisant, il permet un nouveau bond dans l’échangeabilitĂ© des milieux Ă©cologiques. Avec ces mĂ©thodes quantitatives, les promoteurs et thĂ©oriciens de la compensation ne disent plus simplement que les milieux Ă©cologiques peuvent ĂȘtre dĂ©placĂ©s au besoin (les caractĂ©ristiques Ă©cologiques Ă©tant censĂ©es ĂȘtre conservĂ©es), mais qu’un milieu d’une fonctionnalitĂ© donnĂ©e vaut tant de fois un milieu de fonctionnalitĂ© moindre. Et que, par consĂ©quent, on peut bien Ă©changer 1 hectare de zone humide de bonne qualitĂ© contre une surface 8 fois plus grande de zone humide de faible qualitĂ©.

En rĂ©alitĂ©, cette mĂ©thode va plus loin encore puisqu’en quantifiant ainsi les impacts, elle permet (ou plutĂŽt se permet) d’additionner des impacts de nature diffĂ©rente sous la forme d’un « besoin compensatoire global Â» exprimĂ© en unitĂ©s de compensation (UC). Les impacts et les mesures ne sont plus ici quantifiĂ©s deux Ă  deux, mais entrent (quelle que soit leur nature) dans la composition globale de l’impact de l’amĂ©nagement et, en miroir, de l’opĂ©ration de compensation. Avec cette approche purement comptable les mesures destinĂ©es Ă  amĂ©liorer les habitats des amphibiens peuvent parfaitement compenser la destruction des populations de chauves-souris, le rapport comptable Ă©tant bien respectĂ©. Ici la matĂ©rialitĂ© des milieux Ă©cologiques n’est plus rien, seule compte la valeur d’échange (en unitĂ©s de compensation) qui leur aura Ă©tĂ© attribuĂ©e lors de l’évaluation environnementale. L’objectif pour l’amĂ©nageur n’est donc plus de restaurer les habitats correspondant Ă  ceux impactĂ©s, mais bien de produire globalement une « plus-value fonctionnelle Â» (toujours en unitĂ©s de compensation) Ă  hauteur du besoin compensatoire global.




Il ne faut toutefois pas confondre les fonctions Ă©cologiques et la fonctionnalitĂ© : ce qui se donne Ă  voir dans les milieux Ă©cologiques n’est pas la fonctionnalitĂ©, mais des fonctions hĂ©tĂ©rogĂšnes et incomparables. Comme le Travail (mesurable en temps de travail) permettant d’abstraire les diffĂ©rents mĂ©tiers produisant diffĂ©rents objets et diffĂ©rents services, la fonctionnalitĂ© joue ici le rĂŽle de « substance commune Â» permettant la mise en Ă©quivalence des fonctions Ă©cologiques abstraction faite de leur matĂ©rialitĂ© propre. Le caractĂšre commun des fonctions Ă©cologiques, nous disent les Ă©cologues de la compensation, est qu’elles sont une fonctionnalitĂ© et que celle-ci peut ĂȘtre mesurĂ©e pour comparer les fonctions entre elles. Passer de la diversitĂ© phĂ©nomĂ©nale des fonctions Ă©cologiques Ă  l’unitĂ© de la fonctionnalitĂ© requiert de multiples opĂ©rations de rĂ©duction, Ă  la fois conceptuelles et matĂ©rielles. En l’occurrence, la fonctionnalitĂ© est tout, le milieu naturel n’est plus rien ; tout au plus est-il la carcasse de la fonctionnalitĂ©.

Équivalence Ă©conomique-Ă©cologique

L’enjeu principal de ces mĂ©thodologies reposant sur une factorisation de la qualitĂ© Ă©cologique des milieux considĂ©rĂ©s est de dĂ©finir et d’intĂ©grer dans une mĂȘme Ă©quation un ensemble de paramĂštres permettant d’établir un rapport quantitatif entre diffĂ©rents milieux Ă©cologiques. On trouve ainsi dans les manuels dĂ©diĂ©s diffĂ©rentes propositions d’équations factorisant, par exemple, des indices de qualitĂ© de biodiversitĂ©, le diffĂ©rentiel de perte de biodiversitĂ© dans le temps, la perte de fonctionnalitĂ© Ă©cologique en raison des pertes de connectivitĂ© Ă©cologique ou encore le risque d’échec des mesures. L’idĂ©e centrale de ces mĂ©thodes d’équivalence est que, une fois rĂ©duites Ă  une valeur numĂ©rique, toutes ces composantes des dynamiques Ă©cologiques peuvent ĂȘtre factorisĂ©es pour autant que les bons ratios soient appliquĂ©s. Bien que ceci n’ait aucun sens d’un point de vue Ă©cologique, ces mĂ©thodes d’équivalence permettent d’établir un rapport quantitatif entre qualitĂ© et surface, la baisse de qualitĂ© Ă©cologique d’un milieu pouvant ĂȘtre compensĂ©e par une augmentation des surfaces considĂ©rĂ©es selon un ratio dĂ©terminĂ©.

Pour tout Ă©cologue un tant soit peu attentif aux milieux qu’il ou elle frĂ©quente et Ă©tudie, une telle conception de ces derniers devrait immĂ©diatement discrĂ©diter ce genre d’étude, les mĂ©thodes sur lesquelles elles reposent et les personnes qui les ont validĂ©es (sinon le dispositif de compensation Ă©cologique dans son ensemble). Or, loin d’ĂȘtre invalidĂ©es, ces mĂ©thodes de dimensionnement des opĂ©rations de compensation tendent Ă  devenir la norme dans de nombreux pays et intĂšgrent un nombre toujours croissant de facteurs, l’objectif Ă©tant de tendre vers une Ă©quivalence Ă©cologique vĂ©ritable en prenant en compte l’ensemble de ses composantes.

Les concepteurs d’une des mĂ©thodes dĂ©veloppĂ©es par EDF (ECOVAL) n’hĂ©sitent ainsi pas Ă  parler d’une « prise en compte de toutes les dimensions de l’équivalence d’un point de vue scientifique et pratique Â» – ambition tout Ă  fait extravagante au regard de la complexitĂ© des processus Ă©cologiques considĂ©rĂ©s. Les dĂ©clinaisons proposĂ©es constituent finalement autant de compromis entre le nombre de paramĂštres et de dimensions Ă©cologiques prises en compte, la facilitĂ© Ă  mettre en Ɠuvre ces mĂ©thodes sur le terrain, et leur acceptabilitĂ© sociale.

En parallĂšle de ces mĂ©thodes, plusieurs propositions ont Ă©tĂ© Ă©laborĂ©es visant Ă  « transformer les mĂ©thodes de valorisation Ă©cologique en mĂ©thodes de valorisation Ă©conomique Ă  partir des donnĂ©es Ă©cologiques Â»15. Bien entendu, s’agissant d’un dispositif pollueur-payeur, les amĂ©nageurs sont avant toute chose intĂ©ressĂ©s par le coĂ»t des mesures dĂ©finies. Or certaines mĂ©thodes ne se contentent pas d’estimer le coĂ»t des mesures dĂ©finies, mais bien d’évaluer Ă©conomiquement le dommage environnemental des projets d’amĂ©nagement. Autrement dit, ce ne sont plus les mesures qui sont ici le support de la valorisation Ă©conomique, mais la destruction des milieux Ă©cologique elle-mĂȘme. Toute la question qui se pose alors concerne les possibilitĂ©s de valoriser Ă©conomiquement ces milieux et leur destruction, les hypothĂšses Ă©tant aussi nombreuses que les Ă©coles Ă©conomiques (Ă©valuation des ressources, consentement Ă  payer pour la protection, perte de services Ă©cosystĂ©miques…).

Citons, Ă  titre d’exemple cette proposition du Department of Fisheries and Wildlife de la Michigan State University censĂ©e fournir la formule gĂ©nĂ©rale du « nombre de crĂ©dits de compensation que devraient acheter les amĂ©nageurs pour compenser les externalitĂ©s rĂ©sultant de l’altĂ©ration des habitats Â»16. Et les chercheurs de formuler un ensemble d’équations intĂ©grant d’un cĂŽtĂ© la diversitĂ© gĂ©nĂ©tique des espĂšces considĂ©rĂ©es et, de l’autre, la « perte de service Â» pour la sociĂ©tĂ© induite par la baisse d’effectif de ces espĂšces17. L’équation prĂ©sentĂ©e permet ainsi de pondĂ©rer la trajectoire Ă©cologique des espĂšces dans le temps par le prix que les acteurs sont prĂȘts Ă  payer pour corriger cette trajectoire. On pourrait alors se demander, comme le fait Bruno Latour : est-ce de l’écologie, de l’économie ou de la modĂ©lisation ?18. Et de la mĂȘme façon, on rĂ©pondra : peu importe, c’est un tissu sans couture qui traduit la question « Faut-il restaurer cet espace Ă©cologique ? Â» en « Quelle est la valeur des Ă©cosystĂšmes considĂ©rĂ©s ? Â». Bien entendu, Ă©tant donnĂ© qu’aucun des termes de l’équation n’est spĂ©cifiquement dĂ©fini (comment Ă©valuer la diversitĂ© gĂ©nĂ©tique des espĂšces considĂ©rĂ©es ?) ces mĂ©thodes offrent des rĂ©sultats variant du simple au centuple en fonction des hypothĂšses formulĂ©es19 et ne sont d’ailleurs jamais reprises telles quelles. Mais lĂ  n’est justement pas leur objectif. Comme l’indiquent le plus souvent les auteurs de ces mĂ©thodes intĂ©gratives, il s’agit lĂ  d’« analyses thĂ©oriques Â», le choix des mĂ©triques et des ratios Ă©tant laissĂ© Ă  l’apprĂ©ciation des opĂ©rateurs de compensation20.

Lorsqu’on prend le temps de les dĂ©crypter en dĂ©tail, toutes ces mĂ©thodes d’équivalence ont en rĂ©alitĂ© quelque chose de tout Ă  fait paradoxal : d’un cĂŽtĂ© elles semblent d’une grande complexitĂ©, factorisant un ensemble de paramĂštres (par ailleurs non dĂ©finis) dans de longues Ă©quations, de l’autre, elles ne font que traduire mathĂ©matiquement l’évidence selon laquelle le dimensionnement des mesures compensatoires dĂ©pend de tous ces paramĂštres en proportion de leur importance respective. Mais en faisant cela, elles changent la nature de la problĂ©matique du dimensionnement des mesures. Celle-ci n’apparaĂźt plus alors comme une question politique, issue d’une nĂ©gociation entre un amĂ©nageur et le service instructeur, mais comme un problĂšme purement technique prenant la forme d’une Ă©quation Ă  rĂ©soudre.

Dans l’idĂ©alitĂ© des promoteurs de la compensation Ă©cologique, l’équivalence Ă©cologique ne se discute pas, elle se calcule – et qu’il s’agisse autant de dynamique des populations d’espĂšces que de taux d’actualisation de services Ă©conomiques n’est d’aucune consĂ©quence. Il me semble que ces travaux acadĂ©miques n’ont pas tant pour objectif de fournir des rĂ©sultats Ă  destination des Ă©cologues en charge des Ă©tudes que de rĂ©aliser une mise en Ă©quation de l’environnement et, se faisant, affirmer la possibilitĂ© d’un rapport quantitatif entre les espaces et les processus Ă©cologiques. Ce dont les opĂ©rateurs de compensation ont be-soin n’est pas tant d’une mĂ©trique permettant de mesurer prĂ©cisĂ©ment les impacts Ă©cologiques que d’un appareillage conceptuel assurant une certaine commensurabilitĂ© des habitats et des fonctions Ă©cologiques – sinon une totale fongibilitĂ© des choses et des ĂȘtres. Ce qui importe le plus dans ces exercices de mise en Ă©quation est de produire un espace de commensurabilitĂ© – et cela se fait en premier lieu par la production mĂȘme de cette littĂ©rature, indĂ©pendamment des mĂ©thodes fournies. En reprenant une conclusion dĂ©jĂ  formulĂ©e Ă  propos de l’analyse coĂ»t-bĂ©nĂ©fice, je dirais que l’enjeu principal du recours Ă  l’équivalence Ă©cologique est moins d’avoir un outil effectif qui peut ĂȘtre mis en Ɠuvre en pratique que de disposer d’un opĂ©rateur qui dĂ©montre une volontĂ© de rationalisation de la compensation des impacts Ă©cologiques, un opĂ©rateur qui installe les catĂ©gories et le raisonnement Ă©conomiques au cƓur des pratiques Ă©cologiques et au cƓur des modes de lĂ©gitimation de l’action des amĂ©nageurs et des dĂ©cisions de l’autoritĂ© environnementale21.




Un des Ă©lĂ©ments les plus frappants concernant les Ă©quivalences ainsi produites est probablement la totale indistinction entre leurs aspects Ă©cologiques et Ă©conomiques. Il n’y a pas, d’un cĂŽtĂ©, une science Ă©cologique qui s’occuperait de l’évaluation de la qualitĂ© des habitats naturels et de l’autre, une science Ă©conomique chargĂ©e de mettre en Ă©quivalence ces habitats entre eux – mais plutĂŽt un savoir Ă©conomique-Ă©cologique utilisant indiffĂ©remment les concepts et les mĂ©thodes venant de l’une ou l’autre de ces disciplines dans une mĂȘme grammaire. Dans la structuration du champ acadĂ©mique, cela se traduit notamment par une fusion assez avancĂ©e entre les travaux menĂ©s par des Ă©cologues et ceux menĂ©s par des Ă©conomistes.

De maniĂšre gĂ©nĂ©rale, Ă  la lecture d’un article portant sur le dimensionnement des mesures compensatoires, il est assez difficile de savoir si celui-ci a Ă©tĂ© publiĂ© dans une revue d’écologie ou d’économie. Et, de fait, une bonne part des articles Ă  ce sujet sont coĂ©crits par des chercheurs de ces deux disciplines qui partagent alors les mĂȘmes concepts, les mĂȘmes outils et les mĂȘmes implicites mĂ©thodologiques concernant la possibilitĂ© de mettre en Ă©quivalence diffĂ©rents habitats Ă©cologiques. La question qui se pose alors est Ă  quel point la recherche en Ă©cologie se trouvera restructurĂ©e autour de la production des catĂ©gories, des mĂ©triques et des Ă©quations permettant la hiĂ©rarchisation et la mise en Ă©quivalence des espaces et des dynamiques Ă©cologiques.





Source: Lundi.am