Modélisation multi-agents d’un service écosystémique

La gestion de la nature pour le bien-être humain

« Le mot « gestion » est l’un des termes les plus employés à notre époque » . L’utilisation de ce terme à propos de l’environnement est devenue courante dans les discours scientifiques (e.g. «ecosystem management» et politiques (avec la « gestion des ressources naturelles »). Si la recherche de la maîtrise sur l’environnement n’est pas une démarche nouvelle, au vu des développements connus en zootechnie, en agronomie, et dans une moindre mesure à propos de la gestion de la faune sauvage , la conception de la nature comme un « bien à administrer » est relativement récente. Des études scientifiques indiquent que nous sommes entrés dans une phase
d’extinction de masse et que beaucoup d’écosystèmes ont été détruits ou sont en danger. Contrairement aux précédentes crises d’extinctions massives, celle-ci se produit sur une période de temps réduite (Singh, 2002) -les taux seraient de 1000 à 10 000 fois supérieurs à ceux déterminés d’après les fossiles (Singh, 2002) – et pourrait être due aux activités humaines. Ces études présentent cependant des points faibles : les estimations du nombre d’espèces sont très variables, il est donc difficile d’apprécier l’intensité de l’extinction actuelle. Cependant, les études sur la crise de la biodiversité ont posé la question de la responsabilité des humains sur leur environnement et les impacts de sa modification pour la vie des «générations futures» (rapport Brundtland, 2010). En effet, l’érosion de la biodiversité menace les ressources dont nous disposons, et nombre d’exemples mettent en évidence la responsabilité humaine dans la « crise environnementale » . La crise est « une multitude de dommages précis, de pollutions localisées, de dangers identifiés, mais aussi de catastrophes exemplaires (Seveso, Bhopal, Tchernobyl, la «mort de la mer d’Aral», les « marées noires »…) et jusqu’à la probable menace qui pèse sur nos ressources (érosion de la diversité biologique, déforestation des régions tropicales) ou sur notre vie (déchirure de la couche d’ozone, effet de serre etc..) » . La crise de la biodiversité a ainsi été reconnue sur la scène politique, à travers plusieurs sommets et accords internationaux comme la Convention sur la Diversité Biologique (1992), le protocole de Kyoto (1997), le protocole de Nagoya (2010), et des textes nationaux comme la stratégie nationale pour la biodiversité (2004) et le Grenelle de l’environnement (2007). Les préoccupations locales concernant la conservation d’espaces et d’espèces, laissent la place à l’appréhension d’une nature globale, dont la conservation devient un enjeu planétaire.

Les développements scientifiques sur les services écosystémiques

Les études fondatrices du concept de service écosystémique ont débuté avant le MEA. Comme l’indique la terminologie, ce concept a été principalement développé par des économistes de l’environnement et a donné lieu à des évaluations monétaires dans le but de favoriser la protection d’espèces ou d’espaces «utiles». Par exemple, la valeur des services écosystémiques à l’échelle mondiale avait été évaluée à 30 000 milliards de dollars en 1997 , le marché des médicaments issus des plantes représentait 36 milliards de dollars par an aux Etats Unis en 1998 , ou encore, les organismes pollinisateurs procuraient un service estimé de 4,1 à 6,7 milliards par an en 1997. Bien que ces approches soulignent l’intérêt d’une gestion durable des écosystèmes, les informations qui en sont issues sont limitées et ne prennent pas en compte l’incertitude et les phénomènes d’irréversibilité (Chee, 2004). La valeur monétaire donnée à un élément naturel, une espèce ou un processus issu d’interactions entre un ensemble d’espèces et avec leur environnement biophysique, ne peut être absolue (Daily, 1997). Les évaluations ont un caractère relatif dépendant de la méthode d’évaluation mais aussi de la conjoncture économique au moment de l’évaluation ou des hypothèses sous jacentes aux modèles de prévision de la demande. Hormis les critiques que des économistes ont pu faire sur l’aspect méthodologique (e.g. Serafy, 1998), cette démarche soulève un problème éthique concernant l’utilisation de tels calculs dans des décisions politiques. La réduction des entités naturelles à une valeur unidimensionnelle et atemporelle ouvre la possibilité les intégrer dans des logiques marchandes, ou de les soumettre à des analyses coûts-bénéfices basées sur des évaluations partielles et contextuelles de leurs valeurs . De plus, on peut noter que les économistes ont reclassé les services écosystémiques, sans prendre en compte les services de support, difficiles à évaluer économiquement .

Les services rendus par les vautours

Les seuls vertébrés charognards exclusifs sont de grands planeurs, plus communément appelés vautours. Ces rapaces nécrophages appartiennent à l’ordre des falconiformes, qui regroupe 22 espèces scindées en deux groupes : 15 espèces de vautours de l’Ancien Monde présentes en Afrique, en Asie et en Europe (famille des Accipitridae), et 7 espèces de vautours du Nouveau Monde en Amérique (famille des Cathartidae). Ces deux groupes sont polyphylétiques1 et présentent une convergence écomorphologique liée à leur régime alimentaire. Par ce dernier, toutes ces espèces fournissent un service de régulation ; elles recyclent la matière organique et régulent des maladies .
Les services rendus par les rapaces charognards sont spécifiques aux aires culturelles où ils sont présents, des bénéfices différents étant identifiés selon les sociétés. En effet, Markandya (2008) répertorie de nombreux services rendus par les vautours en Inde. Par exemple, les vautours régulent la propagation de la rage, représentent de l’attrait pour le tourisme, sont intégrés dans la culture des Pârsîs, et utiles aux tanneurs et collecteurs d’os. Ces derniers cas n’existent pas en Europe. En revanche, dans les pays où des entreprises d’équarrissage éliminent et recycle les carcasses d’animaux domestiques, les avantages d’un équarrissage par les vautours sont alors moins la diminution de propagation de maladies que le fait que cet « équarrissage naturel » puisse être plus écologique et moins coûteux.

Le déclin des vautours

En 2007, l’Union Internationale pour la Conservation de la Nature publie un communiqué de presse inquiétant sur l’état de conservation des vautours, annonçant que 5 espèces ont vu leur statut de conservation s’aggraver (IUCN, 2007). Aujourd’hui 8 espèces sont considérées en danger ou menacées (IUCN, 2010). Il a été montré, du moins pour les populations africaines de vautours, qu’ils sont l’un des groupes d’oiseaux dont le déclin est le plus rapide.
Les causes d’extinction locales sont essentiellement d’origine anthropique. Ces oiseaux charognards peuvent être victimes de persécutions directes comme le tir ou surtout l’empoisonnement, pratiquées par le passé dans des pays européens tels que la France (Sarrazin et al., 1994) et encore récemment en Roumanie , mais aussi dans d’autres régions du monde, en
Afrique et en Asie du Sud . Par ailleurs, les facteurs de mortalité de vautours peuvent être occasionnés indirectement, par divers accidents liés au mode de vie humain, tels que des collisions et des électrocutions avec des aménagements électriques et des éoliennes, comme des mortalités suite à des ingestions de déchets non organiques (verre, plastique) .
Ces menaces peuvent néanmoins être considérées comme ponctuelles ou additionnelles face à la question des ressources alimentaires de ces rapaces nécrophages. Or, la quantité et la qualité des ressources qui étaient rendues disponibles pour les vautours sont affectées par des activités humaines. A large échelle, on peut citer les modifications d’utilisation des terres . En Europe, les vautours sont souvent tributaires des cadavres issus de l’élevage . Les progrès vétérinaires et l’arrêt de certaines pratiques agropastorales comme les transhumances ont réduit la quantité de ressources disponibles pour les vautours.
L’utilisation de pesticides comme celle de traitements vétérinaires du bétail peuvent affecter la santé des rapaces nécrophages. L’utilisation d’un anti inflammatoire non stéroïdien pour les animaux d’élevage, le Diclofenac, a largement participé à la mortalité de masse des vautours du sous-continent indien .
Dans certains pays, l’accès aux ressources pour les vautours peut également être affecté par la législation sanitaire. En 2003, suite à la crise de « la vache folle » de 1996, une décision de la Commission européenne (2003/322/CE) qui prévoyait l’incinération systématique des cadavres issus de l’élevage a des impacts négatifs importants sur des populations de vautours espagnoles.

Table des matières

I. INTRODUCTION
1. LA GESTION DE LA NATURE POUR LE BIEN-ETRE HUMAIN
2. LES DEVELOPPEMENTS SCIENTIFIQUES SUR LES SERVICES ECOSYSTEMIQUES
3. LES VAUTOURS, DES PRODUCTEURS DE SERVICES EN DECLIN DANS LE MONDE
3.1. Les services rendus par les vautours
3.2. Le déclin des vautours
4. LA PROBLEMATIQUE ET LA METHODOLOGIE
4.1. La problématique
4.2. L’angle d’approche et la méthodologie générale
4.3. Les choix méthodologiques
4.3.1. La modélisation multi-agents
4.3.2. Des entretiens semi-directifs
5. LA STRUCTURE DE LA THESE
II. L’EQUARRISSAGE EN FRANCE: DES VAUTOURS ET DES ENTREPRISES
1. L’EMERGENCE DE L’EQUARRISSAGE NATUREL
1.1. Le Vautour fauve : cycle de vie, comportement et démographie
1.2. Le déclin et les réintroductions des populations de vautours fauves
1.3. Les dispositifs d’équarrissage naturel
2. L’HISTORIQUE ET L’EVOLUTION DE L’EQUARRISSAGE CLASSIQUE
2.1. Les débuts de l’équarrissage
2.2. Les réformes financières
2.3. Les réformes financières et l’équarrissage naturel
2.4. Vers la valorisation économique des carcasses
2.5. La réglementation sanitaire et l’équarrissage sanitaire : le cas d’une crise d’épizootie
2.6. Un nouveau texte réglementaire
2.7. Des conséquences de la décision européenne du 12 mai 2003
III. PRATIQUES D’ELEVAGE ET D’EQUARRISSAGE DANS LES GRANDS CAUSSES
1. LES PRATIQUES PASTORALES CAUSSENARDES
1.1. La diversité des exploitations
1.2. Les techniques d’élevage, les filières de production et la mortalité des bêtes
2. L’IMPLICATION D’ACTEURS LOCAUX DANS LA GESTION DE L’EQUARRISSAGE
2.1. Les entreprises d’équarrissage
2.2. Le Parc National des Cévennes (PNC) et la Ligue de Protection des Oiseaux (LPO)
2.3. Les directions départementales des services vétérinaires et de l’agriculture
3. LES MODALITES DES CHOIX DE DISPOSITIFS D’EQUARRISSAGE PAR LES ELEVEURS
3.1. Des critères de choix partagés par les éleveurs: l’assurance et la rapidité de l’élimination des
carcasses
3.2. La perception des vautours comme critère de choix
3.3. Un critère de choix historique : le poids de la tradition
3.4. La Contribution Volontaire Obligatoire : un nouveau critère de choix ?
3.5. Les dommages sur le bétail causés par les vautours, un nouveau critère de choix ?
3.6. Les dispositifs d’équarrissage : entre continuité et changement
IV. LA MODELISATION MULTI-AGENTS DU SYSTEME ETUDIE
1. LES OBJECTIFS DE LA MODELISATION
2. LES AGENTS : VARIABLES D’ETAT ET ECHELLES
3. LES PROCESSUS ET LEUR ENCHAINEMENT
4. LES ELEMENTS CONCEPTUALISES DANS LE MODELE
5. LA SPATIALISATION ET L’INITIALISATION
6. LES PRATIQUES D’EQUARRISSAGE
7. LES COMPORTEMENTS D’ALIMENTATION DES VAUTOURS ET LA DYNAMIQUE DE LA POPULATION
V. LA GESTION DE L’EQUARRISSAGE NATUREL, ENTRE PRATIQUES HUMAINES ET
COMPORTEMENTS D’ALIMENTATION DES RAPACES NECROPHAGES
1. LA SENSIBILITE DES INDICATEURS A LA QUANTITE ET A LA REPARTITION SPATIALE DES RESSOURCES
1.1. Les scénarios
1.2. L’efficacité d’équarrissage pour les utilisateurs de placette
1.3. L’effectif de la population de vautours
2. LA SENSIBILITE DES INDICATEURS A LA REPARTITION TEMPORELLE DES RESSOURCES
2.1. Les scénarios
2.2. L’efficacité d’équarrissage pour les utilisateurs de placette
2.3. L’effectif et la structure de population de vautours
3. LA SENSIBILITE DES INDICATEURS AUX COMPORTEMENTS DES RAPACES NECROPHAGES
3.1. Les scénarios
3.2. L’efficacité d’équarrissage
3.2.1. Les effets du comportement de prospection
3.2.2. L’effet de l’intensité de la compétition intra-spécifique subie par les juvéniles
3.3. L’effectif et la structure de la population de vautours
4. DISCUSSION
4.1. La modélisation de l’équarrissage par les vautours
4.2. La gestion de l’équarrissage naturel et de population de vautours
4.2.1. De l’utilisation des dispositifs d’équarrissage
4.2.2. L’élevage et l’équarrissage naturel
VI. LES CONSEQUENCES DES DECISIONS, PREFERENCES ET STRATEGIES D’EQUARRISSAGE SUR LES INDICATEURS ENVIRONNEMENTAUX ET ECONOMIQUES
1. LES CONSEQUENCES DE CONTEXTES D’EQUARRISSAGE SUR LES INDICATEURS
1.1. La constitution des scénarios
1.1.1. Les scénarios de contexte d’équarrissage
1.1.2. Les profils et pratiques d’équarrissage des éleveurs
1.1.3. Les pratiques d’équarrissage selon les contextes
1.1.4. La constitution de populations d’éleveurs
1.1.5. Les indicateurs donnés par le modèle
1.2. Résultats
1.2.1. L’effectif de vautours
1.2.2. L’efficacité d’équarrissage
1.2.3. L’insatisfaction ou les carcasses « détruites » par les éleveurs
1.2.4. Les émissions de carbone dues aux collectes
1.2.5. Les coûts des collectes
1.2.6. Récapitulatif des résultats
1.2.7. Les conséquences de l’arrêt de l’utilisation des placettes officieuses
2. LES CONSEQUENCES DE STRATEGIES D’EQUARRISSAGE BASEES SUR DES CRITERES DE PREFERENCE
2.1. Les scénarios de stratégie d’équarrissage
2.2. Les résultats
2.2.1. Les conséquences des stratégies « types »
2.2.2. Les conséquences selon les profils «omniscients»
3. L’EQUARRISSAGE NATUREL SELON DES STRATEGIES BASEES SUR LA MOBILISATION D’INFORMATIONS
3.1. Les scénarios
3.2. Les conséquences selon le nombre d’éleveurs utilisant l’équarrissage naturel
3.3. Les conséquences de la transmission d’informations entre les éleveurs
3.3.1. La transmission de l’information élémentaire
3.3.2. La transmission de l’information composée
4. DISCUSSION
4.1. Les hypothèses de modélisation
4.1.1. Les implications des hypothèses sur les résultats
4.1.2. La modélisation des représentations
4.2. Les implications des résultats pour la gestion de l’équarrissage
4.2.1. Les populations d’éleveurs
4.2.2. Les conséquences des contextes
4.2.3. Les conséquences des critères de préférences et de la mobilisation de l’information
VII. L’ADAPTATION DU MODELE GENERIQUE A LA SITUATION DES GRANDS CAUSSES
1. L’ADAPTATION DU MODELE A LA SITUATION CAUSSENARDE
1.1. La zone représentée dans le modèle
1.2. Les gestionnaires et les entreprises d’équarrissage
1.3. Les exploitations
1.4. Les pratiques d’équarrissage
1.5. La zone de nidification des vautours
1.6. Les indicateurs donnés par le modèle
1.7. Les scénarios
2. RESULTATS
2.1. L’incertitude sur le nombre d’ovins présents dans la zone étudiée
2.2. L’incertitude sur l’intensité de la compétition intra-spécifique pour les juvéniles
2.3. Les aspects spatiaux
2.4. Scénario sur les pratiques d’équarrissage
2.4.1. L’arrêt des collectes par la LPO et le PNC
2.4.2. L’arrêt d’utilisation de placettes officieuses
2.4.3. La promotion de l’utilisation de la placette
3. DISCUSSION
3.1. Les effets d’éléments spatialisés
3.2. La population de vautours, estimations et données empiriques
3.3. Implication des résultats pour la gestion
VIII. DISCUSSION GENERALE
1. LA PLACE DES SCIENCES SOCIALES DANS LES APPROCHES DE MODELISATION DE SYSTEMES SOCIO ECOLOGIQUES
1.1. Les simplifications nécessaires à la modélisation
1.2. Des informations déterminantes mais irréductibles à la modélisation
1.3. Conclusion sur la méthodologie et complémentarité des approches modèle-entretiens
2. SERVICE D’EQUARRISSAGE NATUREL ET GESTION DURABLE DES POPULATIONS DE VAUTOURS
2.1. Le concept de service pour la conservation des vautours : aspects théoriques
2.1.1. L’aspect utilitaire ou des bénéfices pour la conservation des vautours
2.1.2. La gestion du service en tenant compte de sa dimension écologique
2.2. Les vautours comme producteurs de service, aspects pratiques
2.2.1. Le service rendu par les entreprises, le service rendu par les vautours
2.2.2. Les arguments portés par les associations de protection de la nature
2.2.3. Un argument nécessaire mais peut-être insuffisant
2.2.4. Des arguments relatifs ?
3. LES SERVICES ECOSYSTEMIQUES AU SERVICE DE LA CONSERVATION
3.1. Une perspective utilitariste, un chemin vers la conservation ?
3.2. La réintégration de l’écologie dans le concept de SE, un chemin vers la conservation ?
3.3. La conservation et les mécanismes de préservation des services écosystémiques
3.4. Une question de rapport à la nature ?
PERSPECTIVES
LIVRET DES SIMULATIONS
REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES 

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