Évaluation des écosystèmes et de la biodiversité

Les méthodes d’évaluation traditionnelles

Il est d’usage de distinguer les méthodes d’évaluation selon deux catégories (Pearce et Turner, 1990) [117] : les méthodes indirectes, dites par préférences révélées (méthode des prix hédonistes, méthode des coûts de transport), et les méthodes directes, par préférences déclarées (évaluation contingente, analyse conjointe). Toutes ces méthodes reposent sur une fragmentation des différentes valeurs attribuables à un actif environnemental donnant, une fois sommées, la valeur économique totale. La taxonomie de la valeur traditionnelle distingue ainsi les valeurs d’usage (utilisation effective, valeur d’option) des valeurs de non-usage (valeur d’existence, valeur de legs et altruisme)1 [117, 16, 78]. Les valeurs d’usage pouvant être déterminées directement par l’observation des marchés, ces méthodes sont principalement orientées sur l’estimation des valeurs de non-usage ou des valeurs d’usage non-marchand. La valeur économique totale est de ce fait constituée d’une multitude de valeurs déterminées par le biais de différentes méthodes d’évaluation. Après avoir étudié les deux principales méthodes par préférences révélées, la méthode des prix hédonistes puis celle des coûts de transport, nous nous pencherons sur l’analyse des deux principales méthodes par préférences déclarées, l’évaluation contingente puis l’analyse conjointe.

Les méthodes d’évaluation par préférences révélées

Les méthodes dites « révélées » diffèrent des méthodes déclarées car elles utilisent, comme données, les comportements des agents sur des marchés réels plutôt que leurs comportements hypothétiques sur des marchés virtuels. Ces méthodes sont développées sur la base du constat qu’un agent désireux d’exercer un certain usage de l’environnement est amené à consommer des biens marchands complémentaires à cet usage.

Ainsi, ce sont les comportements des agents sur des marchés liés aux actifs environnementaux qui, par définition, ne disposent pas de marchés spécifiques, qui sont analysés (Hanley et al, 2007) [78].

La méthode des prix hédonistes

Présentation et objectifs

La méthode des prix hédonistes est dérivée de la théorie des caractéristiques de la valeur, elle repose sur l’hypothèse selon laquelle la valeur d’un bien dépend de celles que les individus attribuent à chacune de ses caractéristiques (marchandes ou non marchandes). Ses fondements sont les mêmes que ceux de la méthode d’analyse conjointe et des modèles de coût de transport que nous étudierons dans les sections suivantes. Il s’agit, d’après les observations faites sur un marché réel, d’estimer le prix implicite que les individus attribuent à un actif environnemental avant, dans un second temps, d’utiliser ces prix implicites afin d’estimer une fonction de demande pour l’amélioration de la qualité d’un des actifs environnementaux et d’en déduire le surplus du consommateur qui en découle.

Partant de l’hypothèse posée par Lancaster (1966) [91] selon laquelle de nombreux biens peuvent être considérés comme des paniers de caractéristiques individuelles, Rosen [124] a mis au point un modèle de différenciation qui constitue, aujourd’hui encore, la base de la méthode des prix hédonistes. Les prix, dits hédonistes, y sont définis lorsque les prix implicites des caractéristiques d’un bien sont révélés aux agents économiques grâce à l’observation directe du prix du bien sur le marché et de la quantité des caractéristiques qui y sont associées. Il n’existe généralement pas de marché explicite pour les différents éléments qui composent un bien donné, c’est pourquoi, il peut être intéressant d’estimer les fonctions d’offre et de demande structurelles pour ces caractéristiques. C’est là qu’intervient la procédure de Rosen dont l’objectif est de créer un mécanisme permettant de faciliter l’interprétation des prix implicites estimés2 [87, 117, 21, 51, 15, 16, 73].

La méthode hédoniste a trouvé son utilisation intensive dans l’étude du marché dynamique de l’immobilier urbain (Can, [31]). Elle a été employée dans l’estimation de la demande pour les caractéristiques de voisinage et d’habitation, pour construire des indices de prix immobiliers, pour analyser l’impact des externalités de voisinage sur les prix fonciers, pour mesurer la demande d’habitation au sein d’études de mobilité résidentielle et enfin pour estimer les bénéfices provenant de programmes d’investissements publics. Ridker et Henning (1967) [123] ont été les premiers à l’utiliser pour le cas spécifique de la pollution de l’air. Les résultats obtenus indiquent que la pollution de l’air constitue effectivement une variable relativement significative pour expliquer les valeurs foncières.

La plupart des recherches sur l’estimation des demandes et offres sous-jacentes pour les caractéristiques d’un bien, ont été faites sur des marchés immobiliers (Palmquist, 1984) [116]. La valeur d’un terrain est supposée être liée à un ensemble de caractéristiques spécifiques à ce terrain, y compris environnementales. Les variations dans les valeurs foncières de différents terrains sont alors fonction des différences existant dans les caractéristiques de chaque terrain.

Ainsi, si la valeur foncière diffère entre deux terrains dont les caractéristiques ne divergent qu’au niveau de la qualité environnementale, il devrait être possible d’en déduire la valeur que les individus accordent à l’environnement. Grâce à des techniques statistiques adaptées, la méthode hédoniste tente d’identifier la part du différentiel de prix pouvant être attribuée à une différence environnementale particulière entre deux propriétés. Pour ce faire, le prix de la maison est décomposé entre les prix de ses différentes caractéristiques en incluant les actifs environnementaux. Le consentement à payer des agents pour une amélioration de la qualité environnementale peut ensuite en être déduit. L’avantage de cette méthode est qu’elle s’appuie sur des comportements directement observés sur un marché existant. Seules les transactions réelles sont étudiées ce qui permet d’éviter toute confusion entre ce que le consommateur pense faire et ce qu’il fait réellement dans une situation donnée. Son domaine d’application est vaste. Toutefois, il ne faut pas sous-estimer la difficulté à obtenir des valeurs fiables car les résultats sont très sensibles à la qualité et au traitement économétrique des données (Bonnieux et Des aigues, 1998) [15].

Les limites de la méthode

En théorie, la méthode hédoniste est assez générale . Contrairement à la méthode des coûts de transport, analysée dans la prochaine section, la méthode hédoniste mesure le surplus que le consommateur dérive non seulement de l’usage récréatif d’actifs environnementaux, mais aussi de l’utilité directe de vivre près de ces actifs quand la méthode des coûts de transport mesure uniquement les bénéfices récréatifs. En pratique cependant, la valeur de certains actifs environnementaux n’est pas statistiquement significative. Concernant, par exemple, les zones humides (Garrod et Willis, [68]), les agents souhaitent rarement s’installer à proximité d’une zone humide qui présente, selon eux, trop de désagréments (humidité, présence de moustiques, etc., …). De ce fait, la valeur d’une zone humide mesurée par la méthode hédoniste serait faible voire négative. Pourtant, nous savons que ces zones sont très importantes en terme de services éco systémiques, notamment pour les habitats naturels. Le résultat obtenu par la méthode hédoniste n’est donc pas, selon nous, représentatif de la valeur réelle d’une zone humide.

Sans aller jusqu’à cet exemple un peu extrême où un actif environnemental rendant de nombreux services est jugé négativement par la population, simplement en tenant compte du fait que les agents effectuant leurs choix sur les marchés comme celui de l’immobilier connaissent mal les milieux naturels complexes qui les entourent quels qu’ils soient, nous pouvons supposer que l’utilisation de la méthode hédoniste conduira dans tous les cas à une sous-estimation de ces milieux. Cette méthode ne peut structurellement capturer que la valeur perçue par les agents, pour laquelle ils sont prêts à payer, occultant par conséquent une partie de sa valeur réelle. Nous insistons sur le fait que lorsque nous parlons de valeur réelle, nous ne cherchons par à sortir du cadre d’une évaluation anthropocentrée de la valeur. Nous traitons bien ici de bénéfices rendus à l’Homme par la nature, mais observons un écart entre les bénéfices effectivement rendus par la nature et les bénéfices perçus par les agents.

Enfin, cette méthode estime la valeur d’un actif environnemental en comparant deux biens, achetés sur un marché réel et identiques, sauf pour l’actif environnemental que l’on cherche à évaluer. Dans le cadre de l’estimation de l’impact environnemental d’un projet, cela suppose que des marchés parallèles observables existent pour l’actif environnemental en question, l’immobilier constituant le marché généralement favorisé. Or, toutes les zones naturelles ne sont pas situées à proximité de zones d’habitation. C’est le cas notamment dans notre étude des terrains appartenant à des agriculteurs ou à des organismes d’État n’accordant pas particulièrement d’importance à la présence ou non de zones naturelles. La qualité de ces milieux naturels n’entrerait donc pas nécessairement dans les variables de choix de ces individus.

En outre, lorsque ces zones sont achetées dans un objectif d’aménagement, leur présence constitue plus, pour les aménageurs se portant acquéreur des terrains, une contrainte qu’un avantage. Leur présence n’est d’aucune utilité pour les diverses activités, industrielles ou autre, tandis que la protection de certaines zones naturelles ou espèces peut potentiellement conduire à des conflits avec les associations locales de protection de la nature. Nul doute que, pour des acheteurs potentiels, les actifs environnementaux, s’ils apparaissent dans les caractéristiques influant sur leur décision, présenteraient là aussi une valeur faible voire négative. Si la méthode d’évaluation par les prix hédonistes reste appropriée pour évaluer des actifs environnementaux correctement perçus par les agents et identifiables sur un marché parallèle, ce n’est pas le cas lorsqu’il s’agit d’évaluer des impacts causés à des milieux naturels complexes, méconnus et localisés à distance des zones d’habitation.

La méthode des coûts de transport

Présentation et objectifs

L’approche par la fonction de production des ménages, étudiée notamment par Braden et Kolstad (1991) [21], analyse les variations de consommation observées de biens substituts ou compléments aux actifs environnementaux. La méthode des coûts de transport constitue l’application la plus fréquente de cette méthodologie, les voyages y sont analysés afin de déterminer la demande de visite pour un site récréatif donné. Dans les modèles de coûts de transport, l’actif environnemental auquel on s’intéresse est la ressource en loisir. En effet, de nombreux espaces naturels tels que les lacs, les rivières, les forêts publiques ou encore les parcs nationaux, sont utilisés par les agents afin de s’adonner à des activités de loisirs variées comme la pêche, la chasse, la randonnée ou le camping. En tant que zones de loisirs, ces zones naturelles rendent toutes sortes de services aux individus (Hanley et al. [78]).

De même qu’avec la méthode des prix hédonistes, l’observation des transactions effectuées sur le marché va donner des informations sur les choix et les comportements des agents. Le principe de départ est que tout visiteur d’un site de loisir effectue une transaction implicite (Freeman, 1993) [67]. Les différents visiteurs d’un site donné font face à des coûts distincts. Par ailleurs, chaque visiteur rencontrera des coûts différents pour les divers sites qu’il pourrait visiter. La réaction des individus devant ces variations de prix implicites des visites constitue la base permettant d’estimer la valeur des sites récréatifs ou celle de variations observées dans la qualité d’un site.

Ainsi, la méthode des coûts de déplacement proposée par Hotelling en 1947 puis mise en application par Trice et Wood [140] avant d’être popularisée par les travaux de Clawson et Knetsch [42], se fonde sur l’idée que les dépenses engagées par les agents pour se rendre sur un site donné expriment leur consentement à payer pour jouir de ce site. L’approche proposée par Trice et Wood [140] est très proche de celle d’Hotelling selon laquelle une analyse du site étudié doit être effectuée afin de découvrir les points d’origine d’où proviennent les visiteurs. Les individus doivent ensuite être groupés par zones géographiques en fonction de leur distance par rapport au site. Les coûts moyens de transport nécessaires pour se rendre sur le site sont multipliés par le nombre d’utilisateurs potentiels au sein de chaque zone. La valeur totale pour le loisir attribuable au parc étudié correspondra alors à la somme des différences entre le coût de transport maximum (celui supporté par les habitants de la zone la plus éloignée) et ceux supportés par les utilisateurs des autres zones, multiplié par le nombre de visiteurs estimés pour chaque zone.

Utilisée dès les années 50 par différentes administrations américaines, cette méthode a été largement employée depuis, afin d’estimer les bénéfices liés à un usage récréatif d’espaces naturels. En 1966, Clawson et Knetsch [42] proposent une démonstration rigoureuse du modèle. Par la suite, McConnell [104] précise la relation entre le modèle de Clawson et Knetsch et la théorie économique. Bien qu’elle paraisse simple d’emploi et soit couramment utilisée, cette méthode rencontre en pratique de nombreux problèmes4 [27, 37, 17, 28, 67].

Limites de la méthode

Cette méthode se cantonne à l’estimation des valeurs d’usage, qui ne sont autres que des usages purement récréatifs. Or, les valeurs qui ne font pas partie de la consommation directe ne peuvent être estimées par le truchement de biens compléments ou substituts (Braden et Kolstad, [21]). L’utilité de cette méthode est donc fortement limitée et ne permet d’obtenir qu’une petite partie de la valeur d’un actif environnemental. Déterminer la valeur totale d’une zone naturelle supposerait donc d’utiliser d’autres méthodes afin d’estimer les autres composantes de sa valeur, puis de sommer toutes les valeurs ainsi obtenues. Les risques engendrés sont alors : celui d’omettre certains bénéfices rendus par le milieu naturel (tous ces bénéfices n’ont pas encore été identifiés), le risque au contraire de compter deux fois certains bénéfices (la méthode hédoniste, par exemple, est plus vaste que la méthode des coûts de transport et inclut également les bénéfices récréatifs) ou encore le risque de sommer des éléments qui ne sont pas comparables (du fait de l’utilisation de méthodes différentes, il n’est pas certain que les résultats obtenus puissent simplement être additionnés).

Il est aussi à signaler que les milieux naturels ne sont pas tous source de loisirs, certains d’entre eux sont même difficiles d’accès. C’est le cas des zones naturelles situées le long de la Sebkha. Elles ne sont pas nécessairement aménagées pour la promenade ou la pêche. Les zones les plus intéressantes, d’un point de vue écologique, sont au contraire bien souvent celles qui sont laissées à elles mêmes, libre d’évoluer à leur aise avec un minimum d’intervention humaine. Dans ce cas, la méthode d’évaluation par les coûts de transport ne peut être employée.

Les méthodes d’évaluation par préférences déclarées

Dans leur article, Morrison et al. [110] indiquent que les techniques par préférences déclarées possèdent certains avantages sur celles à préférences révélées. Leur flexibilité permet une utilisation dans des cas plus variés, notamment dans l’estimation de valeurs de non-usage ou de valeurs d’usage pour lesquelles il n’existe pas de marchés liés. Bien que controversée, la technique principale qu’est l’évaluation contingente est reconnue, que ce soit académiquement ou chez les responsables politiques, comme étant une méthodologie permettant d’estimer la valeur monétaire de variations environnementales.

Il s’agit d’une approche par enquête directe estimant les préférences des consommateurs par le biais d’un questionnaire construit de façon appropriée (Hanley et al. [77]). La première étape consiste à créer un marché hypothétique, dit contingent, où l’actif en question peut être échangé. Une définition de l’actif, du contexte institutionnel dans lequel il sera fourni ainsi que de la manière dont il sera financé, est également proposée. Les personnes interrogées doivent alors exprimer leur consentement à payer « maximum » ou leur consentement à recevoir « minimum » pour un changement hypothétique dans le niveau d’approvisionnement de l’actif. Il est supposé, dans cette méthode, que les quantités de consentement à payer sont liées aux préférences sous-jacentes des personnes interrogées de façon cohérente.

Au fur et à mesure de son utilisation, la méthode d’évaluation contingente a révélé quelques biais. Cette méthode est notamment sensible aux notions de réponses lexicographiques. Ainsi, certaines personnes interrogées « accèdent à la demande de l’enquêteur quelle que soit leur opinion réelle » (Mitchell et Carson [108]), ce qui peut conduire à des estimations biaisées de consentement à payer ainsi qu’à une sensibilité réduite à l’échelle (Blamey et al. [11]). Des motivations de satisfaction morale ou de réponses symboliques peuvent avoir une influence similaire sur les résultats des évaluations contingentes (Kahneman et Knetsch [88]). Par ailleurs, les personnes interrogées ignorent, ou sous-estiment, parfois les possibilités de substitution. Il est possible qu’elles formulent leurs réponses sans apprécier réellement l’ensemble vaste des autres problèmes environnementaux présents sur l’agenda du gouvernement pour lesquels elles pourraient également envisager d’effectuer des paiements en partie, pour répondre à ces problèmes, les utilisateurs d’évaluations environnementales semblent développer un intérêt croissant dans des formats de préférences révélées alternatifs comme l’analyse conjointe.

Table des matières

Introduction
Première partie
I – État de l’art des méthodes d’évaluation économiques 
Chapitre 1
1 Les méthodes d’évaluation traditionnelles
1.1 Les méthodes d’évaluation par préférences révélées
1.1.1 La méthode des prix hédonistes
1.1.2 La méthode des coûts de transport
1.2 Les méthodes d’évaluation par préférences déclarées
1.2.1 La méthode d’évaluation contingente
1.2.2 Les méthodes d’analyse conjointe
1.3 Conclusion sur les méthodes d’évaluation traditionnelles
Chapitre 2 
2 – Évaluation des écosystèmes et de la biodiversité
2.1 Les fondements macroéconomiques
2.1.1 L’évaluation des écosystèmes et de la biodiversité à l’échelle mondiale
2.1.2 Le transfert de bénéfices
2.1.3 La compensation en (ALGERIE)
2.2 Le Mitigation Banking
2.2.1 Le fonctionnement du banking
2.2.2 La procédure d’évaluation
2.2.3 Les avantages et les inconvénients du banking
2.3 Les mécanismes de marché en Europe
2.4 Conclusion sur l’évaluation des écosystèmes et de la biodiversité
Deuxième partie 
Adaptation de la méthode Habitat Evaluation Procédure : cas d’étude
Chapitre 3 
3 – Présentation du terrain d’étude
3.1 La Sebkha basin étudié
3.2 Le bassin hydrographique via Sebkha
3.3 Localisation et description, bon lieu d’Oran via la zone pilote
Chapitre 4 
4 – La méthode HEP « adaptée »
4.1 L’impact environnemental net du projet
4.1.1 Les limite de l’étude
4.1.2 Les conditions de base en termes d’unités d’habitat
4.1.3 Les conditions futures en termes d’unités d’habitat
4.2 Les mesures compensatoires « idéales »
4.2.1 Identification des pertes à compenser
4.2.2 L’identification des espèces cibles et objectifs de compensation
4.2.3 La sélection d’une zone de compensation candidate
4.2.4 Les unités d’habitat de la zone de compensation hors intervention
4.2.5 La sélection des actions de gestion alternatives
4.2.6 Les unités d’habitat de la zone de compensation après intervention
4.2.7 L’estimation de la taille appropriée des mesures de compensation « idéales »
4.3 Conclusion sur la méthode HEP « adaptée »
Chapitre 5
5 – La méthode d’estimation du coût environnemental
5.1 Le coût environnemental du projet
5.1.1 La répartition des milieux et le détail des interventions
5.1.2 Le calcul du coût de l’intervention
5.2 Discussion des valeurs obtenues
5.3 Conclusion sur la méthode d’estimation du coût environnemental
Conclusion générale 
Annexes 
A- Les programmes d’étude, bases de données et classification américaines
B- Les programmes d’étude, bases de données et classification européennes
C- La base de données locale (BD-OCO)
D- La classification des couvertures terrestres présentes sur la zone pilote
E- Les inventaires faunistiques et floristiques
F- Les liens espèces – milieux
G- Les liens espèces – services
H- Les schémas illustrant les liens « milieux – espèces » puis « espèces -services »
I- Les calculs détaillés des unités d’habitat cumulées pour chaque espèce cible
Liste des sigles 
Références bibliographiques

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