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La séquence éviter-réduire-compenser et l’objectif de « non perte nette »

La compensation écologique pour les zones humides

L’histoire de la gestion des zones humides est assez similaire dans nos deux cas d’études (Etats-Unis et Europe). Celles-ci ont longtemps été considérées comme des milieux inhospitaliers pour les activités humaines et les politiques publiques ont eu comme objectif de les valoriser en les canalisant et en les drainant. Dans les années 60, avec l’amélioration des connaissances en écologie et la montée en puissance des problèmes environnementaux, les scientifiques ont peu à peu souligné l’importance fonctionnelle de ces milieux, notamment pour des questions de santé publique via le bon état écologique de l’eau. La convention de Ramsar sur les zones humides, adoptée en 1971 et entrée en vigueur en 1975, témoigne de cette prise de conscience.
Que ce soit en France ou aux Etats-Unis, la compensation écologique associée à un projet d’aménagement s’inscrit globalement dans la séquence éviter-réduire-compenser (ERC). La logique de cette séquence est d’éviter les impacts du projet sur l’écosystème concerné, de réduire les impacts qui n’ont pu être évités, et enfin, en dernier recours, de compenser les impacts résiduels négatifs significatifs (Figure 1.1).
Le référentiel normatif de la compensation écologique, en tant que dernière étape de cette séquence, est le principe de « non perte nette »33 (ou no net loss en anglais). Il s’agit d’un objectif opérationnel pour la conservation de la biodiversité qui cherche à égaliser les pertes résiduelles d’un projet et les gains écologiques obtenus par un projet de compensation. Ce référentiel implique une équivalence écologique entre les pertes et les gains écologiques et ne nécessite donc ni un détour par des évaluations monétaires appliquées à l’environnement, ni l’utilisation du concept de service écosystémique. L’objectif de « non perte nette » de biodiversité est considéré comme justifié au regard du droit car la conservation de la biodiversité permet le maintien du bien-être humain (section C de l’introduction).

La compensation écologique pour les zones humides en Europe et en France

En Europe, la séquence ERC apparaît dans plusieurs directives (Figure 1.2). La première a été la directive Etudes d’Impact Environnemental34 (EIE) avec une première version en 1985. La directive Habitats a suivi avec la mise en place en 1992 de l’étude des évaluations d’incidence des projets d’aménagement sur des zones Natura 2000. La Directive Cadre sur l’Eau35 (DCE) en 2000 ou la Directive Cadre Stratégie pour le Milieu Marin36 (DCSMM) en 2008 ont aussi établi des obligations d’études d’impact37 pour les écosystèmes aquatiques.
En France, dès 1976, la loi pour la protection de la nature38 impose aux aménageurs de réaliser une étude d’impact qui comporte entre autre « les mesures envisagées pour supprimer, réduire et, si possible, compenser les conséquences dommageables pour l’environnement » (article 2 de la loi initiale). Pendant longtemps, elle n’a pas été appliquée par manque de contrôle et de suivi de la réalisation et de l’efficacité des mesures (Jacob et al. en révision, Quétier et al. 2014). Les différentes directives européennes précitées, transposées en droit national, ont permis de renforcer la mise en œuvre de la compensation écologique en France. Par exemple, la séquence ERC est aujourd‘hui présente dans les textes comme la loi sur l’eau de 199239 et la loi sur l’eau et les milieux aquatiques de 200640. Ces textes ont été institutionnalisés via leur inscription dans le code de l’environnement (Figure 1.2).
Depuis le décret de 2011 portant réforme des études d’impacts41, en application de la loi Grenelle II42 , l’obligation de la réalisation d’une étude d’impact est précisée dans une nomenclature, qui est proposée sous forme de tableau dans l’annexe du décret, selon le type de projet et non plus selon un seuil financier fixé à 1,9 million d’euros. Ce tableau précise si les projets sont soumis à étude d’impact systématiquement ou après examen « au cas par cas » en fonction de critères. Par exemple, dans la section « milieux aquatiques, littoraux et maritimes », il est indiqué que l’étude d’impact est obligatoire pour les travaux de rechargement de plage si le volume concerné est supérieur ou égal à 10 000 mètres cubes et que l’étude d’impact est soumise à la procédure « au cas par cas » si le volume concerné est inférieur à 10 000 mètres cubes. Il faut noter que certains projets figurant dans la colonne des projets systématiquement soumis à étude d’impact le sont uniquement pour ceux « soumis à autorisation au titre d’un article du code de l’environnement ». L’article du code de l’environnement comportant lui-même des critères pour définir quels projets sont soumis à autorisation. Par exemple, la réalisation de réseaux de drainage soumis à autorisation au titre de l’article R 214-1 du code de l’environnement est soumise à étude d’impact systématique. Mais cela signifie que les réseaux de drainage non soumis à autorisation ne sont pas forcément soumis à étude d’impact. Le décret prévoit que les études d’impacts devront comprendre « les mesures prévues par le pétitionnaire ou le maître de l’ouvrage pour : éviter les effets négatifs notables du projet sur l’environnement ou la santé humaine et réduire les effets n’ayant pu être évités ; compenser, lorsque cela est possible, les effets négatifs notables du projet sur l’environnement ou la santé humaine qui n’ont pu être ni évités ni suffisamment réduits. S’il n’est pas possible de compenser ces effets, le pétitionnaire ou le maître d’ouvrage justifie cette impossibilité». Enfin, la doctrine ERC43, publiée en 2012, puis les lignes directrices de la doctrine ERC44, publiées en 2013 sous forme de fiches par le ministère en charge de l’écologie, ont pour objectif de rendre plus opérationnelle la mise en œuvre de la séquence ERC.
La dernière version de la Directive EIE45 devrait aider les pays membres à préciser les conditions d’application de la séquence ERC, à savoir l’effectivité, le respect de délai de mise en œuvre des mesures compensatoires ou encore le suivi (Gaillard 2014). Le récent projet de loi biodiversité46, dans sa dernière forme47, réaffirme l’importance du respect de la séquence éviter-réduire-compenser et insiste sur le fait que la compensation écologique doit être considérée comme un « moyen ultime » (section 6.2.2 du Chapitre 6).

La compensation écologique pour les zones humides aux Etats-Unis

Aux Etats-Unis, la procédure fédérale générale pour les études d’impact environnemental est décrite dans le National Environnemental Policy Act48 (NEPA) de 1969, équivalent américain de la loi pour la protection de la nature et de la future loi sur la biodiversité françaises. Le NEPA ne fait pas directement mention à une séquence éviter-réduire-compenser. Ce n’est qu’en 1978 que les règlements du « Council on Environmental Quality (CEQ) » de la Maison Blanche évoquent véritablement une mitigation hierachy pour la première fois (Hough et Robertson 2009). Elle comprend les étapes suivantes : éviter – minimiser – rectifier – réduire ou éliminer – compenser (CEQ 1978, section 1508.20) ce qui diffère de notre séquence ERC car elle comporte 5 étapes49 et non 3 étapes.
Pour les écosystèmes aquatiques, c’est principalement la juridiction de la section 404 du Clean Water Act (CWA) de 197250, équivalent de notre loi sur l’eau, qui s’applique. La section 404 a conduit à la mise en œuvre d’une mitigation hierachy dont l’étape de la compensation a fait l’objet de nombreux documents et notes (pour un historique détaillé, voir Gardner 2011 et Hough et Robertson 2009). C’est en 1990, dans le Memorandum of Agreement (MOA) entre l’United States Army Corps of Engineers51 (USACE) et l’United States Environmental Protection Agency52 (USEPA), qu’est clarifiée la mitigation hierarchy à suivre pour les impacts sur les zones humides (Hough et Robertson 2009, USACE et USEPA 1990). Elle comprend les étapes suivantes : éviter – minimiser – compenser (section 230.10 du MOA de 1990) ce qui correspond à notre séquence ERC en trois étapes.
La mitigation hierarchy a pendant longtemps été critiquée pour sa « non » application. En effet, elle a offert l’opportunité aux aménageurs d’avoir recours à la compensation sans chercher à éviter ou réduire les impacts en amont (Hough et Robertson 2009). Les agences en ne faisant pas appliquer cette séquence ont été en grande partie responsables du non-respect de cette séquence (GAO 2005). C‘est un discours politique qui a finalement institutionnalisé la mitigation hierarchy. La « non perte nette » de zones humides était en effet un slogan du Vice-Président Georges H. W. Bush alors qu’il faisait campagne pour la présidence des Etats-Unis à la fin des années 80 (Hough et Robertson 2009). En 1989, quelques mois après son élection, il a officiellement lancé la politique de « non perte nette » de zones humides qui revêt alors une dimension plus politique que législative. La mention du no net loss apparaît dans les textes à partir du MOA de 1990 comme souligné plus haut: « The Corps will strive to avoid adverse impacts and offset unavoidable adverse impacts to existing aquatic resources, and for wetlands, will strive to achieve a goal of no overall net loss of values and functions. (…) it is recognized that no net loss of wetlands functions and values may not be achieved in each and every permit action. However, it remains a goal of the Section 404 regulatory program to contribute to the national goal of no overall net loss of the nation’s remaining wetlands base. ».
La législation de la compensation écologique a continuellement évolué depuis le vote du CWA en 1972. Ce n’est que récemment, avec la « Règle Finale » de 2008 sur la compensation53, que le cadre juridique a été stabilisé. La notion de no net loss y est reprise: « As such, compensatory mitigation is a critical tool in helping the federal government to meet the longstanding national goal of ‘‘no net loss’’ of wetland acreage and function.» (USACE et USEPA 2008 p. 19594). On remarque que la notion reste assez floue et sujette à interprétation même si les notions d’équivalence en surface et en fonction écologique apparaissent comme centrales. Ce sont les informations apportées sur l’utilisation de chaque type de compensation et les méthodes d’équivalence utilisées qui apportent les précisions nécessaires à son application. La mitigation hierarchy y est également réaffirmée: « The agencies agree that impacts must be first avoided and then minimized, and that compensatory mitigation should be used only for impacts that cannot be avoided or minimized » (USACE et USEPA 2008 p. 19596).

Le principe de compensation écologique remis en question

Le principe de compensation écologique ne fait pas l’unanimité et il est sujet à de nombreux débats de nature théorique, politique ou économique (Levrel et al. à paraître). Une déclaration internationale s’opposant au principe de compensation écologique (No to Biodiversity Offsetting! 54) a été signée début 2014 par 162 signataires dont 9 sont des organisations françaises. En France, les opposants au projet d’aéroport de Notre-Dame-des-Landes en Loire-Atlantique ou encore au projet de barrage de Sivens dans le Tarn rejettent notamment les mesures compensatoires pour les zones humides proposées par les maîtres d’ouvrage. Le principe de « non perte nette » n’est en effet pas un objectif de pure conservation et il est peu probable qu’il mène à une absence totale de perte de biodiversité. La mise en œuvre de cette approche pratique et pragmatique dans un contexte de développement donne toute son importance au terme « nette » dans le terme « non perte nette ». On autorise des pertes à condition que celles-ci soient compensées par des gains afin qu’à une échelle donnée il n’y ait pas de perte nette (Hough et Robertson 2009). Selon Hough et Robertson (ibid.), cela entraîne un focus de toute la politique publique sur l’importance de l’étape de compensation.
Le principe même de compensation écologique, en tant qu’étape ultime de la séquence éviter-réduire-compenser, est aujourd’hui très discuté dans la littérature scientifique comme mentionné dans la section G de l’introduction (p. 30). Dans cette thèse, nous ne proposons pas d’analyse sur cette question. Nous formulons l’hypothèse qu’une demande réglementaire est à satisfaire et que la question de la compensation en tant que telle correspond avant tout à des choix de nature politique dépassant très largement le cadre de notre travail.

Eléments généraux sur les formes organisationnelles pour la mise en œuvre de la compensation écologique

Nous présentons ici succinctement les trois outils de mise en œuvre de la compensation écologique abordés dans cette thèse, en les rapprochant des formes organisationnelles types présentées dans la section D de l’introduction.

Les permis individuels ou mesures compensatoires écologiques au cas par cas (Permittee Responsible Mitigation55 (PRM))

La mise en œuvre de la compensation écologique s’est longtemps faite à travers la réalisation de mesures compensatoires écologiques dimensionnées au cas par cas pour chaque projet. Dans ce cadre, les compensations de chaque impact sont réalisées par le développeur lui-même. Les régulateurs doivent ainsi traiter avec chaque développeur de la mise en place d’une mesure compensatoire écologique (Figure 1.3). Les permis individuels correspondent à une forme organisationnelle hiérarchique comme définie dans la section D de l’introduction.

Les banques de compensation (mitigation bank56)

Le principe d’une banque de compensation est de réaliser une mesure compensatoire écologique pour plusieurs impacts produits sur des zones humides. L’objectif est de produire des gains écologiques équivalents à l’ensemble des impacts générés par plusieurs projets de développement à travers une unique mesure compensatoire écologique menée sur une zone humide. La réalisation de la banque de compensation est portée par un acteur tiers qui n’est ni le développeur du projet impactant, ni le régulateur. Par un échange de crédits de compensation, la dette écologique des développeurs est compensée par les bénéfices écologiques réalisés par l’acteur tiers sous contrôle des régulateurs (Figure 1.4).
Environnement institutionnel et principales formes organisationnelles pour la mise en œuvre de la compensation écologique

Les rémunérations de remplacement ou fonds de compensation (In-Lieu Fee mitigation57)

Les rémunérations de remplacement ou fonds de compensation consistent en des compensations financières versées à des acteurs tiers (des ONG ou agences d’Etat) pour la réalisation de mesures compensatoires écologiques (Figure 1.5).
Nous ne détaillons pas cette forme organisationnelle dans la thèse car elle n’existe pas pour le moment en Europe et est peu développée aux Etats-Unis, en particulier en Floride.

Table des matières

Introduction générale
A. Un contexte d’érosion de la biodiversité
B. Quels sont les différents types de compensations appliquées aux questions d’environnement ?
C. Comment la théorie économique appréhende la compensation écologique ?
D. L’économie néo-institutionnelle pour l’analyse économique de la compensation écologique
E. Questions de recherche
F. Présentation des cas d’études
G. Positionnement de la thèse par rapport aux autres travaux de recherche sur la compensation écologique
H. Articulation des différentes parties de la thèse
Chapitre 1 Environnement institutionnel et principales formes organisationnelles pour la mise en oeuvre de la compensation écologique
1.1 La séquence éviter-réduire-compenser et l’objectif de « non perte nette »
1.1.1 La compensation écologique pour les zones humides
1.1.2 La compensation écologique pour les zones humides en Europe et en France
1.1.3 La compensation écologique pour les zones humides aux Etats-Unis
1.1.4 Le principe de compensation écologique remis en question
1.2 Eléments généraux sur les formes organisationnelles pour la mise en oeuvre de la compensation écologique
1.2.1 Les permis individuels ou mesures compensatoires écologiques au cas par cas (Permittee Responsible Mitigation (PRM))
1.2.2 Les banques de compensation (mitigation bank)
1.2.3 Les rémunérations de remplacement ou fonds de compensation (In-Lieu Fee)
Chapitre 2 Les mesures compensatoires écologiques au cas par cas : un système défaillant pour répondre à l’objectif de « non de perte nette » ?
2.1 Le cas des mesures compensatoires écologiques au cas par cas pour les projets éoliens en mer : état de l’art dans les pays d’Europe du Nord
2.1.1 Introduction
2.1.2 Materials and methods
2.1.2.1 Choice of sample
2.1.2.2 Data collected
2.1.3 Results
2.1.3.1 Legal framework and obligations in Europe
2.1.3.2 Description of the main potential impacts on marine ecosystems and related mitigation measures in the EIA reports
2.1.4 Discussion
2.1.4.1 Measures presented as biodiversity offsets
2.1.4.2 Different assessments of the impacts
2.1.4.3 Possible explanations for the absence of biodiversity offsets
2.1.5 Conclusion and recommendations
2.1.6 References
2.1.7 Appendix: List of offshore wind farms studied and main information
2.2 Le cas des mesures compensatoires écologiques au cas par cas pour les projets impactant les zones humides : état de l’art en Floride, Etats-Unis
2.2.1 Cadre légal et obligations aux Etats-Unis
2.2.2 Les mesures compensatoires écologiques requises sont mal ou non mises en oeuvre
2.3 Les limites institutionnelles et organisationnelles des formes hiérarchiques pour répondre à l’objectif de « non perte nette »
2.3.1 Caractéristiques des transactions
2.3.2 Les coûts de transaction liés aux PRM
Chapitre 3 Les instruments basés sur le marché sont-ils une alternative aux formes hiérarchiques ? Exemple des banques de compensation
3.1 Introduction
3.2 Materials and methods
3.2.1 Three levels of definitions for markets
3.2.2 A field work in the “state of wetlands”: Florida
3.3 Results and discussion
3.3.1 Rationale of the wetland mitigation banking system in Florida
3.3.2 Market characteristics of the mitigation banking system
3.3.2.1 Demand for mitigation credits
3.3.2.2 Supply for mitigation credits
3.3.2.3 The traded environmental commodity, property rights and information
3.3.2.4 Size of the market
3.3.2.5 Level of competition
3.3.2.6 Price setting
3.3.2.7 The rules of the game of the mitigation banking system
3.3.3 The mitigation banking system: halfway between market and hierarchy
3.3.3.1 An organizational form with market and hierarchy characteristics
3.3.3.2 Hybrid form regularities of the mitigation banking system
3.3.3.3 A hybrid form with fitted features that answer theoretical fears
3.4 Conclusion
3.5 References
3.6 Appendices
3.6.1 Appendix 1: Respondents
3.6.2 Appendix 2: Mitigation banks of Florida discussed during the interviews
Chapitre 4 Stratégies adaptatives dans le système des banques de compensation pour zones humides en Floride
4.1 Introduction
4.2 Theory and materials
4.2.1 New institutional economics approach
4.2.2 A field work in the “state of wetlands”: Florida
4.3 Results and discussion
4.3.1 Description of the mitigation banking system of Florida
4.3.2 Overall consequences of mitigation banking features on the characteristics of transactions
4.3.2.1 Frequency
4.3.2.2 Specificity
4.3.2.3 Uncertainty
4.3.3 Consequences of the two levels of negotiation on the characteristics of transactions
4.3.3.1 First level of negotiation: tradeoffs about the public policy framework
4.3.3.2 Second level of negotiation: case-by-case tradeoffs
4.4 Conclusion
4.5 References
Chapitre 5 Arbitrage entre les formes organisationnelles et hypothèse d’une coexistence entre elles
5.1 Analyse des coûts de transaction liés au système des banques de compensation en Floride, USA.
5.1.1 Introduction
5.1.2 Materials and methods
5.1.2.1 Materials, a field work in the “state of wetlands”: Florida
5.1.2.2 Methods, an accounting analysis and an analysis based on the new-institutional economics theory
5.1.3 Results
5.1.3.1 Accounting analysis
5.1.3.2 New-institutional economics analysis
5.1.4 Conclusion
5.1.5 References
5.2 Les banques de compensation, une forme organisationnelle exclusive ?
5.2.1 Coexistence de transition ou durable entre les différents outils de compensation ?
5.2.1.1 Coexistence actuelle des banques de compensation et des PRM
5.2.1.2 Hypothèse de coexistence de transition du fait d’une inertie institutionnelle conduisant finalement à la disparition du système des PRM
5.2.1.3 Hypothèse de coexistence durable du fait d’une complémentarité institutionnelle
5.2.2 Le rôle de la mise en place des banques de compensation sur la meilleure mise en oeuvre de la compensation écologique
5.2.3 Annexe : Extrait du document modèle proposé par l’USACE pour la préparation de la soumission finale de demande de permis de construire sur une zone humide – Partie sur les mesures compensatoires écologiques (question 8)
Chapitre 6 Comparaison des résultats de thèse avec d’autres cas d’étude
6.1 Comparaison des résultats de thèse avec une étude statistique sur la Floride et une étude empirique sur le New Jersey
6.1.1 Approche statistique du cas de la Floride à partir des données RIBITS pour le district de
Jacksonville (Scemama et al. à paraître)
6.1.2 Comparaison des banques de compensation pour zones humides du New Jersey et de Floride
6.2 Comparaison des résultats de thèse avec la mise en oeuvre de la compensation par l’offre en France
6.2.1 Comparaison des cadres institutionnels et organisationnels des banques de compensation aux Etats-Unis et en France
6.2.2 Quelles évolutions pour le cadre institutionnel français de la compensation écologique ?
Conclusion générale
A. Principaux résultats
B. Principaux apports théoriques
C. Limites de la thèse et perspectives de recherche
Postface
Bibliographie générale
Table des matières
Liste des tableaux
Liste des figures
Liste des abréviations

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