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Mondes insulaires : espaces, temporalités, ressources

Les services d’usage indirect fournis par les écosystèmes marins et côtiers : l'exemple de la Guadeloupe

Indirect Use Services Provide by Marines and Coastal Ecosystems: Guadeloupe Case
Thibaut Therme

Résumés

Les écosystèmes marins et côtiers sont parmi les plus efficients fournisseurs de services environnementaux à l’échelle du globe, mais ces écosystèmes comptent également parmi les plus dégradés et les plus menacés par le développement humain. Dans les îles comme la Guadeloupe, les espaces côtiers et maritimes constituent une importante ressource pour le développement économique. La valeur de ces écosystèmes et l’avancement de leur dégradation sont abordés dans le cadre de l’évaluation des services d’usage indirect.

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Notes de l’auteur

Remerciements : cet article a été rédigé suite à un stage à l’Observatoire du Milieu Marin Martiniquais (OMMM), sur le thème d'Intérêt Transversal "Socio-économie" de l'Initiative Française pour les Récifs Coralliens (IFRECOR), dans le cadre d’une démarche conjointe des ministères de l’environnement et de l'Outremer. L'auteur remercie Jean-Philippe Maréchal et Pierre Failler pour leur accueil et leurs conseils avisés.

Texte intégral

Introduction

1Costanza (1997) constate que la faible prise en compte de l’environnement dans l’économie actuelle explique son poids souvent négligeable lors des décisions politiques. Dans la course économique pour l’efficience productiviste et le gain marchand, la nature est considérée comme res nulius. Déréglementée, oubliée dans les calculs économiques, elle n'est ni appréhendée à sa juste valeur, ni suffisamment protégée à la vue des dégradations qu'elle subit (Failler et al, 2011). Pourtant la nature, source de vie, fournit l’environnement nécessaire à notre survie et dans ce sens, sa valeur est infinie et inestimable (Harou et Stenger, 2005). Costanza (1992) insiste sur la capacité de la biosphère et de la nature en général, à créer un environnement propre à la vie avec une grande efficience et pour des coûts minimes (en énergie et en capital). Les sociétés humaines ont tout avantage à conserver le capital naturel en tant que système de support à la vie. Le bien-être des sociétés futures dépend alors du stock de capital naturel restant qui déterminera les possibilités de croissance et de développement.

2Les services écosystémiques sont différents services que la nature rend à l’homme, et à travers ces différents services la nature soutient le développement humain (MEA, 2005). Les services d’usage indirect permettent indirectement le développement des activités économiques de deux manières distinctes : soit en régulant l’environnement et en créant ainsi un milieu propre à la vie, soit par la protection ou le soutien des activités économiques (Pagiola, 2004 ; Failler et al, 2011). La valeur de l’ensemble des services écosystémiques que la biosphère assure à l’Homme est estimée par Costanza (1997) à cinquante-quatre mille milliards de dollars par an, dont 38% pour les écosystèmes marins et côtiers, soit vingt-et-un mille milliards de dollars (Failler et al, 2011). Cette estimation permet d’affirmer que les écosystèmes marins et côtiers tels que les zones humides littorales, les récifs coralliens de coraux, les mangroves ou les herbiers de phanérogames marins sont parmi les plus efficients fournisseurs de services écosystémiques.

3Dans les milieux insulaires comme la Guadeloupe où la proportion d’espaces côtiers et marins est importante, ces écosystèmes ont un rôle majeur à jouer dans les enjeux du développement économique. Dans la mesure où les services d’usage indirect sont des services accessibles à tous, ceux-ci rentrent difficilement dans les logiques de marché (Pagiola, 2004 ; Failler et al, 2011). Le but est alors de connaître leur valeur et de comprendre quelles sont leurs contributions indirectes au développement économique des espaces insulaires.

1. L’évaluation des services d’usage indirect

1.1. Les différents usages de la nature par l’Homme et les services d’usage indirect

4Les économistes classifient les services fournis par les écosystèmes selon leur utilisation et leur usage par la société. Les différentes valeurs sont les valeurs d'usage direct, d'usage indirect, et de non-usage (qui comprend les valeurs d'option, d’existence, et de legs) (Pagiola, 2004). La valeur d'usage indirect (ou VUI) est inhérente au fonctionnement même de l'écosystème, les services produits sont des fonctions écologiques, comme la respiration des plantes qui permet la production du service de stockage du carbone (Failler et al, 2010). Les services d’usage indirect sont donc pour la plupart des fonctions écologiques régulatrices (service de régulation) des écosystèmes marins et côtiers (Failler et al, 2010). Mais ces services peuvent aussi provenir de l’appui ou de la protection que les écosystèmes assurent à des activités économiques ayant une valeur directement mesurable comme le tourisme axé sur la plage et la baignade ; la valeur d’usage indirect est liée au changement de la valeur de production ou de consommation de l’activité ou de la structure économique qu’elle protège ou soutient.

1.2. Les bénéfices théoriques liés à l’évaluation des écosystèmes

5Le calcul de la valeur de l’environnement et des services rendus par ce dernier à la société vise à dégager les différents usages que la société fait de la nature et la valeur économique du soutien au développement. La synthèse réalisée par la TEEB (2009) souligne que le fait de connaître la valeur des écosystèmes et des services rendus par ces derniers suffit parfois à assurer leur conservation et leur utilisation durable. En outre, les évaluations permettent généralement de promouvoir des stratégies de conservation de la biodiversité et d’allocation durable des ressources (EMA, 2005).

6Ainsi, dans le cas des services d’usage indirect, leur évaluation permet de mettre en lumière l’ensemble des services rendus par les écosystèmes que la société considère bien souvent comme acquis. Mais l’évaluation permet également de dégager les bénéficiaires de ces services et nous montre clairement, dans des termes économiques communs à toute la société, quelles contributions concrètes ces écosystèmes apportent au développement.

1.3. Les techniques d’évaluation des services d’usage indirect

7La valeur d’usage indirect n'est qu’indirectement liée aux activités économiques et les services de régulation, de soutien et de protection qu'elle englobe ne sont pas financièrement rémunérés, car accessibles à tous (Costanza, 1997). Pour les services de régulation, les ressources naturelles produites, stockées ou régulées sont évaluées économiquement. Il s’agit de l’estimation des fonctions de production. Pour les services de protection et de soutien, faute de pouvoir faire l'évaluation à partir du service fourni sur un marché, c’est la possibilité de substitution par des ouvrages artificiels produisant les mêmes services qui permet l’évaluation (Failler et al, 2011). Il s’agit de l’utilisation des valeurs de remplacement. Et si le débat sur la possibilité de substituer le capital naturel au capital artificiel est toujours actuel, estimer le coût de la substitution de l’un par l’autre à travers les valeurs de remplacement permet d’évaluer le coût pour la société d’un tel changement.

8L'estimation de la valeur d’usage indirect s’appuie sur deux méthodes d'évaluation (Failler et al, 2011) : d’une part, l’estimation de fonction de production et sa traduction en termes monétaires pour quantifier la production d'une ressource commerciale par l'écosystème ; et d’autre part, l’estimation des coûts de remplacement pour évaluer le coût de remplacement d'un service produit naturellement par celui d’un ouvrage artificiel produisant le même service.

9Les données de quatre services évalués en Guadeloupe sont résumées dans le tableau 1. Dans le cas de l’estimation des fonctions de production, il est nécessaire de pondérer la capacité de production d’une ressource de l’écosystème par son état de santé et son profil écologique. Le rapport entre dynamiques écologiques et capacités de production est cependant souvent difficile à établir (Sanchirico et al., 2010). Pour la méthode des coûts de remplacement, le coût des ouvrages de remplacement a été estimé en croisant les résultats de différentes études, il est alors nécessaire de pondérer la valeur de ces derniers par le prix de production de l’ouvrage localement à travers le PIB/hab.

Tableau 1. Données nécessaires à la mise en place des méthodes de calcul de la valeur d’usage indirect en fonction des services évalués

Tableau 1. Données nécessaires à la mise en place des méthodes de calcul de la valeur d’usage indirect en fonction des services évalués

Sources : Failler et al (2011), UNEP-WCMC (2006).

2. Des écosystèmes marins et côtiers guadeloupéens sous pression

2.1. Les pressions anthropiques sur les ressources côtières et marines

10Les écosystèmes associés aux récifs coralliens (c’est-à-dire les mangroves et les herbiers de phanérogames marins) sont répartis tout le long des côtes et du milieu marin de l’île (Chauvaud et al., 2001, 2005). Le développement économique et urbain pèse lourdement sur les biocénoses de l’île dont la dégradation est indéniable (Transler et al., 2007). Outre leur grande diversité, ces écosystèmes de valeur se voient d’autant plus menacés par la situation insulaire qui caractérise la Guadeloupe. Le manque d’espace entraînant la concentration de l’urbanisation et des activités économiques qui empiètent alors sur les écosystèmes littoraux tel que les mangroves (FAO, 2005 ; Transler et al., 2007). Mais cette concentration de l’anthropisation constitue aussi une menace pour les herbiers qui sont les premiers écosystèmes marins à subir les rejets de l’agriculture et de l’industrie (Orth et al., 2007 ; Mege et al., 2007) et pour les coraux (Bouchon et al., 2006). La dégradation progressive de ces écosystèmes réduit l’efficience de leurs services. Au-delà de l’approche conversationniste inhérente à la protection de la biodiversité et du patrimoine écologique se pose la question de l’efficacité de ces biocénoses à fournir un environnement propre à soutenir notre mode de vie...

2.2. Les données récoltées pour l’évaluation

Photographie 1. La mangrove de la réserve du Grand Cul-de-Sac du Marin (Guadeloupe)

Photographie 1. La mangrove de la réserve du Grand Cul-de-Sac du Marin (Guadeloupe)

Source : O. Dehoorne (2011)

11La surface des mangroves s’est réduite en Guadeloupe sous l’effet de l’expansion urbaine ; elle s’est stabilisé ces dernières années autour 29,5 km² (FAO, 2005). Aujourd’hui, 90% des mangroves de Guadeloupe se trouvent dans le Grand Cul-de-Sac du Marin (cf photographie 1) et bénéficient de l’effet de protection de réserve. Divisées en quatre profils sylvatiques distincts de la ceinture côtière externe à la ceinture forestière intérieure (Roussel et al, 2007), celles-ci restent en bon état malgré les pressions dues aux apports terrigènes anthropiques issus des décharges, des zones industrielles et urbaines. Cette résistance aux atteintes anthropiques est principalement due à la capacité de traitement des eaux par l’écosystème (Herteman, 2010).

12Les herbiers forment de véritables prairies sous-marines en eaux peu profondes. Les deux principales espèces en peuplements uniques ou mixtes dans les herbiers sont la Thalassia Testudinum ou « herbe à tortue » et la Syringodium Filiforme (Mege & Delloue, 2007). Bien qu’il y ait des mélanges entre ces deux espèces celles-ci se développent sur des substrats et à profondeurs différentes. Aussi, tandis que les herbiers d’herbe à tortue forment des peuplements assez denses, les peuplements de Syringodium Filiforme forment des pelouses clairsemées dont les racines ne s’enfoncent que de quelques centimètres dans les sols (Bouchon et al, 1990). Les herbiers occupent ainsi une surface d’environ 126 km². La répartition entre les différentes espèces reste inconnue et la production primaire et les peuplements benthiques n’ont été observés que dans certains sites précis et pour certaines espèces. Le taux de recouvrement moyen n’a été calculé que dans le Grand Cul-de-Sac du Marin où il serait d’environ 64%, ce qui correspondrait à un état de santé plutôt bon selon Chavaud et al. (2005).

Photographie 2. Ilet côtier et récif corallien en Guadeloupe

Photographie 2. Ilet côtier et récif corallien en Guadeloupe

Source : O. Dehoorne (2011)

13La Guadeloupe présente également une importante couverture corallienne (cf. photographie 2) fortement menacée par les pressions anthropiques (Bouchon et al, 2006). La surface de l’ensemble des communautés récifales et benthiques de coraux couvre 93 km² autour de la Guadeloupe. Les récifs sur roche (non bio-construits) occupent une surface mineure ; selon les données de Bouchon (2006) couplées aux informations de la DIREN (2001), la surface de récifs sur roche serait de l’ordre de 15 km² et la surface occupée par les récifs bio-construits frangeants et barrière serait d’environ 78 km². Les surfaces récifales sont encore peu connues, la dernière campagne de collecte de données cartographiques a été réalisée en 2001 (Chauvaud et al., 2001) et repose sur des données SPOT peu précises. Les coraux seraient fortement vulnérables autour de la Guadeloupe et les épisodes de fortes températures de 2005 ont entraîné des taux de nécroses et un blanchissement importants. Les structures coralliennes affaiblies sont d’autant plus vulnérables aux invasions des macros algues et aux paroxysmes climatiques (Bouchon et al, 2006 ; Reef cheek, 2009).

2.3. La pondération des services d’usage indirect par l’état de santé des biocénoses

14Lorsque le fonctionnement écologique est perturbé, les biocénoses dégradées fournirent moins de services d’usage indirect. Le coefficient de pondération représente cette capacité diminuée des écosystèmes à fournir les services d’usage indirect. La pondération est fonction de l’état de santé des écosystèmes, que l’on mesure à travers différents indicateurs (Failler et al, 2012 ; Legrand, 2010). Les indicateurs permettent de dégager différentes classes d’état de santé auxquelles on associe un degré de rendu des services. Néanmoins, il est difficile de réaliser cette pondération faute de données cartographiées ou géo-référencées relatives à l’état de santé des biocénoses à évaluer.

15La pondération des services de production a été réalisée pour les mangroves à partir des indicateurs développés par Failler et al (2010) à partir des données fournies par Imbert (2002) et Spalding et al., (1997). Ils comprennent le taux croissant de recouvrement, la structure et les peuplements dominants des mangroves. Les mangroves de Guadeloupe apparaissent plutôt en bonne voire très bonne santé. Elles sont en mesure de rendre 90% des services écosystémiques normalement fournis par des biocénoses en excellent état, soit un coefficient de pondération de 0,9.

16Il est relativement simple pour un écosystème terrestre de disposer d’informations sur la nature des peuplements et à la structure sylvatique des mangroves, en revanche il est beaucoup plus difficile d’obtenir des informations précises sur l’état de santé des coraux et des herbiers de phanérogames marins. Les biocénoses marines sont généralement moins suivies que les écosystèmes terrestres (Orth et al., 2006) et le manque d’éléments relatifs à leurs surfaces et leur niveau dégradation devient un obstacle à leur évaluation.

17Pour la pondération des services fournis par les biocénoses marines, en absence d’indicateurs d’état de santé précis, ce sont les indicateurs de pressions anthropiques sur le milieu marin qui ont été choisis pour pondérer les services rendus. L’analyse par bassin versant, grâce aux données de la DIREN (2001) et du SDAGE (2005), permet de dégager trois niveaux de pressions anthropiques distincts sur le milieu marin auxquels on associe trois degrés de rendu des services écosystémiques. Les surfaces soumises aux pressions anthropiques (cf. figure 1) sont présentées dans les tableaux 2 et 3. Leur vulnérabilité est d’autant plus importante que la majeure partie des biocénoses marines se trouvent dans des zones de fortes pressions anthropiques.

Tableau 2. La surface des herbiers et des coraux selon les niveaux de pression anthropiques sur le milieu marin

Tableau 2. La surface des herbiers et des coraux selon les niveaux de pression anthropiques sur le milieu marin

Sources : Données DIREN (2001), base de données SIG ; SDAGE 2005.

Tableau 3. Les services écosystémiques fournis selon les niveaux de pression anthropique

Tableau 3. Les services écosystémiques fournis selon les niveaux de pression anthropique

Source : Auteur, 2014.

Figure 1. Les niveaux de pressions anthropiques sur le milieu marin en Guadeloupe

Figure 1. Les niveaux de pressions anthropiques sur le milieu marin en Guadeloupe

Source : SDAGE (2005) ; données SIG DIREN (2001)

3. La valeur des services d’usage indirect rendus en Guadeloupe 

3.1. Les services de production et de stockage

3.1.1. Le service de production de biomasse

18Les racines des mangroves fournissent un habitat et une protection à nombre d’espèces halieutiques et benthiques. Ces écosystèmes sont ainsi une zone de développement pour la biomasse halieutique juvénile qui va ensuite migrer vers d’autres écosystèmes marins comme les herbiers de phanérogames ou les récifs coralliens (Barbier, 1998). A l’échelle du globe, Rönnback (1999) a estimé la biomasse totale de poissons liée aux mangroves de Avicennias et de Rhizophoras à environ 10,4 t/km²/an. Selon Thollot (1992), seules 70% des espèces présentes ont dépassé le stade juvénile et sont commercialisables, soit une production de biomasse commercialisable par les mangroves d’environ 7,28 t/km². Rapportées à leur surface de 29,5 km², les mangroves produisent 214,76 tonnes de biomasse halieutique exploitable par an ; à 10 euros le kilo en moyenne en Guadeloupe, la valeur de ce service serait de 2 147 600 euros.

19Par leur canopée dense, les herbiers fournissent un abri à nombre d’espèces juvéniles dont le développement dépend de ces milieux (watson et al, 1993). Selon une étude de Martin et Cooper (1981), ces écosystèmes produisent environ 1,9 t/km²/an de biomasse halieutique. Pour Aliaum (1990), seule 60% de la biomasse produite est exploitable, soit une production par les herbiers de 1,14 t/km²/an. Les herbiers couvrent une surface d'environ 126 km² en Guadeloupe, pour une production de biomasse exploitable de 176,4 tonnes par an, la valeur de la biomasse ainsi produite est estimée à 1 764 000 euros.

20Le récif-barrière du Grand Cul-de-Sac du Marin est le plus grand de la Guadeloupe avec une surface d’environ 33 km², les autres récifs secondaires s’étendent sur une surface de 26,86 km² sur le littoral guadeloupéen. Au total, ils couvrent une surface totale de 59,6 km² en Guadeloupe. Pour une production de 8 t/km², selon Bouchon et al, (2006), la production totale de biomasse halieutique serait de 476,8 tonnes. Les récifs frangeants représentent, quant à eux, une surface d’environ 19 km² (DIREN 2001 ; Bouchon et al, 2006) pour une production de 12 t/km², soit une production totale de 228 tonnes pour l’ensemble de ces récifs en Guadeloupe. Chateau et Wantiez (2005) estiment la part d’espèces commerciales dans les récifs tropicaux serait d’environ 80%, par conséquent sur une production totale de 704 tonnes, seules 563 tonnes seraient commercialisables. Le prix du service de production de biomasse par les coraux peut être évalué à 5 638 400 euros.

21Dans le cas des mangroves et des herbiers de phanérogames marins, le rapport entre la dégradation de l’habitat et la production de biomasse est très complexe à établir. S’agissant des récifs de coraux, tant que les structures récifales restent en place, les peuplements restent sensiblement les mêmes en terme de biomasse et de structure (Bouchon et al., 2006). La pondération de ce service par l’état de santé des biocénoses est donc complexe à établir.

22Au final, ce sont plus de 953 tonnes de biomasse halieutique exploitables qui seraient produites par les trois milieux pour une valeur de 9 550 000 euros par an environ. Les bénéficiaires de ce service sont en premier lieu les pêcheurs dont l’activité dépend du stock de biomasses halieutiques commercialisables et plus largement tous usagers du milieu marin qui exploitent la biomasse à des fins commerciales ou récréatives.

3.1.2. Le service de stockage du carbone

23Une étude de 2005 de la FAO estime que 14% de l’absorption carbone des océans est issue des mangroves en tant qu’écosystème côtier, la totalité des mangroves du globe, soit 15,2 millions d’hectares, absorberait 25,5X106 tonnes de carbone par an (FAO, 2005). Ainsi, les mangroves de Guadeloupe ont un rôle important à jouer dans la régulation climatique et l’atténuation des rejets anthropiques de Co². Selon Laffoley (2009), les mangroves absorberaient environ 139 tonnes de carbone par km² chaque année. L’IPCC nous indique que les moyennes de séquestration et de stockage du carbone mesurées présentent un degré d’incertitude de 90%. La transposition des résultats d’une étude d’un site d’application vers un autre présenterait donc un degré d’imprécision très important. Néanmoins, en l’absence de données précises en Guadeloupe, la transposition peut être faite sur la base des travaux de Bouillon (2009) qui estime la séquestration carbone dans la biomasse vivante et les sols à environ 28 800 t. C/km². Pour une surface de 29,5 km², le stockage du carbone par les mangroves en Guadeloupe serait de 849 600 tonnes de carbone par an (avec un degré d'incertitude de 90%). Les mangroves de Guadeloupe absorberaient donc 3690,45 tonnes de carbone par an et stockeraient pas moins de 764 640 tonnes de carbone dans leur biomasse et les sols. Le prix de la tonne de carbone est actuellement de 17 euros, la valeur du service d'absorption et de stockage du carbone par les mangroves s’élèverait donc à 14 512 900 euros et à 13 061 610 euros une fois pondérée (coefficient de pondération de 0,9).

24Les herbiers de phanérogames marins constituent un des puits de carbone les plus efficaces de l’océan ; avec une surface globale de 30 millions d’hectares, ils représentent une capacité de stockage de 2,7X106 tonnes de carbone, soit 15% de la capacité de stockage du carbone des océans. L'absorption carbone moyenne par les herbiers serait de 83 tonnes C/km²/an (Laffoley, 2009), cette absorption alimente alors un stock aérien et souterrain. Les herbiers ont une capacité de séquestration souterraine du carbone très importante partagée entre les plantes (5% du total) et les sols (95%) (Murray et al, 2010). Cette capacité s’explique par la nature anaérobique des sols constitués par les herbiers qui retiennent de grandes quantités de carbone, environ 502,5 tonnes à l’hectare (Laffoley, 2009). Le stockage aérien et souterrain par les herbiers serait donc de 630 315 tonnes de carbone pour l’ensemble des herbiers de phanérogames marins de Guadeloupe, tandis que ceux-ci absorberaient 10 458 tonnes de carbone par an. Sachant que la tonne de carbone vaut 17 euros et que les herbiers de Guadeloupe stockent et absorbent pas moins de 640 773 tonnes de carbone au total, la valeur du service s’élève à 11 397 786 euros. Une fois pondérée par les niveaux de pressions anthropiques, la valeur de ce service oscillerait entre 3 419 335 et 4 559 114 euros.

25Le calcul de l’absorption du carbone par les coraux résulte d’un processus chimique complexe qui rend son estimation difficile. Les coraux absorbent ou rejettent du carbone suivant le niveau de saturation de l’océan, impliquant deux paramètres : les espèces de coraux et le pH de l’eau. La construction du récif résulte d’un équilibre entre bio-minéralisation et dissolution, dépendant essentiellement de la capacité des espèces à absorber ou à rejeter du carbone selon la saturation de l’eau (Fogeron et al., 2011). Ainsi l’absorption et le stockage du carbone par les coraux sont des fonctions bien trop complexes pour être aujourd’hui calculées.

26Les herbiers et les mangroves pourraient ainsi absorber plus de 14 000 tonnes de carbone par an, ce qui fait de ces écosystèmes d’importants régulateurs du climat, d’autant plus si on prend on compte les stocks souterrains qui pourraient avoisiner les 1,5 million de tonnes. Ce service est au profit de l’ensemble de la société mondiale puisque l’absorption carbone participe à la réduction de l’effet de serre et du changement climatique.

3.1.3. Les fonctions de production et de stockage

27 L’évaluation des valeurs d’usage indirect montre bien l’importance des services de production et de régulation, les écosystèmes marins et côtiers de Guadeloupe produiraient 953 tonnes de biomasse halieutique exploitable par an et absorberaient annuellement pas moins de 14 000 tonnes de carbone, pour un stock déjà existant qui avoisinerait les 1,5 million de tonnes. Il ne s’agit là que d’estimations pouvant présenter un fort taux d’inexactitude, cependant celles-ci montrent bien l’importance et l’efficience des écosystèmes à produire des ressources et à réguler notre climat. A l’heure du réchauffement climatique et de la lutte contre la pollution au Co², ces écosystèmes ont une importance majeure, ils sont une condition de notre développement.

28Ces écosystèmes restent assez peu connus et fortement menacés par le développement anthropique. Pour les récifs de coraux par exemple, il y a un manque de connaissance tant sur les dynamiques globales d’absorption et de stockage du carbone qu’à l’échelle locale au niveau de la spatialisation de cet écosystème. Ces lacunes se traduisent alors par l’impossibilité de calculer précisément certains services ou de les pondérer. Une bien meilleure gestion serait possible si des connaissances plus précises étaient disponibles sur l’absorption du carbone par les écosystèmes et la production de biomasse. Il serait possible de gérer les écosystèmes afin qu’ils produisent ces services avec un maximum d’efficience et d’optimiser de leur production.

3.2. Les services de soutien et de protection 

3.2.1. Le service de protection côtière

29La mangrove est un écosystème particulièrement efficace dans le domaine de la protection du littoral. En effet, la structure complexe de leurs racines piège les sédiments et affaiblit par friction la force des vagues, de la houle et des marées (Furukawa et al., 1997 ; Walter et al., 2008). Elle protège le littoral des paroxysmes climatiques et de la houle de tempête (en Thaïlande les zones les moins touchées par le tsunami étaient celles couvertes de mangroves) et elle atténue les crues et les inondations (Spurgeon et al., 2004). En outre, la mangrove stabilise la berge, retient les sédiments et limite les apports vers le milieu marin grâce à son réseau de racines. Cet écosystème est donc un bouclier naturel contre les catastrophes et les perturbations naturelles.

30Deux études estiment la valeur de remplacement des mangroves à partir du coût d'un ouvrage artificiel produisant le même service : Spurgeon et al., (2004) estime cette valeur à 188 438 euros/km² aux Samoa et Cooper et al., (2008) l’évalue à 227 146 €/km² à Belize. Le transfert des valeurs pondérées par le PIB/hab donne une valeur du service de protection côtière fourni par la mangrove en Guadeloupe de l’ordre de 1 050 000 €/km². Les mangroves couvrent 29,5km² et fournissent donc un service de protection évaluer à 30 975 000 €/an ; une fois pondéré par l’état de santé (coefficient de pondération de 0,9), sa valeur serait de 27 877 500 €/an.

31Bien que les herbiers de phanérogames marins ne soient pas des barrières physiques aussi impressionnantes que les constructions récifales, ils réduisent tout de même d’environ 40% l’énergie des vagues (Fonseca et Cahalan, 1992). Les bénéficiaires du service de protection côtière fourni par les herbiers sont l'ensemble des communes littorales et des activités économiques du bord de mer protégées de l'érosion et des vagues par ces biocénoses. Considérant le rôle de protection joué par les herbiers, tels des brise-lames, l’estimation de leur valeur de protection peut donc être faite à partir du coût de l’installation et d’entretien de brise-lames sur la partie du littoral pourvue d’herbiers. Seules les surfaces des herbiers qui ne sont pas déjà protégées par des récifs de coraux en amont sont prises en compte. En effet, les récifs de coraux absorbent la majeure partie de l’énergie dégagée par les vagues et rendent les herbiers inefficients dans ce domaine. Sur les littoraux, des structures artificielles sont mises en place pour limiter l’érosion tels des brise-lames flottants ou fixes, le plus souvent parallèles à la côte, érigés à la place des herbiers disparus (Samat, 2007). Leur coût d’installation et d’entretien est de 714 000 euros/km² (Delaître et al, 2008). Dans la mesure où la surface d’herbiers jouant un rôle de protection actif est de 23,679 km² environ en Guadeloupe, la valeur de la protection fournie est estimée à 16 607 640 euros, et une fois pondérée par des discrétisations (respectives par trois et par cinq), leur valeur serait comprise entre 4 157 265 euros et 5 654 880 euros.

32Les structures récifales construites par les coraux forment de véritables barrières contre les vagues, les tsunamis et la houle de tempête ; les récifs de coraux peuvent ainsi réduire l'énergie déployée par les vagues jusqu'à 90% (Weels et al, 2006). En Guadeloupe, seuls les récifs bio-construits frangeants et barrières du nord-ouest et du sud-est jouent un réel rôle de protection (cf. figure 1). Les récifs du sud-ouest de Basse-terre protègent l'ensemble des complexes hôteliers du littoral, tandis que ceux du Petit cul-de-sac du Marin protègent des zones urbaines, portuaires et industrielles. La grande barrière du Grand Cul-de-Sac du Marin permet la protection de l'ensemble des biocénoses marines et côtières de la réserve. Les coûts de remplacement nous permettent ainsi de déterminer la valeur de cette protection.

33Trois études sont consacrées au prix de cette fonction de protection : les travaux de Cesar et al., (2003) estime à environ 25 389 €/km² par an dans les Caraïbes, l’étude de Burke & Maiden (2004) double cette valeur à partir d’investigations conduites exemple à la Barbade dont le résultat s’élève à 56 398 €/km². La dernière étude réalisée à partir des îles de Tobago et de Sainte-Lucie retient une valeur annuelle de l’ordre de 16 750€/km² (Burke et al., 2004, dans Blanquet 2008). En rapportant ces valeurs au PIB/hab de la Guadeloupe, la valeur du service de protection côtière serait de l’ordre de 60 000 €/km²/an. Selon Failler et al. (2010), seuls les récifs bio-construits jouent un rôle de protection côtière. La barrière de corail du Grand Cul-de-Sac du Marin totalise 32,9 km de linéaire jouant un rôle de protection actif, pour 45,76 kilomètres de linéaire de récifs frangeants et barrières sur les côtes méridionale et orientale de la Guadeloupe (DIREN, 2001). Au total, on compte donc pas moins de 78,66 kilomètres de linéaire côtier jouant un rôle actif de protection en Guadeloupe. Pour une valeur du service en Guadeloupe de 60 000€/km² sur 78,66 kilomètres, la valeur de protection des récifs peut être estimée à 4 719 600 euros annuellement.

34Cependant, bien que les coraux soient à l'origine de la création et du maintien de la structure physique qui fait obstacle aux vagues, l'état de santé de ces derniers n'influence pas directement la capacité du récif à stopper ces dernières. Les cyclones et la houle de tempête ont des conséquences dramatiques sur les communautés coralliennes et provoquent l'arrachement de ces dernières. En l'absence de communautés vivantes pour maintenir les structures frangeantes ou en barrières, celles-ci s'érodent ou sont arrachées par pans entiers, comme on a pu le constater en Martinique sur des communautés très dégradées (Legrand, 2010). La valeur de la protection côtière dépend donc de la résilience des récifs et de leur capacité à se régénérer après le passage d'événements catastrophiques. Leur présence est essentielle pour permettre aux écosystèmes des herbiers de phanérogames marins et des mangroves de supporter l’énergie déployée par les paroxysmes climatiques.

3.2.2. Le service de traitement des eaux

35Plusieurs études ont démontré la capacité des mangroves à absorber des substances toxiques et polluantes, comme les métaux lourds (Yim et al., 1999), les nutriments et autres matières en suspensions (Nedwell, 1975; Seitzinger, 1988; Vidali, 2001). Les mangroves constituent ainsi des filtres puissants permettant d’éviter la dispersion des polluants vers les eaux côtières (Tam & Wong, 1993) et selon la thèse de Herteman (2010), ces écosystèmes filtrent remarquablement les eaux usées.

36Une étude menée aux Fiji estime le traitement des eaux continentales par la mangrove à 174 200 €/km²/an (selon la technique des coûts de remplacement) (Lal, 2003). En pondérant cette valeur par le PIB/hab de la Guadeloupe, la valeur de purification des eaux pour les mangroves serait d’environ 134 000 €/km²/an. Une fois pondérée par l’état de santé de l’écosystème, la valeur de ce service est estimée à 3 557 700 €/an.

37Les herbiers sont considérés comme des filtres naturels des eaux côtières (Duartes, 2000). Ils piègent une partie des sédiments en suspension chargés en polluants dans leurs mattes et leurs feuilles et purifient également l’eau en utilisant les minéraux et les nutriments pour leur propre croissance. Cette fonction des herbiers reste encore assez méconnue. Costanza (1997) en a fait une évaluation économique à l’échelle mondiale reprise par Failler et al., (2010 et 2012) dans ces différentes évaluations économiques. Ces derniers proposent alors une valeur de traitement des eaux de 112 672 €/km²/an. En Guadeloupe, 125,596 km² d'herbiers se trouvent dans des zones de qualité environnementale moyennement à très dégradées, en considérant que les herbiers y fournissent un service maximum de traitement des eaux, la valeur de ce dernier serait de 14 151 152 euros ; une fois pondérée, la valeur du service oscille entre 8 490 691 et 9 905 806 euros.

38La plupart des mangroves étant dans le Grand Cul-de-Sac du Marin, les principaux bénéficiaires du traitement des eaux fourni par l’écosystème sont les biocénoses marines de la réserve ainsi que les usagers de cet espace ; l'épuration des eaux soutient la qualité de l'environnement et, par extension, la qualité des services récréatifs et touristiques fournis. Cette fonction favorise notamment l’état de santé des coraux en stabilisant le niveau de nutriments qui permet d’éviter l’asphyxie des communautés coralliennes (Harborne et al., 2006). Le service de traitement des eaux fourni par les herbiers et les mangroves est également à l'avantage de l'ensemble des communes de Guadeloupe puisque celles-ci ont un objectif de qualité des eaux à atteindre dans le cadre directif sur l’eau d’ici 2015 (SDAGE 2005). Dans cette optique, seul 1,40 km² d’herbier se trouve dans des zones de bon état écologique des eaux qui ne nécessitent aucun traitement ; le service n’y a donc pas été pris en compte.

3.2.3. Les services de protection côtière

39Les services de soutien et de protection mettent en évidence le coût pour les sociétés insulaires du remplacement du capital naturel par le capital artificiel. Les écosystèmes favorisent le développement humain avec des coûts moindres, en énergie comme en capital. L’exemple de la protection côtière fourni par les récifs de coraux illustre ce fait : s’ils venaient à disparaître, le coût de leur remplacement pour la société serait de plus de 4,5 millions par an.

40Le service de traitement de l’eau participe à l’établissement d’un environnement propice au développement de la vie. Il participe aux objectifs de qualité des eaux. Les mangroves sont de plus en plus perçues et utilisées comme des facteurs de traitement naturel des eaux. Et plus généralement, ces services en matière de qualité environnementale profitent au tourisme et à l’ensemble des usagers du milieu marin et participent indirectement à la valorisation économique du littoral.

Conclusion

41Les biocénoses marines et côtières sont à la base de services de production, de soutien et de régulation d’une grande valeur. Leur valeur totale d’usage indirecte est estimée à 105 867 078 euros annuellement en Guadeloupe. Le service le plus tangible et le plus important étant celui de protection côtière dont la valeur évaluée est de 52,3 millions d’euros par an. L’évaluation de ce service permet de prendre conscience du coût de remplacement de la nature par des ouvrages artificiels. Avec un total de l’ordre de 1 719 616 €/km², en dépit de leur faible surface, les mangroves représenteraient pourtant 49% de la valeur d’usage indirect de l’ensemble des écosystèmes évalués.

42La valeur maximale théorique des services d’usage indirect fournis par les écosystèmes marins et côtiers de Guadeloupe excède donc les 100 millions annuellement, mais cette valeur une fois pondérée par l’état de santé des écosystèmes qui diminue considérablement. En effet, lorsque l’on prend en compte la dégradation des biocénoses, la valeur des services d’usage indirect fournie oscille entre 69 226 876 et 77 613 050 euros. Ces écosystèmes dégradés ne sont en mesure de fournir qu’entre 65 et 77% des services que les écosystèmes rendent normalement.

43Les écosystèmes soutiennent le développement économique de la Guadeloupe, mais avec une efficience moindre compte tenu de la progression de leur dégradation. Si les mangroves restent dans un état stable en Guadeloupe, ce n’est pas le cas pour les autres écosystèmes marins. De nombreux services n’ont pas été calculés, pour les récifs de corail notamment et la pondération des services par l’état de santé n’ont pas toujours été effectuée. Par conséquent, la valeur d’usage indirect des écosystèmes marins devrait donc être plus élevée.

44L’évaluation des services d’usage indirect des écosystèmes marins révèle plusieurs problèmes comme le déficit de connaissance sur les biocénoses marines (cartographie, répartition, état de santé) et les dynamiques écologiques des biocénoses. Cette carence constitue un frein à la gestion optimisée de ces écosystèmes. Il est donc aujourd’hui nécessaire de mieux connaître les dynamiques écologiques responsables des services écosystémiques pour optimiser leurs services et anticiper les coûts à venir que devront supporter nos sociétés au regard des processus actuels de dégradation susceptibles de conduire à certaines disparitions.

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Bibliographie

Barbier, E. B. and I. Strand (1998). “Valuing mangrove-fishery linkages: a case study of Campeche, Mexico”, Environmental Resource Economy, 12: 151–166.

Blanquet, P. (2008). Revue bibliographique : évaluation des biens et services rendus par les écosystèmes coralliens, Direction des études Economiques et de l’Evaluation Environnementale, Ministère de l’écologie, du développement et de l’aménagement durable.

Bouchon, C. (1990).  Le Monde Marin : La Grande Encyclopédie de la Caraïbe, Tome V, Éd. Sanoli.

Bouchon, C., P. Pedro et Y. Bouchon Navaro (2006). Bilan de santé des récifs guadeloupéens, Rapport Ifrecor, Université des Antilles et de la Guyane.

Burke, L. et J. Maidens (2004). Reef at risk in the Caribbean, World resource Institute, Washington DC.

Cesar, H., L. Burke et L. Pet-Soede (2003). The Economics of Worldwide Coral Reef Degradation, Cesar Environmental Economics Consulting (CEEC), Inspiration Company, Arnhem.

Chauvaud, S., C. Bouchon et R. Manière (2001). « Cartographie des biocénoses marines de Guadeloupe à partir de données SPOT », Oceanologica acta, 24.

Chavaud, S., A. Le Bellour et N. Diaz (2005). Cartographie des biocénoses marines côtières du lagon du Grand Cul-de-Sac du Marin, Rapport du Bureau d'étude TBM, Télédection et Biologie Marine.

CIA World Factbook, (2012). Country comparison: GDP per capita, URL, <https://www.cia.gov/library/publications/the-world-factbook/rankorder/2004rank.html>.

Comité de bassin de la Guadeloupe (2003). Schéma Directeur d’Aménagement et de Gestion des Eaux, S.L., Comité de bassin de la Guadeloupe.

Cooper, E., Burke, L. and N. Bood (2008). Coastal Capital Economic Contribution of Coral Reefs and Mangroves to Belize, Washington DC: World Resource Institute.

Costanza R. and H-E. Daly, (1992). “Natural capital and sustainable development”, Conservation Biology, 6(1): 37-45.

Costanza, R., Arge, R., de Groots (1997). “The value of the world’s ecosystem services and natural capital”, Nature, 387: 253-259.

Delaître F., Brunet, G. et M-E. Jalbert (2008). « Rapport d’analyse environnementale pour le projet de réhabilitation du brise-lames à l’entrée du port de mer de La Compagnie minière Québec Cartier sur le territoire de la Ville de Port-Cartier », La Compagnie minière Québec Cartier, Dossier 3211-02-239.

DIREN (2001). Fond guadeloupéen de cartographie, BD carto, IGN 2001, MEED DIREN Guadeloupe 2001.

Duarte, C.M. (2000). “Marine biodiversity and ecosystem services: an elusive link”, Journal of Experimental Marine Biology and Ecology, 250: 117-131.

Failler P., Binet T., Borot de Battisti, A. et J-P. Maréchal (2012). « Évaluation de la valeur économique et de la valeur sociale des écosystèmes marins et côtiers des AMP de l’Afrique de l’Ouest (EVA) ». Guide méthodologique pour l’évaluation économique des écosystèmes marins et côtiers des AMP d’Afrique de l’Ouest, CEMARE, UK, Université de Portsmouth.

Failler P., Marechal, J-P. et E. Pètre (2010). Evaluation socio-économique des récifs de coraux et écosystèmes associés de la Martinique, Dossier Ifrecor, Thème d'Intérêt Transversal Socio-économie.

Failler, P., Binet, T. et A. Borrot de Battisti (2011). « Evaluation économique des écosystèmes marins et côtiers », Dossier focus : 181-184.

Failler, P., Binet, T., et A. Borrot de Bassati (2011). « Création d’une réserve marine au prêcheur, diagnostic socio-économique des écosystèmes marins », Rapport pour le Conseil Régional de la Martinique.

Failler, P., Maréchal, J-P. et E. Petre (2011). Détermination de la valeur socio-économique des récifs coralliens, des mangroves et des herbiers de phanérogames de la Martinique, Rapport final du Plan d'action national IFRECOR 2006-2010, Thème d'Intérêt Transversal Socio-économie.

FAO (2005). Evaluation des ressources forestières mondiales, étude thématique sur les mangroves, Guadeloupe profil national, FAO, service de mise en valeur des ressources forestières.

Fogeron, T. et E. Vignon (2011). « L’acidification des océans : un danger pour la biodiversité marine », dans L’acidification des océans causes et mécanismes du problème, rapport de la CERES-ERTI, URL, <http://www.environnement.ens.fr/IMG/file/DavidPDF /Biodiversite2012/ %20biodiversite%CC%81-Fogeron%20et%20Vignon-1.pdf >.

Fonseca, M.-S. and J-A. Cahalan (1992). “A preliminary evaluation of wave attenuation by four species of seagrass”, Estuarine, Coastal and Shelf Science, 35: 565-6576.

Furukawa, K., Wolanski, E. and H. Mueller (1997). “Currents and sediment transport in mangrove forests”, Estuarine Coastal Shelf Science, 44: 301-310.

Harborne, A.R., Mumby, P.J., Micheli, F., Perry, C.T., Dahlgren, C.P., Holmes, K.E., and D.R. Brumbaugh (2006). “The Functional Value of Caribbean Coral Reef, Seagrass and Mangrove Habitats to Ecosystem Processes”, Advances in marine biology, 50, 57-189.

Harborne, A.R., Mumby, P.J., Micheli, F., Perry, C.T., Dahlgren, C.P., Holmes, K.E., Brumbaugh, D.R., (2006). “The Functional Value of Caribbean Coral Reef, Seagrass and Mangrove Habitats to Ecosystem Processes", Marine biology, 50: 57-189.

Harou, P. et A. Stenger (2005). « Les grands courants de pensée en économie de l’environnement », Economie de l’environnement et des ressources naturelles dans liaison énergie Francophonie, 66-67 : 9-18.

Herteman, M. (2010). Evaluation des capacités bioremédiatrices d’une mangrove impactée par des eaux usées domestiques. Application au site-pilote de Malamani, Mayotte, Thèse en Ecologie, Université de Toulouse.

Imbert, D. (2002). « Impact sur les ouragans dans la structure et la dynamique forestière dans la région des petites Antilles », Bois et forêts des tropiques, 273 : 71-77.

Laffoley, D. and Grimsditch, (2009). The management of natural coastal carbon sinks, Gland, IUCN.

Lal, P. (2003). “Economic Valuation of Mangroves and Decision-Making in the Pacific.” Ocean & Coastal Management, 46: 823-844.

Legrand H. (2010). Cartographie des biocénoses benthiques du littoral martiniquais et eutrophisation en zone récifale en relation avec les sources de pression d’origine anthropique, Thèse, Université des Antilles et de la Guyane.

Martin, F.D and M. Cooper (1981). “A Comparison of Fish Faunas Found in Pure Stands of Two Tropical Atlantic Seagrasses, Thalassia testudinum and Syringodium filiforme”, Northeast gulf SCI, 5(1): 31-37.

Mege, S. et X. Delloue (2007). Bilan de suivi des herbiers de phanérogames marines du Grand Cul-de-Sac du Marin, Rapport du Parc national de la Guadeloupe.

Millenium Ecosystem Assessment (2005). Ecosystems and Human Well-Being Synthesis, Washington D. C., Island Press.

Murray, B.C., Aaron Jenkins, W., Sifleet, S., Pendleton, L. and A. Baldera (2010). Payments for Blue Carbon: Potential for Protecting Threatened Coastal Habitats, Policy brief: Nicholas Institute for Environmental Policy Solutions, Duke University.

Nedwell, D.B., (1975). “Organic Nitrogen-Metabolism in a Eutrophicated Tropical Mangrove Estuary”, Water Research, 9: 221-231.

Orth, J., Robert, T., Carruthers, J-B., Dennison, W.C., Duarte, C.M., Fourqurean, J.W., Heck, JR., Hughes, A.R., Kendrick, G.A., Kenworthy, W.J. and S. Oltarnik (2006). “A global crisis for seagrass ecosystem”, BioScience, 56(12): 10-18.

Pagiola, S, Von Ritter, K. and J. Bishop (2004). Assessing the economic value of ecosystem conservation, The World Bank, in collaboration with The Nature Conservancy and IUCN, Environment Department, n°101.

Reef check (2009). Réseau reef check en Guadeloupe, rapport d'activité 2009, Réseau reef check.

Rönnback, P. (1999). « The ecological basis for economic value of seafood production supported by mangrove ecosystems », Ecological Economics, 29: 235–252.

Roussel, E, M. Duncombe et C. Gabrié (2007). Les mangroves de l’outre-mer Français, écosystèmes associés aux récifs coralliens, rapport Ifrecor, Conservatoire du littoral.

Samat, O. (2007). Efficacité en impact des ouvrages en enrochement sur les plages microtidales. Le cas du Languedoc et du delta du Rhône, Thèse de géographie, aménagement du littoral, Université Aix-Marseille, U.F.R des Sciences Géographiques de l’Aménagement.

Sanchirico, N-J. and M. Springborn (2010). « How to Get There From Here: Dynamics of Ecosystem Service Provision Environ Resource », EconEcological and Economic, 48: 243–267.

Seitzinger, S.P. (1988). “Denitrification in Fresh-Water and Coastal Marine Ecosystems. Ecological and Geochemical Significance”, Limnology and Oceanography, 33: 702-724.

Spalding, M.D., Blasco, F. and C-D. Field (1997). World Mangrove Atlas, The International Society for Mangrove Ecosystems, Okinawa.

Spurgeon, J., Roxburgh, T., O’gorman, S., Lindley, R., Ramsey, D. and N. Polunin (2004). “Economic valuation of Coral Reefs and Adjacent Habitats in American Samoa”, Marine Pollution, 24: 529-536.

Suzuki, A. and H. Kawahata (2004). “Reef water CO2 system and carbon production of coral reefs: Topographic control of system-level performance”, In M. Shiomi and H. Kawahata (ed.), Global Environmental Change in the Ocean and on land , Tokyo, Terra-Pub: 229-248.

Tam, N. F. Y. and Y.S. Wong (1997). “Accumulation and distribution of heavy metals in a simulated mangrove system treated with sewage”, Hydrobiologia, 352: 67-75.

TEEB (2009). “Responding to the Value of Nature”, The Economics of Ecosystems and Biodiversity for National and International Policy Makers.

Thollot, P. (1992). « Les poissons de mangroves du lagon sud-ouest de Nouvelle-Calédonie ». Thèse, Centre océanologique de Marseille, Observatoire des Sciences de l’Université de Marseille, Orstom Editions.

Transler, A-L, Saffache, P. et D. Moullet (2007). “Vers une prise de conscience de la dégradation des écosystèmes marins guadeloupéens”, Etudes Caribéennes, n°6, URL, < http://etudescaribeennes.revues.org/505>.

UNEP-WCMC (2006). In the front line: shoreline protection and other ecosystem services from mangroves and coral reefs, Cambridge, UNEP-WCMC.

Vidali, M. (2001). “Bioremediation. An overview”, Pure Application Chemical, 73(7): 1163-1172.

Walters, B.B., Ronnback, P., Kovacs, J.M., Crona, B., Hussain, S.A., Badola, R., Primavera, J.H., Barbier and E., Dahdouh-Guebas (2008). “Ethnobiology, socio-economics and management of mangrove forests: A review”, Aquatic Botany, 89: 220–236.

Watson R-A., Coles R-G. and W-J. Lee Long (1993). “Simulation estimates of annual yield and landed value for commercial penaeid prawns from a tropical seagrass habitat”, Australian Journal of Marine and Freshwater Research, 44: 211–219.

Wells, S., Ravilious, C. and E. Corcoran (2006). In The Front Line, Unep-Wcmc/Unep, Banson Production, Cambridge Printers.

Yim, M.W. and N.F.Y. Tam (1999). “Effects of wastewater-borne heavy metals on mangrove plants and soil microbial activities”, Marine Pollution Bulletin, 39: 179-186.

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Table des illustrations

Titre Tableau 1. Données nécessaires à la mise en place des méthodes de calcul de la valeur d’usage indirect en fonction des services évalués
Crédits Sources : Failler et al (2011), UNEP-WCMC (2006).
URL http://etudescaribeennes.revues.org/docannexe/image/6790/img-1.jpg
Fichier image/jpeg, 204k
Titre Photographie 1. La mangrove de la réserve du Grand Cul-de-Sac du Marin (Guadeloupe)
Crédits Source : O. Dehoorne (2011)
URL http://etudescaribeennes.revues.org/docannexe/image/6790/img-2.jpg
Fichier image/jpeg, 128k
Titre Photographie 2. Ilet côtier et récif corallien en Guadeloupe
Crédits Source : O. Dehoorne (2011)
URL http://etudescaribeennes.revues.org/docannexe/image/6790/img-3.jpg
Fichier image/jpeg, 112k
Titre Tableau 2. La surface des herbiers et des coraux selon les niveaux de pression anthropiques sur le milieu marin
Crédits Sources : Données DIREN (2001), base de données SIG ; SDAGE 2005.
URL http://etudescaribeennes.revues.org/docannexe/image/6790/img-4.jpg
Fichier image/jpeg, 100k
Titre Tableau 3. Les services écosystémiques fournis selon les niveaux de pression anthropique
Crédits Source : Auteur, 2014.
URL http://etudescaribeennes.revues.org/docannexe/image/6790/img-5.jpg
Fichier image/jpeg, 80k
Titre Figure 1. Les niveaux de pressions anthropiques sur le milieu marin en Guadeloupe
Crédits Source : SDAGE (2005) ; données SIG DIREN (2001)
URL http://etudescaribeennes.revues.org/docannexe/image/6790/img-6.jpg
Fichier image/jpeg, 177k
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Pour citer cet article

Référence électronique

Thibaut Therme, « Les services d’usage indirect fournis par les écosystèmes marins et côtiers : l'exemple de la Guadeloupe », Études caribéennes [En ligne], 27-28 | Avril-Août 2014, mis en ligne le 14 août 2014, consulté le 26 mai 2017. URL : http://etudescaribeennes.revues.org/6790 ; DOI : 10.4000/etudescaribeennes.6790

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Auteur

Thibaut Therme

Doctorant, CEREGMIA – Université des Antilles et de la Guyane, thibaut.therme@laposte.net

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