Ce chapitre étudie comment les synergies et les corrélations négatives entre mesures de lutte contre le changement climatique, le déclin de la biodiversité et la pollution se manifestent au stade de la conception et à celui de la mise en œuvre, à différentes échelles géographiques, et comment il est possible de les gérer. Cette étude prend la forme de quatre examens approfondis, portant sur : i) le développement des énergies renouvelables, ii) la gestion et l’extension des zones protégées, iii) la lutte contre la pollution atmosphérique et iv) la gestion des nutriments.
Perspectives de l’environnement sur la triple crise planétaire
Enjeux, évolution et liens entre les politiques publiques
Description
Les liens bilatéraux entre le changement climatique, le recul de la biodiversité et la pollution sont observables à diverses échelles. Les chapitres précédents ont donné un aperçu théorique des synergies et corrélations négatives qui peuvent exister entre les objectifs d’action définis face à ces défis (chapitre 4) et cherché à montrer comment ces considérations sont prises en compte, à l’heure actuelle, dans les textes officiels nationaux (chapitre 5). Or certaines de ces corrélations négatives et de ces synergies parmi les plus importantes ont un caractère essentiellement local, quand bien même elles ont une incidence, en dernière analyse, sur les résultats nationaux, voire mondiaux. Il convient donc d’évaluer au niveau adéquat les effets de l’action publique afin que les principales synergies et corrélations négatives puissent toutes être correctement prises en considération et appréciées
Pour qu’il soit possible d’appréhender ces interactions à différentes échelles géographiques, le présent chapitre offre un examen approfondi des outils et mesures permettant de mieux exploiter les synergies et de gérer les corrélations négatives, aux stades de la définition et de la mise en œuvre ainsi que par la suite, à travers l’étude des dispositions prises par les administrations compétentes dans quatre domaines essentiels (Graphique 6.1), à savoir : i) le développement des énergies renouvelables, ii) la gestion et l’extension des zones protégées, iii) la lutte contre la pollution atmosphérique et iv) la gestion des éléments nutritifs. Chacun des domaines considérés répond à un objectif principal (atténuation du changement climatique pour le premier, préservation de la biodiversité, pour le deuxième, et lutte contre la pollution1 pour les deux derniers), mais entretient des interactions non négligeables avec les autres objectifs. L’ajustement des modalités existantes et de la conception des politiques doit permettre d’aligner ces objectifs principaux avec les autres de manière à réduire les corrélations négatives et exploiter les synergies.
Source : travaux des auteurs.
Les quatre thèmes retenus l’ont été car ils correspondent intrinsèquement à une mise en œuvre à l’échelon local, mais recouvrent néanmoins les principales mesures prises par les pouvoirs publics au regard des trois objectifs mentionnés plus haut, avec des effets d’interaction importants sur les autres objectifs2. Ils se distinguent cependant par la manière dont ils sont imbriqués. Chacun peut être un exemple éloquent des différents types d’imbrications et apporter ainsi un éclairage supplémentaire sur les différentes corrélations négatives et synergies les plus importantes. Les mesures prises par les pouvoirs publics dans les quatre domaines pris en considération montrent que l’action menée en réponse à un objectif donné risque d’avoir des corrélations négatives avec d’autres objectifs, mais pourra aussi sans doute déclencher des synergies, selon la manière dont elle sera mise en œuvre.
En premier lieu, le déploiement à grande échelle d’installations de production d’énergie éolienne et d’énergie solaire photovoltaïque est essentiel à l’atténuation du changement climatique. Cependant, en dépit de son intérêt évident sur le plan de l’action climatique, ce déploiement peut nuire à la biodiversité et aggraver la pollution lors des phases i) d’extraction et traitement des matières premières et de fabrication des équipements, ii) de mise en place et d’exploitation des installations, iii) de démantèlement des installations et d’élimination des déchets. Anticiper les conséquences particulières à l’échelon local, mais aussi en amont et en aval, peut contribuer à réduire le risque que le développement des énergies renouvelables – indispensable pour atténuer les pressions climatiques sur les écosystèmes et réduire la pollution liée aux énergies fossiles – ne soit bloqué à cause de répercussions dommageables sur l’environnement ou de procédures d’autorisation traînant en longueur en raison de l’évaluation et de l’atténuation de ces répercussions.
En deuxième lieu, les zones protégées sont l’une des pierres angulaires de la politique de préservation de la biodiversité et, à travers leurs retombées positives sur l’atténuation du changement climatique, sur l’adaptation à ses effets et sur la lutte contre la pollution, un outil essentiel pour relever simultanément des défis environnementaux liés entre eux. Face au risque de déclin, de dégradation ou de perte d’efficacité et à une vulnérabilité accrue au changement climatique et à la pollution, l’intégration de ces interconnexions dans le choix, la délimitation et la gestion des zones protégées est essentielle pour que celles-ci continuent de répondre aux objectifs de conservation qui sont les leurs.
Troisièmement, les mesures de lutte contre la pollution atmosphérique ont été largement mises en œuvre et sont d’une importance fondamentale pour l’amélioration de la qualité de l’air à l’échelle locale, nationale et mondiale. Les polluants en cause ont des effets de grande ampleur sur la biodiversité terrestre et aquatique. À l’inverse, la détérioration de la fonction de filtration à cause de la dégradation des écosystèmes est un facteur aggravant. Qui plus est, les polluants atmosphériques peuvent agir, par réchauffement (ou refroidissement) sur les propriétés des nuages, les précipitations et le forçage radiatif, tandis que le changement climatique agit sur les sources de ces polluants, tant naturelles qu’anthropiques, et peut entraîner une pollution de l’air plus faible ou plus élevée en fonction des variables climatiques. C’est pourquoi les mesures visant à prévenir ou réduire la pollution atmosphérique doivent être définies et mises en œuvre en tenant compte des boucles de rétroaction entre le changement climatique et la biodiversité.
Quatrièmement, le rejet excessif de nutriments – à commencer par l’azote et le phosphore – dans l’environnement peut contribuer au changement climatique, à la pollution de l’air, des eaux et des sols, mais aussi nuire aux écosystèmes et participer au déclin de la biodiversité. L’encadrement des excédents de nutriments doit se faire selon une approche intégrée couvrant les différents puits ainsi que les sources de rejet, en tenant compte de l’ensemble du cycle de l’azote et du phosphore. Cela suppose notamment de prendre en compte les différents composés azotés, dont les nitrates (NO3-) emportés par le lessivage des sols et l’oxyde nitreux (N2O) relâché dans l’atmosphère. D’autre part, s’agissant d’un élément non renouvelable, le phosphore entretient un rapport direct avec la gestion des ressources.
Il est fréquent que la mise en œuvre des politiques ne soit pas à la hauteur des ambitions affichées au moment de leur conception et ce, en raison de diverses difficultés et de divers obstacles. Ce « défaut de mise en œuvre » renvoie au fait que, même lorsqu’elles sont bien prises en compte au moment de la conception des politiques, les synergies entre les différentes dimensions peuvent être ignorées dans la pratique. Une attention particulière est donc portée aux outils contribuant à l’efficacité de la mise en œuvre des approches synergiques, notamment grâce à la mesure d’impact. Le chapitre se conclut par une énumération des grands enseignements qu’il est possible de tirer de l’analyse détaillée des quatre examens approfondis.
Le développement accéléré des énergies renouvelables, en particulier de l’énergie éolienne et de l’énergie solaire, est l’une des principales réponses au changement climatique. L’engagement ayant été pris à la COP28 de la Convention-cadre des Nations Unies sur les changements climatiques (CCNUCC) de tripler la capacité des énergies renouvelables d’ici à 2030, de nombreux gouvernements ont annoncé leur intention d’accroître la part des énergies renouvelables de 50 % ou plus entre 2023 et 2030 (AIE, 2024[1]). Pour atteindre ces objectifs, les pays adoptent une série de mesures fondées sur le marché (tarifs d’achat, par exemple) ou non (normes imposant une proportion minimum d’énergies renouvelables, par exemple). En l’état actuel des choses, le solaire et l’éolien devraient représenter 37 % de la production mondiale d’électricité en 2050 (contre 9 % en 2020 ; voir le chapitre 2).
Le développement des énergies renouvelables est indissociable de la réduction des émissions de gaz à effet de serre (GES), qui pourra quant à elle contribuer à atténuer les pressions climatiques sur la biodiversité. Dans la mesure où elles se substituent aux combustibles fossiles, ces énergies sont aussi un atout majeur dans la lutte contre la pollution. Néanmoins, l’éolien et le solaire peuvent être à l’origine de nouvelles pressions sur l’environnement, en amont (en raison, par exemple, de besoins importants en matériaux) et en aval (du fait, par exemple, que les composants ne sont guère recyclables), sans compter qu’elles peuvent présenter des menaces pour la biodiversité par l’espace nécessaire à leur installation et par leur fonctionnement lui-même.
6.2.1. Synergies et corrélations négatives entre le développement des énergies renouvelables, la sauvegarde de la biodiversité et la lutte contre la pollution
Synergies entre le développement des énergies renouvelables, la sauvegarde de la biodiversité et la lutte contre la pollution
Dans la mesure où les énergies renouvelables peuvent réduire la dépendance aux combustibles fossiles en tant que principale source d’énergie, leur développement est essentiel pour préserver l’environnement des effets préjudiciables associés au cycle de vie de ces combustibles (voir l’Encadré 6.1 pour plus de précisions). L’abandon progressif de ces derniers est de nature à réduire sensiblement les émissions de GES et à contrer le changement climatique anthropique. Le développement des énergies renouvelables contribue en outre à la préservation de la biodiversité de façon indirecte (en atténuant le changement climatique, principal facteur d’appauvrissement de la biodiversité ; voir le chapitre 3) et de façon directe (en réduisant la pression exercée sur la biodiversité par l’extraction des combustibles fossiles) (OCDE, 2024[2]). Il s’agit là d’une considération d’autant plus importante que les environnements terrestres et marins dans lesquels les infrastructures pétrolières et gazières sont situées à l’heure actuelle appartiennent à des zones qui, comparativement, présentent une plus grande diversité d’espèces et notamment d’espèces à aire de répartition restreinte (Harfoot et al., 2018[3])
Le développement des énergies renouvelables est susceptible d’atténuer les pressions exercées par l’extraction de combustibles fossiles, laquelle peut dégrader, fragmenter et détruire les habitats naturels. Du défrichement préalable à l’exploitation minière aux dégâts causés aux grands fonds marins par les sondages sismiques et par les forages pétroliers et gaziers, l’exploitation des combustibles fossiles a, en matière de biodiversité, des conséquences sur différents types d’écosystèmes. L’extraction du charbon est particulièrement préjudiciable à la biodiversité, comparativement aux autres sources d’énergie (Holland et al., 2019[4]), en raison des modifications importantes des sols et du sous-sol qu’elle peut induire en venant bouleverser les structures souterraine et lithologique, détruisant ainsi en quasi-totalité les habitats terrestres et humides des mammifères et amphibiens dans les zones où elle est pratiquée (McManamay, Vernon et Jager, 2021[5] ; Wickham et al., 2013[6]).
L’essor des énergies éolienne et solaire peut aussi, indirectement, réduire les risques spécifiques au transport des combustibles fossiles. Les marées noires, par exemple, ont provoqué une forte mortalité et eu des conséquences écologiques durables en raison de la persistance de composés toxiques issus du pétrole et des effets des actions de restauration sur la faune et la flore marines et terrestres (Barron et al., 2020[7]). Sous l’action des courants de marée et du vent, elles affectent également les côtes, qui protègent de l’érosion et offrent un habitat à un vaste ensemble d’espèces (Asif et al., 2022[8]).
Le passage des combustibles fossiles aux énergies renouvelables peut également contribuer à réduire diverses formes de pollution, comme la pollution atmosphérique. Des opérations d’extraction et de raffinage jusqu’à la combustion, les énergies fossiles donnent en effet lieu à des émissions d’oxydes d’azote (NOx), d’oxydes de soufre (Sox),x), de composés organiques volatils (COV) et de particules. Le pétrole, le gaz et le charbon sont aussi fortement émetteurs de méthane (CH4), qui est tout à la fois un puissant GES et un précurseur de l’ozone troposphérique (O3). Les émissions de méthane du secteur de l’énergie représentent un total de 130 millions de tonnes (Mt)3 (plus d’un tiers des émissions totales liées aux activités humaines), dont la majeure partie provient de la chaîne d’approvisionnement en pétrole (50 Mt), en charbon (40 Mt) et en gaz naturel (30 Mt) (AIE, 2024[9]).
Le développement des énergies renouvelables peut aussi susciter des synergies en réduisant les effets préjudiciables des combustibles fossiles sur la pollution de l’eau. L’extraction du charbon, par exemple, comporte un risque d’affaissement des sols et est susceptible de modifier la topographie ainsi que la qualité des eaux souterraines (Rouhani, Skousen et Tack, 2023[10]). Le drainage minier acide, sous l’effet des ruissellements de surface, de même que les infiltrations d’eau à travers les stocks entreposés, les amoncellements de stériles et les puits à ciel ouvert contaminent les eaux et les sols (Simate et Ndlovu, 2014[11]). Les cendres volantes et boues de charbon peuvent contenir divers métaux lourds, dont du mercure, de l’arsenic et du plomb (Munawer, 2018[12]), tandis que l’eau de refoulement provenant de l’extraction de pétrole et de gaz par fracturation hydraulique peut avoir une forte salinité en l’absence de traitement adéquat (Caldwell et al., 2022[13]).
Les combustibles fossiles peuvent être nocifs pour la biodiversité et être une cause de pollution dans différents milieux environnementaux tout au long de leur cycle de vie, depuis les opérations d’extraction, de traitement et de raffinage jusqu’à la combustion et au traitement des déchets en passant par le stockage et l’entreposage (Tableau 6.1). Il est difficile de trouver des points de comparaison entre l’incidence environnementale des différents types de combustibles fossiles et celui de l’énergie éolienne ou solaire. Si cette incidence globale ne peut pas être comparée directement en raison des différences quant aux matériaux et procédés nécessaires à chaque système énergétique, des méthodologies telles que l’analyse du cycle de vie (ACV) et l’analyse des flux de matière peuvent fournir, pour un (sous‑)ensemble de répercussions environnementales, des estimations quantitatives exprimées dans des unités comparables.
Plusieurs études attestent que les énergies renouvelables sont moins préjudiciables à l’environnement au regard de divers indicateurs. D’après une analyse de l’incidence du doublement de la production d’électricité d’origine renouvelable entre 2005 et 2018 dans l’UE, les conséquences potentielles des énergies renouvelables sont moindres en termes d’eutrophisation, de formation de particules et d’acidification (AEE, 2021[14]). Les prélèvements et la consommation d’eau, eaux de surface et eaux souterraines, nécessaires à l’énergie solaire et à l’énergie éolienne sont aussi nettement inférieurs à ceux constatés dans le cas des combustibles fossiles (Jin et al., 2019[15]). On estime ainsi que la consommation d’eau sur le cycle de vie du pétrole, pour un mégawattheure, est dix fois supérieure à celle du solaire photovoltaïque et 75 fois supérieure à celle de l’éolien (Jin et al., 2019[15]). Il est important de noter que les effets négatifs sur la santé humaine sont aussi nettement moindres dans le cas des énergies renouvelables (UNECE, 2022[16]).
Les diverses études réalisées donnent cependant à penser que les énergies renouvelables présentent certains risques pour l’environnement, risques qu’il convient de maîtriser correctement. Parmi ceux-ci figurent des effets relativement marqués sur l’écotoxicité des eaux douces et sur l’occupation des sols (AEE, 2021[14]). Même si les estimations des effets sur l’occupation des sols sont extrêmement variables, les études existantes soulignent néanmoins que les besoins en la matière, par unité d’électricité produite, peuvent être sensiblement plus importants pour l’énergie éolienne et l'énergie solaire que pour les combustibles fossiles. Il ressort par exemple d’une comparaison réalisée parmi un large échantillon d’installations de production d’énergie que l’intensité d’utilisation des terres (mesurée en hectares par térawattheure d’électricité) des installations solaires thermodynamiques et des installations photovoltaïques au sol est supérieure à celle des centrales à charbon, malgré une grande variabilité (Lovering et al., 2022[17]). Les effets potentiels sur l’utilisation des terres montrent bien qu’il est important de tirer parti de diverses mesures d’aménagement du territoire et de partage des terres (voir la Section 6.2.2).
Source : travaux des auteurs, sur la base des ouvrages cités en référence.
Arbitrages entre le développement des énergies renouvelables et la conservation de la biodiversité
Le développement des énergies renouvelables dont il a été question dans la section précédente procure des avantages de taille, mais le déploiement de ces formes d’énergie n’est pas totalement exempt de coûts environnementaux. S’il n’est pas soigneusement pensé, il risque de menacer la biodiversité et d’être une source de pollution aux différents stades (en amont, lors de la construction et de l’exploitation des installations, mais aussi au moment de leur démantèlement), comme à différentes échelles géographiques (Kiesecker et al., 2019[28]) (le Graphique 6.2 offre une présentation schématique des principaux impacts). Le développement des énergies renouvelables s’accompagne par ailleurs d’impacts transfrontières dès lors que les maillons de la chaîne d’approvisionnement en équipements de production et de distribution de ces énergies – dont l’exploitation minière, l’extraction, la transformation et la fabrication – ne sont pas mis en œuvre dans le pays ou la région mêmes où sont consommées ces énergies4.
Note : Seuls les impacts les plus importants sont mentionnés ici. Parmi les impacts environnementaux non pris en compte dans le graphique figurent la pollution lumineuse, l’ombre portée des éoliennes, ainsi que les risques d’introduction d’espèces exotiques envahissantes liés à la circulation des personnes, des matériaux de construction et des équipements.
Source : Élaboré par les auteurs.
Les arbitrages entre le développement des énergies renouvelables et la conservation de la biodiversité dépendent certes en grande partie des spécificités de chaque site et sont très variables en fonction du climat et du mode de gestion à l’échelle locale (IUCN, 2022[29] ; Carvalho et al., 2024[30]), mais la biodiversité se trouve exposée à un large éventail de risques d’impacts négatifs (OCDE, 2024[2])5. La collision avec les éoliennes peut être une cause de mortalité pour certaines espèces aviaires (Thaxter et al., 2017[31]). Les oiseaux planeurs (tels que les rapaces et les autres espèces de grande envergure) peuvent être particulièrement vulnérables aux collisions du fait de leur altitude de vol dans la zone balayée par les rotors, de leur taille qui limite leur capacité à procéder à des manœuvres d’évitement en vol, ainsi que de leur dépendance à l’égard des courants ascendants thermiques et orographiques (et donc de leur préférence pour les régions escarpées et venteuses telles que les crêtes montagneuses) (Santos et al., 2022[32]).
La mortalité des oiseaux du fait des éoliennes paraît certes modeste par rapport à celle due à d’autres facteurs anthropiques (Loss, Will et Marra, 2015[33]), mais le nombre relativement faible de victimes n’en a pas moins une incidence sur l’évolution des populations des espèces caractérisées par une à longue durée de vie et par un faible taux de reproduction. Par exemple, une augmentation du nombre de rapaces victimes des éoliennes a été observée partout dans le monde (Estellés‐Domingo et López‐López, 2024[34]). Cependant, certains craignent par ailleurs que les impacts sur les petits passereaux ne soient sous-estimés du fait des difficultés pour recenser les décès par les méthodes couramment utilisées, telles que l’examen des carcasses (Nilsson et al., 2023[35]). Au-delà des effets directs sous la forme de décès par collision, les espèces d’oiseaux sont aussi indirectement touchées par un déplacement de leurs populations et par la modification et la dégradation de leurs habitats (Shaffer et Buhl, 2016[36] ; Reusch et al., 2022[37]). Par exemple, les principaux habitats d’alimentation et de reproduction des pygargues à queue blanche sont souvent en partie situés dans les zones optimales pour l’implantation des éoliennes. Nebel et al. (2024[38]) suggèrent que l’installation d’éoliennes à moins de 5 km des nids des pygargues à queue blanche sur les côtes finlandaises a entraîné une baisse de 7.6 % de leurs taux de survie.
Les éoliennes constituent la principale cause de mortalité multiple chez les chauves-souris (O’Shea et al., 2016[39]). Des taux élevés de mortalité des chauves-souris ont été enregistrés sur tous les continents, et les estimations disponibles portent à croire que la mortalité des chauves-souris migratrices induite par les éoliennes pourrait entraîner une baisse considérable de leur population (Frick et al., 2017[40]). Au-delà des effets directs sous la forme d’une perte d’habitats sur les sites d’implantation des éoliennes et d’une hausse de la mortalité, des données récentes montrent également que les chauves-souris évitent de vastes périmètres autour des éoliennes en raison des turbulences de sillage et du bruit générés, ce qui restreint encore plus leurs habitats (Frick et al., 2017[40]). Par exemple, Barré et al. (2018[41]) ont estimé que l’activité de certaines populations de chauves-souris a diminué de plus de moitié sur les terres agricoles européennes dans un rayon atteignant jusqu’à 1 km de distance des éoliennes. Les impacts directs et indirects de l’énergie éolienne sur les chauves-souris font peser une grave menace sur la diversité locale et mondiale de leurs populations (Voigt et al., 2024[42]) et plus généralement sur l’ensemble de la biodiversité, compte tenu de l’importance écologique des chauves-souris et du rôle clé qu’elles jouent dans la lutte contre les ravageurs, dans la pollinisation et dans la dispersion des graines dans de nombreux écosystèmes (Jones et al., 2009[43]).
Les parcs éoliens marins exercent également des impacts variables sur la biodiversité. Les impacts de leur construction sont pour l’essentiel négatifs, mais ceux de leur exploitation peuvent être variables en fonction du site et de l’espèce en question, et de grandes incertitudes demeurent (Watson et al., 2024[44]). Certaines études ont relevé quelques effets positifs sur l’abondance des espèces. En effet, les infrastructures submergées peuvent créer des récifs artificiels accueillant certaines espèces de poissons benthiques des fonds meubles, et elles peuvent contribuer à éviter le chalutage de fond dans leur voisinage (Buyse et al., 2022[45] ; Degraer et al., 2020[46]). Cependant, les études existantes mettent également en évidence le risque de colonisation des infrastructures des parcs éoliens par des espèces exotiques envahissantes (Watson et al., 2024[44]). Les parcs éoliens marins ont souvent pris la forme de structures fixes installées dans les eaux peu profondes, mais la mise en place de plateformes flottantes plus au large prend également de l’ampleur (Bennun et al., 2021[47]). Dans la mesure où elles sont ancrées sur les grands fonds marins, les structures marines flottantes peuvent également avoir des impacts incertains sur les écosystèmes des grands fonds, dont la connaissance demeure limitée (Danovaro et al., 2024[48]).
Les installations solaires photovoltaïques terrestres ont également des répercussions sur la biodiversité à travers la modification des habitats, bien que ses effets ne soient pas aussi bien compris que ceux des infrastructures éoliennes. L’installation de parcs solaires photovoltaïques sur des terres cultivées ou des zones boisées altère ou détruit les habitats naturels et provoque des modifications de l’hydrologie, de la disponibilité et de la qualité des ressources en eau (Hernandez et al., 2015[49]). Les clôtures autour des parcs solaires photovoltaïques créent des obstacles physiques qui aggravent la fragmentation des habitats (McInturff et al., 2020[50]). Les parcs solaires photovoltaïques installés sur des espaces naturels produisent également des ombres qui modifient la composition de la faune et de la flore ainsi que les services procurés par les écosystèmes, tels que la séquestration du carbone dans le sol et la pollinisation (Walston et al., 2018[51] ; Grodsky et Hernandez, 2020[52] ; Graham et al., 2021[53]). Outre leurs effets sur les habitats, les parcs solaires photovoltaïques peuvent également modifier le comportement des espèces animales en attirant les oiseaux et les chauves-souris vers les grandes concentrations d’insectes qui confondent les panneaux avec des surfaces d’eau en raison de leurs effets de réflexion de la lumière (Horváth et al., 2009[54]). Enfin, la mortalité des oiseaux et des chauves-souris à la suite d’une collision avec les infrastructures solaires photovoltaïques ou d’une exposition à la lumière solaire concentrée a été établie, bien qu’elle soit probablement moins importante que la mortalité induite par les installations de combustibles fossiles, les éoliennes et les lignes électriques (Walston et al., 2016[55]).
Il importe de noter que l’énergie éolienne et l’énergie solaire nécessitent des infrastructures de transport, de distribution et de stockage de l’énergie pour répondre aux besoins des zones urbaines, généralement éloignées des sources d’énergie renouvelables. Les effets des lignes de transport et de distribution sur l’appauvrissement de la biodiversité sont bien établis, en particulier pour les oiseaux (OCDE, 2024[2]). D’après les estimations, les lignes électriques tuent un grand nombre d’oiseaux chaque année par collision et électrocution (Loss, Will et Marra, 2015[33]), avec des facteurs de vulnérabilité tels que leur poids corporel, l’envergure de leurs ailes, leur comportement en vol et leur trajectoire de vol (Bernardino et al., 2018[56]). L’électrocution des oiseaux peut également déclencher des feux de végétation (Guil et al., 2018[57]). Le défrichement de la végétation dans la zone de sécurité située sous les lignes de transport (c’est-à-dire « l’emprise ») en permet la colonisation par des espèces végétales envahissantes (Biasotto et Kindel, 2018[58]). Les connaissances demeurent toutefois insuffisantes, en particulier en ce qui concerne les effets sur les espèces non aviaires (telles que les amphibiens), ainsi que sur la perturbation des habitats et des écosystèmes par les lignes de distribution et les câbles souterrains (OCDE, 2024[2]).
Arbitrages entre le développement des énergies renouvelables et la lutte contre la pollution
L’un des principaux défis en matière de pollution liés au solaire photovoltaïque et aux éoliennes a trait à la gestion des déchets issus des équipements déclassés en fin de vie. Le volume cumulé des déchets de panneaux solaires photovoltaïques pourrait passer de 250 kt en 2016 à 8 Mt en 2030 et 78 Mt en 2050 dans un scénario d’usure précoce (IRENA and IEA-PVPS, 2016[59]). Les panneaux en polysilicium cristallin, dont la part du marché mondial s’élève à 98 %, sont constitués pour environ 70 % de verre (AIE, 2022[60]), un matériau dont la valeur relativement faible fait du recyclage des panneaux solaires une option assez coûteuse en comparaison, ce qui accroît les risques d’élimination non durable.
La mise en décharge des panneaux en fin de vie peut être problématique, car ils risquent de contenir des substances telles que le plomb ou le cadmium qui présentent un risque pour la santé humaine comme pour l’environnement (Li et al., 2020[61] ; Kwak et al., 2020[62]). Leur mise en décharge constitue par ailleurs une occasion manquée de récupérer des matières telles que l’aluminium, le cuivre, l’argent et le zinc, ce qui accroît d’autant la demande de matières primaires et les dommages environnementaux liés à l’exploitation et au traitement des ressources minières. La mauvaise gestion des panneaux en fin de vie est déjà un problème majeur dans certains pays en développement, où un nombre croissant de petits dispositifs solaires autonomes ayant une durée de vie relativement courte sont mal éliminés faute d’infrastructures de collecte et de recyclage appropriées (ACE, 2021[63]). La mauvaise gestion des déchets de panneaux solaires dans les pays qui ne disposent pas de systèmes de gestion des déchets adéquats peut également être amplifiée par le commerce illégal de panneaux solaires mis au rebut, qui reste difficile à quantifier (Nyffenegger et al., 2024[64] ; Huisman et al., 2015[65]).
Le recyclage des panneaux solaires en fin de vie est une opération technique complexe du fait de leur hétérogénéité par la taille comme par la composition (AIE, 2022[60]). La conception des panneaux solaires privilégie en règle générale leur durabilité au détriment de leur recyclabilité, présentant une structure en sandwich qui rend difficiles le tri et la séparation des matériaux (AIE-PVPS, 2021[66]). La viabilité économique peut être compromise du fait des coûts de recyclage élevés et d’une récupération limitée de matériaux homogènes d’une grande pureté.
Le développement de l’énergie éolienne devrait par ailleurs produire un volume cumulé de 43 Mt de déchets de pales d’éoliennes d’ici à 2050 (Liu et Barlow, 2017[67]). Les éoliennes sont composées de trois parties principales : la tour (principalement en acier), le rotor (un moyeu et trois pales en matériaux composites) et la nacelle (qui contient la boîte de vitesses, les générateurs, le système de contrôle et les freins). La plupart des composantes d’une éolienne telles que les fondations, la tour, la boîte de vitesses et le générateur sont déjà recyclables. Cependant, du fait de leur lourdeur et de leur hétérogénéité, les pales des éoliennes sont actuellement peu réutilisées ou recyclées (Khalid et al., 2023[68]). En outre, les progrès dans la conception des pales ont abouti à leur allégement grâce à l’utilisation de matériaux composites tels que des plastiques renforcés de fibres qui ne peuvent pas être aisément recyclés (Shen, Guo et Feng, 2023[69]).
La mise en décharge des pales d’éoliennes a des répercussions sur l’utilisation des sols, car elle exige de l’espace pour stocker de gros éléments composites non biodégradables. Les pales qui ne sont pas mises en décharge ou recyclées font l’objet d’une pyrolyse ou d’une incinération. Le recyclage thermique ou pyrolyse des pales sépare la résine de la fibre de verre ou des fibres de carbone, ce qui entraîne la production de gaz, d’huiles et de résidus charbonneux. Ce procédé est toutefois très énergivore et peut donner lieu à une contamination des fibres recyclées par des résidus charbonneux (ACP, 2023[70]). Avec une durée de vie moyenne de 25-30 ans, la recyclabilité limitée de ces technologies fait peser une menace imminente, car leur déploiement rapide au cours des deux dernières décennies risque d’aboutir à la production d’une grande quantité d’éoliennes et de panneaux solaires déclassés qui finiront en décharge (Lichtenegger et al., 2020[71]).
Outre leur gestion en fin de vie, les installations éoliennes et solaires photovoltaïques génèrent de la pollution au stade de leur construction et de leur exploitation, dont des nuisances visuelles et sonores qui ont d’importantes conséquences sur la perception des énergies renouvelables par le public. Les impacts visuels et esthétiques des installations éoliennes sur les paysages constituent l’un des principaux obstacles au développement de l’éolien à l’échelle locale (Krekel et Zerrahn, 2017[72]), bien que leur incidence relative sur l’acceptabilité soit très variable selon les contextes en comparaison de celle des autres facteurs (Rygg, 2012[73]).
Étroitement liée aux impacts sur la biodiversité, l’augmentation de la demande des ressources minérales utilisées par les technologies d’énergies renouvelables peut accroître la pression sur les activités d’extraction et de traitement grosses consommatrices de ressources hydriques et foncières, dont les effets polluants touchent divers écosystèmes. Les éoliennes sont associées à une demande et à une intensité de matériaux considérables, qu’il s’agisse de matériaux massifs (tels que l’acier et le ciment) ou de matériaux critiques. Les infrastructures éoliennes terrestres et marines utilisent de grandes quantités de béton et d’acier (Farina et Anctil, 2022[74]), dont la production s’accompagne actuellement de fortes émissions de CO2. En outre, la production de métaux ou d’alliages issus de terres rares pour les générateurs comporte de nombreuses étapes, dont l’extraction et le raffinage, qui émettent des produits chimiques toxiques, dont des particules et du fluorure d’hydrogène dans les sols, dans l’eau et dans l’atmosphère (Zapp et al., 2022[75]). L’extraction et le traitement du cuivre utilisé dans les éoliennes et dans le solaire photovoltaïque génèrent des scories, des poussières et des aérosols contaminés par des métaux et des métalloïdes, y compris des éléments toxiques tels que l’arsenic, le cadmium et le plomb (Izydorczyk et al., 2021[76]).
La production des panneaux solaires photovoltaïques implique également l’utilisation de différentes substances dangereuses pour extraire et purifier les matières premières telles que le silicium ou le cuivre, ainsi que pour fabriquer les modules. Ces substances comprennent notamment l’ammoniac (NH3), l’arsenic et le cadmium, et certaines d’entre elles sont à l’origine de cancers et d’autres maladies chroniques (Aman et al., 2015[77]). Certains des matériaux utilisés pour améliorer l’efficacité des panneaux solaires peuvent également comporter des risques de rejet de polluants. Par exemple, des fluoropolymères contenant des substances perfluoroalkylées et polyfluoroalkylées (PFAS) sont utilisés pour le revêtement des panneaux solaires sur leur face avant (pour accroître la quantité de lumière atteignant le panneau) et sur leur face arrière (pour protéger les modules de l’humidité et de la dégradation) (OCDE, 2022[78]).
6.2.2. Intégration de la biodiversité et de la lutte contre la pollution au choix de l’emplacement des infrastructures d’énergie renouvelable
Les procédures destinées à éclairer et à arrêter le choix de l’emplacement des infrastructures éoliennes et solaires, en prenant notamment en considération les utilisations actuelles et potentielles des sites retenus, sont essentielles pour éviter les risques de pollution et de recul de la biodiversité. Les pays peuvent activement identifier les sites appropriés pour les infrastructures d’énergies renouvelables en fonction de leurs caractéristiques spécifiques, telles que la proximité des infrastructures électriques existantes, ou les placer à distance de certaines zones importantes pour la biodiversité. Les évaluations de l’impact sur l’environnement (EIE) réalisées dans le cadre des procédures de délivrance des licences et des permis peuvent également contribuer à faire la lumière sur les répercussions environnementales plus larges d’un projet, bien qu’il faille concilier la prise en compte globale des risques environnementaux avec les exigences de brièveté et de prévisibilité du processus d’autorisation afin d’éviter que des mesures de protection partant d’une bonne intention ne se transforment en un obstacle au déploiement accéléré des énergies renouvelables.
Aménagement de l’espace
S’appuyant sur des outils tels que l’évaluation environnementale stratégique (EES), c’est-à-dire sur diverses « approches analytiques et participatives de la prise de décision stratégique qui visent à intégrer les considérations d’environnement dans les politiques, les plans et les programmes et à évaluer leurs interactions avec les considérations d’ordre économique et social » (OCDE, 2006[79]), l’aménagement de l’espace peut aider à identifier les sites appropriés pour les projets d’énergies renouvelables et à rationaliser les processus de délivrance de permis pour les infrastructures d’énergies renouvelables. L’aménagement de l’espace peut également inspirer des stratégies de partage des terres pour réduire l’empreinte spatiale des infrastructures d’énergies renouvelables. Bien que la variabilité des impacts d’un site à l’autre limite les possibilités d’en généraliser les conclusions, certaines des études disponibles donnent à penser que le partage des terres peut créer des synergies entre la conservation de la biodiversité et la lutte contre la pollution tout en permettant de gérer les risques de corrélation négative entre ces deux objectifs. Ces mécanismes comprennent l’installation de panneaux solaires photovoltaïques sur des terres dégradées, de manière à éviter la destruction d’habitats et la dégradation des sols dans les écosystèmes naturels (Gómez‐Catasús et al., 2024[80]). La France impose par exemple que les panneaux solaires soient prioritairement installés dans des zones qui ne suscitent que des préoccupations limitées en matière de biodiversité, telles que les parcs de stationnement, les bâtiments, et les routes ou les voies ferrées désaffectées (France, 2024[81]). Les projets impliquant le défrichement de plus de 25 hectares au sein des espaces naturels, agricoles et forestiers ont été systématiquement rejetés par les autorités régionales et, depuis 2024, aucun permis ne peut plus être demandé si le défrichement dépasse ce seuil.
L’association d’installations solaires photovoltaïques et d’une agriculture conventionnelle (« agrivoltaîsme ») constitue un autre mécanisme de partage des terres susceptible d’offrir des synergies en matière de gestion et de maîtrise de la pollution. Par exemple, dans les zones arides, l’agrivoltaïsme pourrait accroître l’efficacité d’utilisation de l’eau (en diminuant l’évaporation des sols) et augmenter la productivité agricole (en réduisant le stress thermique et lumineux auquel sont soumises les productions alimentaires) tandis que les cultures ou les autres infrastructures situées sous les panneaux peuvent avoir sur ceux-ci un effet refroidissant propice à une amélioration de leur efficacité de production d’électricité (Barron-Gafford et al., 2019[82]). Afin de tirer parti de ces synergies potentielles, un projet (« Ecolume ») mis en œuvre dans les régions semi-arides du Brésil vise à promouvoir la réutilisation de l’eau grâce à la récupération des eaux de pluie collectées à la surface des panneaux solaires pour alimenter un système d’aquaponie situé sous les panneaux photovoltaïques (Lacerda et al., 2020[83]). Outre la production d’énergie, ce projet a également contribué à la culture de 17 types de légumes destinés à la consommation locale ainsi que de plants utilisés à des fins de reboisement à l’échelle locale (Vidotto et al., 2024[84]).
L’agrivoltaïsme peut également offrir aux agriculteurs un moyen de diversifier leurs revenus (Mamun et al., 2022[85]). Par exemple, dans le contexte du vieillissement de la population active agricole, la Corée soutient des projets agrivoltaïques de petite envergure en vue d’éviter que les agriculteurs ne quittent leurs exploitations et de leur offrir une source de revenus supplémentaire (Schindele et al., 2020[86]). Certains pays d’Europe prennent également des mesures pour établir des spécifications techniques (Allemagne), des lignes directrices (Italie), ou encore une définition de l’agrivoltaïsme (France) (Chatzipanagi, Taylor et Jaeger-Waldau, 2023[87]).
Le déploiement généralisé de l’agrivoltaïsme se heurte toutefois à des difficultés pratiques persistantes d’ordre stratégique et technique. En particulier, la double utilisation des terres pour la production d’électricité et à des fins agricoles crée des incertitudes quant à la catégorie dans laquelle doivent être classées ces surfaces, ce qui pourrait ne pas être sans conséquences sur d’autres aspects de l’action publique tels que le soutien à l’agriculture (Chatzipanagi, Taylor et Jaeger-Waldau, 2023[87]). Il peut par ailleurs être difficile d’optimiser tout à la fois la production agricole et celle d’électricité, d’autant plus que les effets du solaire photovoltaïque sur la croissance des cultures (du fait par exemple de l’ombrage) sont très variables selon les sites et selon les cultures pratiquées (Asa’a, 2024[88]) et que les synergies ne sont pas toujours garanties (Mamun et al., 2022[85]).
L’implantation sur un même site de différents types d’infrastructures d’énergies renouvelables et d’autres activités économiques peut également contribuer à la création des synergies et à la gestion des risques de corrélations négatives (OCDE, 2024[2]). Parmi les synergies les plus évidentes figure l’implantation de différents types d’énergies renouvelables sur un même site pour tirer parti de la complémentarité des ressources des différentes infrastructures, ainsi que du raccordement au réseau existant. Une étude récente sur l’espace Atlantique européen porte par ailleurs à croire que l’implantation sur un même site de parcs éoliens et solaires marins, par exemple, peut également procurer des avantages supplémentaires en contribuant à une moindre variabilité de la production d’énergie, surtout dans les zones où il existe une corrélation négative entre la saisonnalité de l’ensoleillement et celle des ressources éoliennes (Martinez et Iglesias, 2024[89]). L’aménagement de l’espace et un dialogue dès un stade précoce avec les parties prenantes peuvent également aider à évaluer la viabilité de l’implantation sur un même site d’infrastructures d’énergies renouvelables et d’autres activités économiques. Par exemple, les parcs éoliens marins peuvent également offrir des synergies avec l’aquaculture qui permettent d’accroître l’efficacité d’utilisation des ressources de même que l’efficience opérationnelle (Manolache et Andrei, 2024[90]) – les recherches sur les lieux optimaux pour une telle implantation sur un même site prennent de plus en plus d’ampleur dans l’objectif de soutenir l’aménagement de l’espace marin (par exemple (Stockbridge, Brown et Kuempel, 2025[91])).
La délivrance de permis environnementaux et l’utilisation de l’évaluation environnementale en tant qu’outils d’intégration
Il importe d’établir un juste équilibre entre l’accélération du déploiement des énergies renouvelables et la nécessité que les processus de délivrance de licences et de permis, et notamment les EIE, prennent en considération les risques que des effets négatifs se produisent. Les processus, l’étendue et la temporalité des EIE peuvent être très variables d’un pays à l’autre (voir l’Annex 6.A pour plus de précisions et pour des exemples des exigences applicables aux projets d’énergies renouvelables). Les réglementations en vigueur peuvent imposer des exigences supplémentaires pour la délivrance des permis. Dans l’Union européenne, la directive habitats de l’UE interdit la destruction ou la perturbation de certaines espèces animales et de leurs habitats, bien que des dérogations puissent dans certains cas être accordées par les autorités des pays membres.
De même, dans l’Ontario, au Canada, en vertu de la loi sur la protection de l’environnement de la province, aucune installation de production d’énergie renouvelable ne peut être située au sein d’un parc provincial ou d’une réserve de conservation, à moins d’y être autorisée par la loi sur les parcs provinciaux et les réserves de conservation. Les lignes de transport et de distribution, les postes de transformation et de distribution et les autres activités sont interdits à moins de 50 à 120 mètres des habitats naturels et des sites culturels et patrimoniaux. Pour obtenir une dérogation à ces restrictions, les demandeurs doivent soumettre une étude d’impact sur l’environnement répondant à certaines exigences et à certaines lignes directrices, dont : (i) l’évaluation des effets sur l’environnement, (ii) l’indication des mesures d’atténuation, (iii) la description des moyens de suivi, (iv) l’exposé des raisons pour lesquelles l’installation dans un autre lieu ne peut être envisagée, ainsi que la confirmation écrite du ministère des Richesses naturelles et des Forêts que l’étude a été préparée conformément au guide d’évaluation du patrimoine naturel.
Les pouvoirs publics peuvent mettre en œuvre diverses mesures pour aider à rationaliser et à accélérer le processus tout en préservant la rigueur de l’évaluation et en garantissant le respect (et, le cas échéant, la modification) de la réglementation en vigueur. Une prévisibilité accrue de sa temporalité permettrait de donner aux promoteurs de projets de plus grandes assurances quant aux coûts et aux délais (McMaster et al., 2021[92]). Dans ce contexte, certaines administrations facilitent les démarches en centralisant l’ensemble du processus de délivrance de permis au sein d’une seule et même autorité. Par exemple, en Écosse, les licences nécessaires à l’installation d’éoliennes en mer sont délivrées par une autorité centrale, à savoir par l’équipe chargée de la délivrance des licences au sein de la Direction maritime (Marine Directorate Licensing Operations Team), qui supervise toutes les étapes du processus de délivrance des permis, dont la réalisation de l’évaluation requise par les règlements relatifs aux habitats (Vasconcelos et al., 2022[93]).
Les pays peuvent également donner des indications détaillées pour aider les promoteurs de projets éoliens et solaires à réaliser une EIE afin de ne pas la laisser à l’entière discrétion des praticiens, comme tel pourrait être le cas en l’absence de définitions claires, et pour promouvoir dans le même temps une vision commune de ce qui constitue un impact environnemental significatif (Gasparatos, Ahmed et Voigt, 2021[94]). Par exemple, l’Australie a établi des lignes directrices portant sur les principaux facteurs environnementaux à prendre en compte dans le cas des parcs éoliens marins, tels que le déplacement de la faune marine, ou encore les espèces marines envahissantes (Department of Climate Change, Energy, the Environment and Water, 2023[95])6. La Commission européenne fournit de même des orientations sur les aménagements éoliens qui décrivent en détail les dispositions juridiques applicables en matière de conservation de la biodiversité et mettent en lumière les bonnes pratiques (Commission européenne, 2020[96]). Plus généralement, l’Union internationale pour la conservation de la nature (UICN) et The Biodiversity Consultancy ont élaboré des lignes directrices à l’intention des promoteurs de projets afin d’atténuer les impacts sur la biodiversité liés au développement des énergies solaire et éolienne à tous les stades de leur cycle de vie (Bennun et al., 2021[47]).
Un renforcement de la disponibilité et de l’accessibilité des informations pertinentes peut également aider à alléger la charge supportée par les promoteurs de projets. En France, par exemple, l’Observatoire des énergies renouvelables et de la biodiversité a été créé en 2024. En collaboration avec des instituts de recherche, le secteur de l’énergie et des ONG, l’Observatoire synthétise et diffuse les résultats des études et des données existantes pour informer les parties prenantes, afin de concilier les objectifs de souveraineté énergétique et de neutralité carbone à l’horizon 2050 avec ceux de zéro perte nette de biodiversité et de zéro artificialisation nette.
Les plans d’aménagement de l’espace facilitent les efforts pour déterminer dans quelles zones les projets d’énergies renouvelables peuvent être mis en œuvre avec des impacts relativement limités sur l’environnement et peuvent de ce fait également contribuer à rationaliser le processus de délivrance des permis. Par exemple, la directive révisée sur les énergies renouvelables récemment adoptée par l’UE, qui exige la désignation de zones d’accélération des énergies renouvelables, prévoit que la procédure de délivrance de permis pour les projets d’énergies renouvelables dans ces zones ne doit pas dépasser 12 mois pour les sites d’énergies renouvelables terrestres et 2 ans pour les projets éoliens en mer7.
Les énergies renouvelables sont certes nettement moins polluantes que les combustibles fossiles, mais elles présentent des risques de pollution lors de leur production et de leur gestion en fin de vie (voir la section 6.2.1). Dans certains pays, ces risques doivent obligatoirement être pris en compte en vertu des réglementations qui régissent l’EIE. Par exemple, le règlement de 2017 sur l’aménagement des infrastructures au Royaume-Uni exige que les déclarations environnementales soumises par les promoteurs de projets fournissent entre autres des informations sur les émissions de polluants ainsi que le plan de gestion de l’élimination et de la valorisation des déchets (Gouvernement du Royaume-Uni, 2017[97]).
Possibilités d’amélioration des processus d’EIE
Pour bien quantifier les impacts associés aux projets d’énergies renouvelables, il est essentiel de définir et d’évaluer la situation de référence (l’état initial), par exemple du point de vue du paysage, de la diversité et de l’abondance des espèces. Compte tenu de la diversité des impacts de l’énergie solaire et de l’énergie éolienne aux différentes échelles géographiques, il importe également de définir clairement les périmètres géographiques. En France, par exemple, la prise en considération de (i) la zone d’implantation potentielle, (ii) l’aire d’étude biologique (200 m autour de la zone d’implantation), (iii) l’aire d’étude rapprochée (rayon de 6 km) et (iv) l’aire d’étude éloignée (rayon de 18 km) est facilitée par le Guide relatif à l’élaboration des études d’impacts des projets de parcs éoliens terrestres, qui indique les différentes étapes et sources de données nécessaires pour déterminer l’état initial de chacune de ces zones (MTE, 2020[98]).
L’examen d’autres scénarios, concernant par exemple le choix du lieu d’implantation, de la technologie mise en œuvre ou de la provenance des équipements, peut également aider les promoteurs de projets à évaluer les impacts de manière plus globale, bien que les efforts dans ce sens doivent être soigneusement mis en balance avec l’objectif d’accélérer le déploiement des énergies renouvelables. Il importe de prendre en considération la la dimension temporelle de la biodiversité, car les modifications de l’aire de répartition des espèces induites par le changement climatique peuvent créer de nouveaux risques, même s’il a été tenu compte des zones les plus vulnérables et qu’elles ont été évitées lors du choix initial des sites d’implantation ; ce point est essentiel vu que les infrastructures d’énergies renouvelables sont généralement installées depuis des décennies (Ashraf et al., 2024[99]). Certaines administrations imposent l’obligation d’envisager un scénario « sans projet ». L’UE a ainsi modifié en 2014 sa directive relative à l’EIE pour exiger que cette dernière contienne « une description des solutions de substitution raisonnables qui ont été examinées par le maître d’ouvrage », ainsi qu’une indication des principales raisons du choix effectué, et non plus une simple « esquisse des principales solutions de substitution » comme le prévoyait la précédente version de cette directive, qui avait été adoptée en 2011. En Autriche, une « option zéro » est souvent prise en considération, la situation prévue étant comparée à un scénario de référence décrivant l’évolution de l’état de l’environnement en l’absence du projet (Jiricka-Pürrer, Bösch et Pröbstl-Haider, 2018[100]).
La prise en compte des effets cumulatifs des projets d’énergies renouvelables, c’est-à-dire de leurs impacts actuels et futurs, facilite également la gestion des corrélations négatives. Cette prise en compte peut être imposée par la loi ou recommandée par des lignes directrices non contraignantes. L’Union européenne exige l’évaluation des effets cumulatifs par l’intermédiaire de sa directive relative à l’étude d’impact sur l’environnement, de la directive sur l’évaluation stratégique environnementale et de la directive-cadre « stratégie pour le milieu marin » (Willsteed et al., 2018[101]).
Les protocoles de surveillance des impacts peuvent également être décrits en détail dans l’EIE. Ces protocoles peuvent imposer la surveillance de certains impacts (par exemple sur les populations de chauves-souris et d’oiseaux et sur leur mortalité) et celle de leur fréquence, et fixer en outre les différents seuils de déclenchement des mesures d’intervention. Certaines administrations exigent que cette surveillance soit régulière. En France, par exemple, l’article 12 de l’arrêté du 26 août 2011 (modifié par l’arrêté du 10 décembre 2021) fait obligation à l’exploitant d’une installation éolienne de mettre en place un suivi environnemental dans les 12 mois de la mise en service de l’installation (sauf dérogation accordée dans des cas particuliers) et de le renouveler au moins tous les dix ans, afin d’estimer la mortalité de l’avifaune et des chiroptères due à la présence des aérogénérateurs. La première affaire pénale contre des exploitants de parcs éoliens (Encadré 6.2) illustre le coût potentiel de la non-prise en compte des répercussions des projets d’énergies renouvelables sur la biodiversité.
En décembre 2024, le Conseil d’État français a annulé un arrêté préfectoral rejetant une demande de dérogation « espèces protégées » au motif que les permis environnementaux délivrés pour les parcs éoliens étaient considérés comme définitifs. Selon le préfet, cela excluait toute demande ultérieure de dérogation. En avril 2025, le Tribunal correctionnel de Montpellier (France) a ordonné la fermeture pour un an du parc éolien de Bernagues dans l’Hérault, tenant ses exploitants pour responsables de la mort d’un aigle royal, un oiseau d’une espèce protégée.
La société exploitante de sept éoliennes a été condamnée à une amende de 200 000 EUR, tandis que son gestionnaire a été condamné à une amende de 40 000 EUR. Cette décision a été rendue juste après un jugement similaire ordonnant l’arrêt pour quatre mois de l’activité des 31 éoliennes du parc d’Aumelas, situé sur un site Natura 2000 (également dans l’Hérault), pendant la période de nidification du faucon crécerellette (Falco naumanni). Les dix sociétés exploitantes ont été jugées responsables de la mort de 160 oiseaux de 20 espèces protégées, ainsi que de chauves-souris de 7 espèces protégées. Chacune des dix entreprises concernées a été condamnée à une amende de 500 000 EUR (dont 250 000 EUR avec sursis) et l’ancien PDG de l’une des sociétés exploitantes a été condamné à six mois de prison avec sursis et à une amende de 100 000 EUR (dont 30 000 EUR avec sursis). Les décisions judiciaires du Tribunal de Montpellier marquent une première en France en matière de condamnation au pénal des exploitants des éoliennes pour destruction de la faune sauvage.
Source : FNE-OCMED (2025[102]).
La prise en considération des impacts des énergies renouvelables à tous les stades de leur cycle de vie peut également contribuer à élargir la réflexion. Les informations relatives aux types et aux quantités estimées de déchets produits au stade de la construction et de l’exploitation sont généralement communiquées dans le cadre de l’EIE. Toutefois, à quelques exceptions près (au Royaume-Uni, par exemple), l’impact des équipements d’énergies renouvelables déclassés en fin de vie n’est en règle générale pas suffisamment pris en compte dans l’EIE, peut-être parce que la gestion des déchets est régie par les réglementations nationales et municipales au lieu d’être spécifiquement adaptée à un site ou un projet donnés8.
Des améliorations des procédures et des dispositifs institutionnels, telles que la mise en place de consultations publiques dès un stade précoce ou d’un examen indépendant, peuvent permettre de mieux prendre en compte un ensemble plus large d’objectifs. Ces procédures peuvent certes être chronophages, mais l’anticipation des risques environnementaux dès un stade précoce de la planification des projets peut réduire les risques qu’ils prennent du retard ou soient annulés. En Angleterre, des consultations publiques doivent obligatoirement être organisées au stade de la demande préliminaire pour les projets éoliens terrestres impliquant plus de deux éoliennes ou si la hauteur du moyeu d’une éolienne est supérieure à 15 m (Rankl, 2024[103]). Certains pays affectent par ailleurs des ressources spécifiques à l’amélioration des consultations publiques et à la prise en considération d’un plus large éventail d’impacts environnementaux. En Allemagne, le KNE, un organisme dédié à la biodiversité et aux énergies renouvelables fondé par le ministère de l’Environnement, du Climat, de la Protection de la nature et de la Sûreté nucléaire, dispose d’une équipe de médiateurs chargée d’aider à résoudre les conflits liés à la protection de la nature dans le contexte du développement des énergies renouvelables (OFB, 2023[104]).
En France, l’autorité environnementale et les missions régionales sont respectivement chargées d’examiner les demandes d’autorisation des projets d’énergies renouvelables de grande et petite envergure et d’émettre un avis indépendant. Cet examen vise à améliorer la conception du projet, à informer le public et à lui permettre de participer au processus décisionnel. Bien que l’avis formulé n’ait pas pour objet d’apprécier du bien-fondé du projet, l’autorité compétente le prend en considération pour décider d’accorder ou non l’autorisation. Ces autorités environnementales contribuent également à mettre en évidence des problèmes répandus, tels que l’attention insuffisante accordée au raccordement des parcs éoliens et des panneaux solaires photovoltaïques au réseau électrique (IGEDD, 2023[105]). La législation indienne régissant le processus et les procédures d’EIE exige par ailleurs que le ministère de l’Environnement, des Forêts et du Changement climatique mette en place un comité d’évaluation chargé d’examiner le projet (Ministère de l'Environnement, des Forêts et du Changement climatique, 2024[106]). D’autres consultations avec des experts peuvent également être organisées au besoin et le comité d’évaluation dispose de 90 jours pour examiner les EIE (Ministère de l'Environnement, des Forêts et du Changement climatique, 2024[106]).
6.2.3. Mesures de protection supplémentaires pour minimiser les répercussions sur la biodiversité et la pollution
Les processus de délivrance de licences et de permis sont certes des outils réglementaires importants, mais ils peuvent être complétés par d’autres mesures qui offrent des garanties supplémentaires. Conformément à la « hiérarchie des mesures d’atténuation », il est nécessaire de réduire au minimum les risques dès lors qu’ils ne peuvent être évités. La gestion en amont et en aval des équipements éoliens et solaires constitue de même un important levier pour réduire au minimum l’impact sur la qualité de l’air, de l’eau et des sols.
Mesures de protection pour réduire au minimum l’impact sur la biodiversité
Les mesures de protection peuvent être physiques (tels que les dispositifs placés sur les lignes électriques pour dévier le vol des oiseaux) ou opérationnelles (arrêt des éoliennes, par exemple) ainsi que diverses stratégies de « bridage » des éoliennes, empêchant par exemple leurs pales de tourner par vent faible, bien que seule une petite partie des éoliennes fonctionnent actuellement en mode bridé (Voigt et al., 2024[42]). La création et la conservation de microhabitats pour préserver la biodiversité des pollinisateurs peuvent aider à réduire les risques associés aux parcs photovoltaïques de grande envergure, tels que l’utilisation d’herbicides pour réduire l’ombrage des panneaux et les risques d’incendie (Vaverková et al., 2022[107] ; Blaydes et al., 2021[108]). La nécessité de ces mesures de protection peut être précisée afin d’offrir une sécurité juridique aux promoteurs, de clarifier les attentes des autorités administratives dès un stade précoce et de simplifier le processus d’évaluation.
Meilleure gestion des risques en amont et en aval liés aux technologies d’énergies renouvelables
Les technologies d’énergies renouvelables peuvent avoir d’importantes répercussions en amont du fait de la quantité et du type de matériaux nécessaires à leur production (voir la section 6.2.1). Dans ce contexte, l’amélioration de la traçabilité des intrants utilisés par ces technologies peut aider à identifier et à gérer les impacts en amont. Par exemple, l’Union européenne a récemment adopté le règlement sur les matières premières critiques, qui vise à promouvoir la durabilité des approvisionnements en matières premières en exigeant une cartographie de la chaîne d’approvisionnement en ressources minérales jusqu’au point d’extraction tout en permettant à la Commission européenne d’établir des règles concernant l’impact environnemental de l’extraction de matériaux (European Union, 2024[109]). Pour améliorer la traçabilité des chaînes d’approvisionnement minières du pays, la Colombie a par ailleurs mis en place une plateforme de traçabilité des ressources minérales qui exige des informations qu’elle vérifie sur toutes les étapes des processus d’exploitation et de transaction portant sur des ressources minières au sein du pays (République de Colombie, 2024[110]).
Par ailleurs, les politiques qui imposent la protection de la biodiversité dans le cadre des activités minières peuvent également contribuer à atténuer les risques de pollution. Par exemple, l’ordonnance administrative 2022-04 du ministère philippin de l’Environnement et des Ressources naturelles exige que les sociétés minières procèdent à des évaluations de la biodiversité avant d’entreprendre l’exploration conformément aux réglementations, lignes directrices et ordonnances techniques nationales qui établissent quelle est l’autorité de contrôle compétente ainsi que les critères spécifiques dont doivent tenir compte leurs rapports. Cette ordonnance administrative prévoit en outre que la société minière doit maintenir un taux de survie d’au moins 85 %, ainsi qu’une diversité d’espèces similaire après la remise en état (Republic of The Philippines, 2022[111]).
Pour favoriser une meilleure gestion des composants des technologies solaire et éolienne, dont les possibilités de réutilisation et la recyclabilité sont limitées, des dispositions peuvent être prises en aval. Par exemple, plusieurs pays dans le monde interdisent l’élimination, la mise en décharge et l’incinération des pales d’éoliennes et encouragent le recyclage des panneaux solaires en fin de vie. En Allemagne, une grande partie des pales d’éoliennes déclassées est destinée à la récupération d’énergie dans le co-traitement du ciment, contribuant ainsi à la récupération des matériaux et à la production d’énergie (CGEDD/CGE, 2019[112]), malgré certaines craintes qu’il puisse s’agir là d’un recyclage dévalorisant qui s’accompagne en outre d’émissions de PM2.5 (Engie, 2021[113] ; ACP, 2023[70]).
Les politiques de déclassement peuvent par ailleurs impliquer des garanties financières pour couvrir les coûts et assurer un démantèlement et une restauration du site dans des conditions appropriées. En Écosse, par exemple, les politiques de déclassement des installations d’énergies renouvelables marines peuvent exiger une garantie financière pour le déclassement, ainsi que le respect des obligations déclaratives et en matière de tenue de registres pendant toute la durée de vie du projet. En vertu de la loi sur l’énergie de 2004, une garantie financière peut être fournie avant la construction sous la forme du dépôt préalable d’une somme sur un compte séquestre à titre de garantie, ou sous celle d’une caution de bonne exécution (Gouvernement écossais, 2022[114]).
Les aires protégées sont la pierre angulaire de la politique de conservation de la biodiversité et elles constituent, à travers leurs retombées positives sur l’atténuation du changement climatique, l’adaptation à ses effets et la réduction de la pollution, un outil essentiel pour faire face à la triple crise planétaire. En l’absence d’aires protégées, le recul mondial de la biodiversité serait encore plus marqué (Laurance et al., 2012[115] ; Gill et al., 2017[116] ; Geldmann et al., 2018[117] ; PNUE-WCMC/IUCN/NGS, 2018[118]). Les aires protégées sont également des instruments d’action essentiels pour gérer les systèmes d’utilisation des espaces terrestres et maritimes aux niveaux local, national et international. L’importance des aires protégées en tant que principal moyen de faire face au recul de la biodiversité transparaît dans l’objectif ambitieux du Cadre mondial de la biodiversité de Kunming-Montréal (CMBKM) d’étendre les efforts mondiaux de protection et de conservation à au moins 30 % des terres émergées et des eaux intérieures et 30 % des espaces marins et côtiers à l’horizon 2030.
L’UICN définit une aire protégée comme « un espace géographique clairement défini, reconnu, spécifique et géré, par des moyens juridiques ou d’autres moyens efficaces, de manière à assurer la préservation à long terme de la nature et des services écosystémiques et valeurs culturelles qui lui sont associés » (Dudley, 2008[119]). L’UICN a réparti les aires protégées en six catégories en fonction de leurs objectifs de gestion (voir l’Annex 6.B), dont dépendent les restrictions de rigueur variable imposées aux activités humaines. Les types d’aires protégées employés par les pays sont fonction du contexte foncier national, notamment du régime foncier et des terres non exploitées (OCDE, 2020[120])9. Dans les pays où les droits fonciers sont sûrs et où les espaces non exploités sont relativement modestes, les restrictions à l’utilisation des terres tendent à être mises en œuvre à l’aide du classement en aire protégée d’étendues situées en tout ou partie sur des propriétés privées. Dans les pays dotés de vastes superficies de terres non exploitées, les aires protégées jouent un rôle essentiel en évitant la conversion des forêts (et d’autres écosystèmes) (Nolte et al., 2013[121] ; Pfaff, Santiago-Ávila et Joppa, 2016[122] ; Gaveau et al., 2012[123]).
Les aires protégées ont souvent été créées dans le principal objectif d’assurer la conservation de la biodiversité. Elles peuvent également présenter des avantages en matière d’atténuation du changement climatique et d’adaptation à ses effets, ainsi que du point de vue de la lutte contre la pollution, grâce notamment à l’ensemble diversifié de services écosystémiques qu’elles procurent. Les aires protégées atténuent principalement le changement climatique par l’absorption et la séquestration du carbone et par les rejets de carbone qu’elles permettent d’éviter. Elles constituent par ailleurs des solutions naturelles d’adaptation au changement climatique grâce à l’atténuation des risques et des impacts liés aux phénomènes extrêmes et aux catastrophes naturelles. De surcroît, les écosystèmes protégés peuvent filtrer l’eau et les polluants atmosphériques. Enfin, les aires protégées constituent en outre des instruments essentiels d’utilisation durable des terres permettant de concilier les politiques en matière de biodiversité, de climat et d’alimentation (OCDE, 2020[120]).
6.3.1. Synergies et arbitrages entre les aires protégées, le changement climatique et la pollution
Synergies entre les aires protégées, le changement climatique et la pollution
Par leurs objectifs de conservation de la biodiversité et leurs effets sur les services écosystémiques, les aires protégées peuvent offrir de multiples synergies en lien avec le changement climatique et la réduction de la pollution. Les synergies les plus marquantes avec l’atténuation du changement climatique tiennent à l’absorption et à la séquestration du carbone, ainsi qu’aux émissions de carbone évitées. En 2020, les aires protégées représentaient 11 % de la superficie forestière mondiale et stockaient 26 % (61.4 gigatonnes (Gt) de carbone (C)) des volumes estimés du carbone au-dessus du sol (Duncanson et al., 2023[124]). Sur ce volume total de 61.4 Gt, des stocks supplémentaires de carbone d’environ 9.65 Gt peuvent être portés au crédit du statut des aires protégées. Ces stocks supplémentaires de carbone correspondent principalement (i) aux émissions dues au déboisement qui ont été évitées et (ii) à une combinaison d’une croissance et/ou d’une dégradation évitée des forêts protégées plus élevées que dans le cas des forêts non protégées. En outre, les aires protégées et les autres mesures efficaces de conservation par zone stockent d’après les estimations 21 % de la biomasse souterraine, 15 % du carbone organique du sol et 7 % du carbone des sédiments marins (Secretariat of the Convention on Biological Diversity, 2020[125]). Les aires protégées stockent par ailleurs environ 23 % du carbone irrécupérable de la planète dont environ la moitié est concentrée dans seulement 3.3 % de la surface émergée de la Terre (Noon et al., 2021[126]). Par exemple, à l’échelle nationale, Parcs Canada a estimé que le stock moyen de carbone contenu dans 31 parcs nationaux10 entre 1990 et 2020 s’élevait à près de 1.5 Gt de C et que la densité moyenne de carbone au sein des écosystèmes forestiers des parcs nationaux était légèrement supérieure à 250 t de C par hectare (Sharma, 2023[127]).
Les aires protégées jouent un rôle essentiel dans l’adaptation au changement climatique en atténuant les risques et les impacts liés aux événements extrêmes et aux catastrophes naturelles, comme les incendies de forêt. Les aires protégées peuvent créer des zones tampons thermiques (Xu et al., 2022[128]), atténuer les effets des inondations et des tempêtes (services écosystémiques fournis par les mangroves et les récifs coralliens, par exemple (Salem et Mercer, 2012[129])), consolider le rivage ou limiter l’érosion des berges, stabiliser les sédiments et protéger contre les glissements de terrain (Dudley et al., 2015[130]).
Par le passé, les aires protégées n’ont pas été pleinement intégrées dans les contributions déterminées au niveau national (CDN) dans le cadre de l’Accord de Paris. Dans les 168 dernières CDN soumises par les Parties (au 9 septembre 2024), seulement 50 % des Parties ont fait état de mesures liées à la conservation, à la protection et à la restauration de la nature et des écosystèmes – y compris les aires protégées – dans le cadre de leurs engagements conditionnels en matière d’atténuation (UNFCCC, 2024[131]). La troisième série de CDN prévue en 2025 offre donc une occasion décisive d’y inclure les solutions naturelles, dont les aires protégées, pour réduire les émissions mondiales et renforcer la résilience des écosystèmes (Nature4Climate Coalition, 2024[132]).
Les aires protégées contribuent à l’amélioration de la qualité de l’eau en filtrant, séquestrant ou stockant les polluants véhiculés par l’eau. Elles jouent un rôle particulièrement important dans la fourniture d’une eau douce propre, car elles contribuent pour 20 % au ruissellement continental total à l’échelle de la planète et assurent l’approvisionnement en eau douce de près des deux tiers de la population mondiale qui vit en aval (Harrison et al., 2016[133]). Les aires protégées assurent une alimentation en eau moins exposée aux menaces que les aires non protégées. Plus d’un quart de l’eau provenant des aires protégées est exposée à de faibles niveaux de menace, contre seulement 10 % des approvisionnements en eau issus de sources situées à l’extérieur de ces zones. En revanche, moins de 10 % des approvisionnements en eau assurés par les aires protégées sont exposés à des niveaux de menace élevés, contre un quart ce ceux provenant de l’extérieur de ces zones (Harrison et al., 2016[133]). Cependant, des difficultés subsistent pour en assurer une protection complète : environ 70 % des cours d’eau mondiaux (en termes de longueur) ne disposent d’aucune aire protégée dans leur bassin hydrographique d’amont, et seulement 11 % (en termes de longueur) bénéficient d’une protection intégrée pleine et entière (Abell et al., 2016[134]).
En réduisant la destruction et la dégradation des écosystèmes, en particulier dans les écosystèmes forestiers, les aires protégées assurent d’importants services de purification de l’air en absorbant les polluants – notamment les PM2.5 générées par les feux de forêt (Prist et al., 2023[135]). En Amazonie brésilienne, une évaluation quasi expérimentale a révélé qu’un doublement de la superficie des aires protégées situées en amont diminue de 10 % les émissions de PM2.5 et de 7 % les hospitalisations respiratoires au cours des mois où la combustion de biomasse est la plus intense (Sheehan et al., 2023[136]).
Arbitrages entre les aires protégées, le changement climatique et la pollution
Les aires protégées offrent d’importants avantages du point de vue de la conservation de la biodiversité, mais leur mise en œuvre peut imposer des arbitrages avec les objectifs d’atténuation du changement climatique et de réduction de la pollution. Deux grands types de facteurs peuvent être à l’origine de ces arbitrages : (i) les pressions exercées par le changement climatique sur la biodiversité et sur la gestion des zones protégées, et (ii) les corrélations négatives entre les objectifs en matière de changement climatique, de pollution et de biodiversité au sein des aires protégées.
La production d’énergies renouvelables, telles que les bioénergies, évite le recours aux combustibles fossiles, mais elle peut également créer une concurrence pour l’utilisation des terres et des forêts et exercer des pressions sur les aires protégées. La combustion de biomasse entraîne également une pollution de l’air. La production de bioénergie à partir de la biomasse ligneuse peut – surtout si elle est associée au captage, à l’utilisation et au stockage du carbone – potentiellement contribuer à l’atténuation du changement climatique, mais elle doit concilier la conservation de la biodiversité avec l’exploitation durable des forêts et des autres écosystèmes. Le projet BioEUParks de l’Union européenne a accompagné cinq parcs européens en Autriche, en Hongrie, en Slovénie, en Italie et en Grèce dans leurs efforts pour établir des modèles de chaînes d’approvisionnement à petite échelle de biomasse solide issue de forêts gérées durablement (BioEUParks, 2016[137]). Parmi les principales recommandations du projet figure l’appel à définir un cadre juridique pour l’utilisation des déchets générés par les mesures de conservation, telles que l’élimination des espèces exotiques, en vue de la production d’énergie, de sorte qu’ils ne soient pas considérés comme des déchets ordinaires.
Les projets d’énergies renouvelables, tels que les parcs éoliens et solaires, contribuent à réduire les pressions mondiales sur la biodiversité grâce à l’atténuation du changement climatique. Toutefois, lorsqu’ils sont implantés au sein ou à proximité des aires protégées, ces projets peuvent exercer des pressions directes sur la biodiversité et les écosystèmes locaux, et notamment des impacts sur les populations d’oiseaux et de chauves-souris ou sur la pollution, comme cela a été mis en évidence dans la section précédente. Le lieu d’implantation des projets d’énergies renouvelables pourrait donc avoir une incidence sur la capacité des aires protégées à atteindre efficacement leurs objectifs de conservation de la biodiversité. Au niveau mondial, en 2018, sur les 12 658 grandes installations d’énergies renouvelables, 2 206 opéraient au sein d’importantes zones de conservation, dont 169 dans des aires protégées et 122 dans des aires strictement protégées (catégories I à IV de l’UICN) où aucune activité d’exploitation ne devrait avoir lieu (Rehbein et al., 2020[138]). En outre, 252 installations d’énergies renouvelables étaient en cours de mise en place dans des aires protégées, dont 100 dans des aires strictement protégées.
Les projets d’énergies renouvelables tels que les centrales hydroélectriques peuvent exercer une pression sur la biodiversité au sein ou à proximité des aires protégées en altérant leur connectivité ainsi que l’écoulement des cours d’eau à l’intérieur ou en amont des aires protégées. Les barrages affectent les régimes sédimentaires et thermiques et modifient la qualité de l’eau et les fonctions écologiques en aval. À l’échelle mondiale, entre 1900 et 2016, au moins 1 249 grands barrages ont été installés dans des aires protégées, dont les deux tiers avaient été construits avant que ces zones ne soient classées (Thieme et al., 2020[139]). Ces barrages situés au sein des aires protégées avaient pour principale fonction d’assurer la production d’hydroélectricité (22 %), l’irrigation (22 %), l’approvisionnement en eau (15 %) et la lutte contre les inondations (7 %).
Les efforts pour maximiser le stockage du carbone peuvent entrer en conflit avec les objectifs de conservation des espèces endémiques et d’adaptation au changement climatique. Dans les espaces forestiers – y compris les aires forestières protégées – la plantation d’essences d’arbres exotiques à croissance rapide pour accroître la séquestration du carbone et la résilience face au changement climatique peut altérer les écosystèmes locaux et supplanter les essences autochtones. L’expansion des plantations d’arbres entre 2000 et 2012 a touché 4 % des aires protégées dans les régions tropicales humides, le plus souvent en Asie du Sud-Est, en Afrique de l’Ouest et au Brésil (Fagan et al., 2022[140]).
Exacerbées par le changement climatique, la fréquence et la gravité croissantes des feux de forêt impliquent des mesures de prévention des incendies qui peuvent aller à l’encontre de la conservation de la biodiversité. Les forêts saines sont en règle générale moins vulnérables aux risques de déclenchement et de propagation d’un incendie. La protection, la restauration et la gestion adaptative des écosystèmes peuvent donc faire partie intégrante de la prévention des feux de forêt (OCDE, 2023[141]). Néanmoins, les mesures prises pour réduire la masse de matières combustibles, telles que l’aménagement de tranchées pare-feu et l’enlèvement de la biomasse morte pour créer des discontinuités entre les arbres, peuvent entraîner une baisse du stockage de carbone et avoir un effet néfaste sur les espèces tributaires du bois mort, telles que les insectes, les champignons et les bactéries (Campbell et Ager, 2013[142]). Les coupe-feux ou les feux dirigés peuvent en outre créer un risque de propagation de végétaux envahissants en permettant un envahissement par des espèces exotiques le long des corridors aménagés dans les espaces naturels (Keeley, 2006[143]). Par exemple, British Columbia Parks, l’organisme chargé de l’administration des parcs de la Colombie-Britannique, impose une gestion différenciée des matières combustibles selon les aires protégées comme à l’intérieur de chacune d’elles en fonction de leur statut, allant depuis les zones de récréation intensive, où cette gestion peut être plus intense, jusqu’aux espaces de conservation de la nature, où toute action d’aménagement doit être évitée (British Columbia Wildfire Service, 2024[144]). Après un incendie de forêt, des « coupes de sauvetage » peuvent également réduire la richesse en espèces et avoir un impact négatif sur la qualité des sols et de l’eau (Thorn et al., 2018[145] ; Leverkus et al., 2020[146]).
Les aires protégées se trouvent souvent en partie situées dans des zones à haut risque de catastrophes naturelles. Les infrastructures destinées à atténuer les risques de catastrophe, telles que les brise-lames, les digues côtières ou les barrages anti-sable, peuvent exercer des pressions directes sur la biodiversité. Par exemple, de vastes digues côtières ont été construites dans le parc national Sanriku Fukko (dans la région de Tohoku, au Japon) après le séisme de 2011 dans l’est du Japon, créant des tensions entre la réduction des risques de catastrophe et la préservation des écosystèmes (Tanaka et Takashina, 2023[147]).
6.3.2. Gestion des risques pour l’effet synergique des aires protégées induits par les impacts négatifs du changement climatique et de la pollution
Les aires protégées ont à faire face à des risques importants du fait du changement climatique et de la pollution, qui menacent leur capacité à procurer des avantages en matière de biodiversité et de services écosystémiques. Étant donné que les conditions climatiques – dont les régimes hydrologiques et ceux des températures – ont évolué depuis la date où bon nombre d’aires protégées ont été classées, celles-ci doivent s’adapter pour garder leur efficacité. Le changement climatique modifie directement les habitats naturels, entraînant une évolution de la distribution et de la répartition des espèces. La faune et la flore peuvent se déplacer vers les pôles, vers des altitudes plus élevées, ou vers des eaux plus profondes à la recherche de conditions appropriées, tandis que les espèces vulnérables sont exposées à des risques accrus d’extinction. Le changement climatique peut modifier le moment où surviennent certains événements biologiques tels que la floraison ou la reproduction, ce qui perturbe les interactions habituelles entre les espèces. Les aires protégées peuvent également connaître un afflux de nouvelles espèces exotiques, dont certaines pourraient devenir envahissantes et perturber les écosystèmes existants. Le changement des conditions climatiques peut altérer le comportement des vecteurs de maladies (les organismes qui transmettent des maladies infectieuses), exposant ainsi à une menace supplémentaire la biodiversité.
Comme cela a été mentionné au chapitre 3, le changement climatique est certes l’un des principaux déterminants de la perte de biodiversité, mais la pollution y apporte également une contribution notable et menace le fonctionnement des aires protégées. Les aires protégées sont vulnérables aux substances polluantes issues des engrais agricoles, des pesticides, des métaux lourds, des déchets animaux et des eaux usées, qui peuvent trouver leur origine en amont, dans des zones contiguës, ou au sein même des aires en question (Jaureguiberry et al., 2022[148]). Ces substances polluantes menacent la qualité de l’air, du sol et de l’eau, et mettent directement en péril la flore et la faune des écosystèmes protégés (Gross et al., 2017[149]). Les effets néfastes de la pollution ne font qu’ajouter à la complexité de la gestion des aires protégées. Les approches de la maîtrise et de l’atténuation de la pollution sont variables selon les aires protégées, en fonction du contexte local et de leurs capacités.
Prise en compte du changement climatique lors de la désignation de nouvelles aires protégées et de l’extension de leur réseau
Les stratégies de conservation de la biodiversité doivent prendre en compte les risques actuels et à venir liés au changement climatique lors de la conception et de l’extension des aires protégées. La littérature scientifique fait apparaître cinq catégories de recommandations (Ranius et al., 2022[150]) : (i) assurer une connectivité suffisante pour permettre aux espèces de modifier leur distribution ou de recoloniser certaines parcelles au sein des réseaux d’habitats ; (ii) protéger les espaces qui restent relativement préservés des effets du changement climatique sur la durée (refuges climatiques) et qui contiennent des habitats d’une grande hétérogénéité afin de tenir compte de la variabilité des conditions microclimatiques ; (iii) protéger quelques zones de vaste étendue plutôt qu’un grand nombre de taille réduite ; (iv) protéger les zones qui seront, d’après les prévisions, importantes pour la biodiversité et qui devraient présenter les conditions environnementales les plus appropriées eu égard aux projections du changement climatique ; (v) compléter les zones protégées en permanence par une protection temporaire de certains espaces pour tenir compte de la distribution des espèces et des évolutions de l’adéquation des habitats.
Au moment de déterminer quels espaces protéger en priorité, les pouvoirs publics pourraient envisager une superposition partielle entre les zones critiques de carbone et celles qui présentent tout à la fois un haut degré de biodiversité et d’intégrité. À l’échelle mondiale, les aires protégées ne contribuaient en 2015 que pour 12 % des 38 % de superposition entre les zones critiques de carbone et de biodiversité (Soto-Navarro et al., 2020[151]). La priorité peut également être donnée à certains écosystèmes particuliers. Par exemple, les tourbières, qui ne couvrent que 3 % des terres émergées de la planète, mais stockent environ 600 gigatonnes de carbone dans leur sol, soit davantage que toute la biomasse forestière mondiale (Xu et al., 2018[152] ; Kopansky, 2022[153] ; Pan et al., 2024[154]). Malgré leur importance, seulement 17 % des tourbières du monde entier étaient situées dans des aires protégées en 2023 – nettement moins que pour d’autres écosystèmes de grande valeur tels que les mangroves (42 %), les marais salants (50 %) ou les forêts tropicales (38 %) (Spalding, 2021[155] ; PNUE-WCMC, 2025[156] ; WRI, 2024[157]). En outre, sur l’ensemble des tourbières protégées, à peine un peu plus de la moitié a été placée sous un régime de protection stricte (Austin et al., 2025[158]). L’évaluation des services écosystémiques procurés par les aires protégées ou des conséquences probables sur les espèces entraînées par les changements d’affectation des terres peut aider à cartographier et à établir un ordre de priorité entre les autres zones importantes à protéger et celles qui doivent être strictement protégées (Watson et al., 2023[159] ; Chen et al., 2025[160]).
Les aires protégées correctement conçues et gérées assurent plus efficacement que les sites non protégés la conservation des espèces adaptées au froid (Gillingham et al., 2024[161]). La désignation des aires protégées peut également avoir un effet positif sur la persistance des espèces aux marges chaudes de leur aire de répartition où elles sont en diminution, bien que dans de moindres proportions aux latitudes et altitudes plus élevées (Gillingham et al., 2015[162]). Les aires marines protégées contribuent de manière significative à la résilience des écosystèmes. Par exemple, les récifs coralliens situés dans les aires marines protégées de la Grande Barrière de corail en Australie ont fait preuve d’une plus grande résilience aux facteurs de stress climatiques, tels que le blanchiment, les maladies, les épidémies d’Acanthaster planci et les tempêtes (Mellin et al., 2016[163]). De même, la réserve marine de l’île Maria en Australie a montré un renforcement de la résistance des communautés de poissons au réchauffement climatique, avec une stabilité accrue de l’abondance et de la diversité des espèces aux échelles de temps annuelle et décennale (1992–2012). Au nombre des avantages figuraient également le rétablissement des espèces des milieux tempérés corpulentes et la résistance à la colonisation par des espèces subtropicales (Bates et al., 2013[164]). Cependant, les aires protégées les plus petites et les plus isolées peuvent être plus vulnérables aux impacts du changement climatique. Elles sont souvent plus exposées à l’arrivée d’espèces dont l’aire de répartition est en cours d’expansion et pourraient se trouver dans l’impossibilité de contribuer à la persistance des espèces dans des conditions climatiques changeantes (Loarie et al., 2009[165] ; Gillingham et al., 2015[162]).
Un large éventail de mesures d’adaptation a été élaboré afin de renforcer la persistance des espèces et des fonctions des écosystèmes face au changement climatique. Le choix des mesures appropriées doit toutefois s’appuyer sur une approche locale taillée sur mesure qui prenne en considération les spécificités de chaque espèce, habitat et écosystème au sein de l’aire protégée correspondante. Les gestionnaires doivent assurer un juste équilibre entre les approches interventionnistes axées sur le climat visant à optimiser le stockage du carbone et l’objectif de préserver ou de restaurer des zones naturelles et sauvages. Cet arbitrage est particulièrement pertinent au moment de décider s’il convient de mettre en œuvre des interventions de gestion active ou de laisser les écosystèmes s’adapter naturellement, ce qui souligne la nécessité de faire des choix prudents en tenant compte des spécificités de chaque situation.
L’évaluation environnementale, un outil d’intégration
Les instruments d’évaluation environnementale sont indispensables pour déterminer les principaux impacts directs et indirects exercés sur l’environnement par des activités économiques à l’intérieur ou à proximité des aires protégées. Au Royaume-Uni, par exemple, la Marine Management Organisation a établi en 2013 que le projet d’approfondissement du chenal jusqu’au port de Falmouth ne garantirait pas la protection de la zone spéciale de conservation de Fal et Helford, qui abrite un lit de maërl vulnérable. L’EIE réalisée a permis d’en déterminer les impacts potentiels, tels que la dégradation de la qualité des sédiments et la contamination de l’eau par le tributylétain, ou encore le déclin des communautés des maërls et des fonds marins (Hoppit et al., 2022[166] ; Marine Management Organisation, 2010[167]).
Des évaluations environnementales stratégiques (EES) peuvent être effectuées au niveau de l’écosystème, par-delà les limites d’une aire protégée. Par exemple, Parcs Canada, l’organisme responsable de la gestion des parcs nationaux, des lieux historiques nationaux et des aires marines de conservation nationales dans l’ensemble du pays, a adopté un système à plusieurs niveaux de planification et d’évaluation des impacts qui inclut une évaluation des modifications de l’environnement, dont celles entraînées par le changement climatique, les activités humaines, les espèces envahissantes et la destruction des habitats. Ce système s’applique à des espèces ou des habitats spécifiques et prend en considération une étendue plus large que celle de l’aire protégée, généralement à l’échelle infranationale (Parks Canada, 2021[168]). Une évaluation des effets cumulatifs des projets de construction et d’aménagement a ainsi porté sur les principales composantes du parc national Jasper dans l’Alberta : glaciers, zones humides, oiseaux terrestres, carnivores et chèvres de montagne. Des mesures stratégiques d’atténuation ont été élaborées pour protéger chacune de ces espèces et ces différents habitats : depuis la description de l’état actuel jusqu’à une évaluation des vulnérabilités et des risques et un exposé des mesures d’atténuation envisagées au niveau stratégique comme à celui des projets (Jasper National Park, 2022[169]).
Les EES peuvent par ailleurs être axées sur un élément transversal tel que la qualité de l’eau. En Australie, les autorités du Queensland ont procédé à une évaluation environnementale stratégique de la zone côtière de la Grande Barrière de corail – qui s’étend sur plus de 2 300 kilomètres – et elles ont analysé les impacts directs, indirects et cumulatifs sur les enjeux environnementaux d’importance nationale (State of Queensland, 2014[170]). Les autorités australiennes et celles du Queensland ont ensuite lancé en 2015 le plan de durabilité à long terme du récif à l’horizon 2050, un cadre collaboratif destiné à guider la gestion de la Grande Barrière de corail à court, moyen et long termes. Un élément de ce cadre, le plan d’amélioration de la qualité de l’eau du récif à l’horizon 2050 (2017-22), indique comment l’industrie, les pouvoirs publics et la collectivité peuvent coordonner leur action et travailler de concert à l’amélioration de la qualité des eaux qui s’écoulent en direction de la Grande Barrière de corail (Gouvernements australien et du Queensland, 2018[171]). Ce plan fixe des objectifs d’amélioration de la qualité de l’eau et des pratiques de gestion des terres situées en amont, tels que la réduction des charges de pesticides, de sédiments et d’éléments nutritifs (OCDE, 2019[172]).
Mesures complémentaires de l’évaluation environnementale
La mise en œuvre de mesures réglementaires supplémentaires, telles que des procédures de délivrance de permis, joue un rôle essentiel dans la prévention ou l’atténuation de la pollution susceptible de menacer les zones protégées. Au sein de l’Union européenne, la directive habitats11 impose des procédures de délivrance de permis pour tout nouveau plan ou projet, notamment dans le domaine des énergies renouvelables, susceptible d’avoir un impact significatif sur un site Natura 200012.
Les programmes nationaux qui comportent des objectifs de réduction de la pollution peuvent jouer un rôle clé dans l’intégration des politiques relatives aux zones protégées. Les Pays-Bas ont ainsi adopté en 2021 un programme de réduction des émissions d’azote et d’amélioration de la nature visant à parvenir d’ici 2030 à ramener les dépôts d’azote en deçà de la charge critique sur au moins 50 % de la superficie des espaces naturels sensibles à l’azote qui font partie intégrante du réseau Natura 2000.
Des instruments économiques, tels que les paiements pour services écosystémiques (PSE) (voir l’Encadré 6.3), peuvent être mobilisés pour étendre les zones protégées, améliorer la conservation de la biodiversité et promouvoir l’adaptation au changement climatique. Les PSE peuvent permettre de faire face aux impacts des catastrophes naturelles et des événements extrêmes. En France, par exemple, dans le Parc national des forêts, certains agriculteurs locaux bénéficient de paiements au titre de la réduction des risques d’inondation. En contrepartie, ils s’abstiennent de cultiver certaines terres agricoles de manière à constituer des réservoirs de prairies qui seront volontairement submergées en cas d’inondation afin d’atténuer les impacts en aval. L’estimation de la valeur des services écosystémiques et l’accord final sur les modalités de paiement sont fonction des caractéristiques naturelles et institutionnelles de chaque site et exigent de solides capacités de la part des gestionnaires des aires protégées (Gaglioppa, 2016[173]).
Les PSE peuvent être décrits comme des transactions volontaires entre utilisateurs et prestataires de services qui sont régies par des règles de gestion des ressources naturelles définies d’un commun accord en vue de la production de services écosystémiques à l’extérieur de l’aire protégée (Wunder, 2015[174]). Par exemple, le Costa Rica a été un précurseur du recours aux PSE dans le monde avec la mise en place de son programme de paiements pour services environnementaux en 1997. Dans le cadre de ce programme, les propriétaires fonciers bénéficient d’un paiement au titre du reboisement, de la conservation des forêts et des pratiques agroforestières (OCDE, 2023[175]), ce qui contribue au maintien de corridors écologiques et favorise la connectivité des aires protégées. Entre 1997 et 2021, le programme a couvert 1.3 million d’hectares, au nombre desquels plus de 560 000 hectares qui en ont bénéficié entre 2011 et 2021, dont 90 % dans le cadre de contrats de conservation des forêts. Par exemple, dans le cadre du programme de reboisement, les propriétaires fonciers acceptent de reboiser les zones défrichées laissées à l’abandon et d’y maintenir les arbres pendant 15 ans. Le programme a permis d’intégrer les deux tiers des zones ainsi reboisées dans un corridor écologique et 28 % dans des refuges nationaux de la faune sauvage situés pour partie sur des terres privées. Au total, entre 1997 et 2021, le programme a versé plus de 600 millions USD aux petits et moyens producteurs (OCDE, 2023[175]).
Lorsqu’à elle seule la protection des habitats ne suffit pas, d’autres mesures de classement peuvent être mises en œuvre pour réduire les menaces qui pèsent sur la biodiversité, telles que le changement climatique ou la pollution. Par exemple, certaines espèces peuvent être considérées comme prioritaires pour bénéficier d’une protection. La loi norvégienne de 2009 sur la diversité de la nature permet aux autorités d’interdire tout prélèvement de ces espèces et toute atteinte à leur encontre, renforçant ainsi les efforts de conservation.
Des mécanismes volontaires peuvent renforcer la conservation de la biodiversité grâce à une réduction des sources de pollution au sein des aires protégées. Ces approches impliquent que des engagements soient pris entre les pouvoirs publics et les parties prenantes privées ou entre les différentes entités privées concernées (OCDE, 2024[176]). En France, par exemple, dans le cadre de la charte du parc national des Cévennes adoptée en 2013, 40 localités ont pris l’engagement d’appliquer des mesures de protection de l’environnement plus strictes que celles prévues par la loi (Parc national des Cévennes, 2018[177]). Les mesures mises en œuvre pour atteindre l’objectif « zéro pesticide chimique » ont consisté à réaliser des diagnostics des pratiques courantes de désherbage, à fournir des conseils et des formations aux acteurs locaux et à concevoir des plans d’action pour utiliser d’autres méthodes de désherbage telles que le désherbage mécanique, le semis de plantes couvre-sol ou l’écopâturage. Au niveau national, le recours par les pouvoirs publics à des produits phytosanitaires pour l’entretien des espaces verts, des forêts et des sentiers accessibles au public n’a été interdit qu’à une date ultérieure (en 2017). La gestion du parc national a fait prendre conscience de sa valeur environnementale plus élevée et emporté l’adhésion des populations et des parties prenantes locales à une réduction de la pollution. Les systèmes de protection volontaire peuvent également accroître la robustesse des aires protégées et réduire les menaces induites par les activités humaines.
Suivi et évaluation des aires protégées pour assurer des résultats synergiques
La prise en compte des enjeux liés au changement climatique et à la pollution dans la planification des aires protégées implique plusieurs étapes itératives (Graphique 6.3) : (i) une évaluation de la vulnérabilité et des risques pour comprendre les effets du changement climatique et de la pollution sur l’aire protégée ; (ii) la conception d’un plan d’action intégrant des mesures d’adaptation ciblées ; (iii) une mise en application et une expérimentation du plan pour le rendre opérationnel et en tester les mesures ; (iv) un suivi et une évaluation pour en juger les effets et affiner le plan d’adaptation en fonction des résultats constatés. Ces étapes devraient être régulièrement réitérées après plusieurs années de mise en œuvre et de suivi, afin d’ajuster et d’actualiser la stratégie d’adaptation. Les effets et l’efficacité des mesures d’adaptation, ainsi que leurs autres conséquences souhaitées ou non intentionnelles, ne deviennent bien souvent pleinement manifestes qu’après des années, voire des décennies. De solides cadres de suivi sont essentiels pour surveiller l’évolution des résultats au fil du temps. Le suivi devrait inclure la collecte de données sur les indicateurs clés, qui doivent être systématiquement intégrés aux niveaux infranational et national. Cette intégration verticale garantit un suivi cohérent des différentes aires protégées ainsi que de l’ensemble de leur réseau, permettant ainsi de discerner les synergies, les lacunes et les domaines à améliorer. En France, la Stratégie nationale pour les aires protégées (2020-2030) souligne clairement la nécessité que les aires protégées prennent en compte les considérations liées au changement climatique dans leurs plans de gestion (mesures 7, 9 et 10) (Ministère de la Transition écologique; Ministère de la mer, January 2021[178]). Le projet Natur’Adapt (2018-2023) coordonné par l’association Réserves naturelles de France, qui est responsable des réserves naturelles françaises, a constitué une initiative clé pour traduire cette stratégie en actions et intégrer les enjeux de l’adaptation au changement climatique dans la stratégie nationale française pour les aires protégées. Des outils méthodologiques ont été développés et expérimentés dans des sites pilotes et doivent maintenant être étendus et appliqués dans toutes les aires protégées au niveau national, conformément au troisième plan national d’adaptation au changement climatique.
Source : Élaboré par les auteurs d’après Gross et al. (2017[149]) et Coudurier, Petit et Tissot (2023[179]).
6.3.3. Outils et indicateurs pour évaluer l’efficacité environnementale des aires protégées
L’évaluation de l’efficacité des aires protégées au niveau des projets comme à l’échelle nationale et mondiale présente de nombreuses difficultés et est essentielle pour renforcer les synergies avec les politiques d’atténuation du changement climatique, d’adaptation à ses effets et de réduction de la pollution. Ces difficultés tiennent notamment à la conception et à la gestion propres aux différents sites protégés, à la connectivité et à la représentativité écologique du réseau d’aires protégées, ainsi qu’à l’adéquation des processus de gestion mis en œuvre (PNUE-WCMC/IUCN, 2024[180] ; Rodrigues et Cazalis, 2020[181]).
La bonne gestion des aires protégées, ainsi que leur représentativité, leur cohérence et leur connectivité doivent être prises en compte pour faire efficacement face à la triple crise planétaire. Actuellement aucune méthodologie d’évaluation normalisée n’est systématiquement et obligatoirement appliquée pour évaluer l’efficacité des aires protégées, mais plusieurs outils sont utilisés à cet effet au niveau des projets comme aux échelons infranational et national, ainsi qu’à plus grande échelle. Les études d’évaluation des impacts demeurent relativement rares et suggèrent qu’il conviendrait d’en entreprendre de nouvelles. Les outils et indicateurs existants peuvent renforcer les synergies entre l’atténuation du changement climatique, l’adaptation à ses effets et la réduction de la pollution en fournissant régulièrement des données et des indicateurs comparables pour l’ensemble des aires protégées, en tenant compte des services écosystémiques qu’elles procurent et en surveillant leur évolution.
Une importante avancée du CMBKM13 par rapport au Plan stratégique pour la diversité biologique 2011–2020 tient à l’inclusion d’un solide cadre de suivi pour surveiller et évaluer l’efficacité des efforts de conservation de la biodiversité, et notamment les progrès accomplis sous l’angle des aires protégées et des autres mesures efficaces de conservation par zone. Ce cadre comporte des indicateurs de l’étendue des aires protégées, de leur fragmentation, de leur intégrité, de leur richesse en espèces, de l’efficacité de leur gestion et de leur connectivité. Le cadre de suivi vise à évaluer dans quelle mesure la conservation de la biodiversité contribue à une multiplicité de défis mondiaux, dont le changement climatique et la pollution.
Au niveau supranational, les huit pays membres14 de l’Organisation du Traité de coopération amazonienne ont mis en œuvre un cadre directeur pour l’élaboration et la mise en œuvre d’actions stratégiques de coopération régionale en matière de biodiversité dans la région amazonienne. Le programme régional pour la diversité biologique dans la région du bassin amazonien a été mis en application en 2021 en vue d’atteindre les objectifs de la Convention sur la diversité biologique (CDB). En 2023, l’Organisation du Traité de coopération amazonienne a estimé que près de 23 % du bassin amazonien étaient protégés (OTCA, ANA, ABC, COBRAPE, 2023[182]).
Aucune méthodologie normalisée systématique et obligatoire ne permet d’évaluer l’efficacité des aires protégées au niveau du site, bien que de nombreuses évaluations s’appuient sur le cadre de l’UICN pour l’efficacité de la gestion des aires protégées (PAME) de la Commission mondiale des aires protégées (CMAP) (voir Encadré 6.4). Au nombre de ces outils, l’Outil de suivi de l’efficacité de la gestion (METT), qui repose sur un questionnaire, est le plus largement utilisé dans le monde (PNUE-WCMC, 2017[183]). La dernière version de cet outil a davantage mis l’accent sur l’évaluation des menaces, et notamment sur leur gravité et les réponses qui y sont apportées (Stolton, 2016[184]). Les évaluations des aires protégées sont compilées dans la Base de données mondiale sur l’efficacité de la gestion des aires protégées, qui contient des dossiers provenant de 177 pays et reposant sur 75 méthodologies différentes. Cette diversité est certes une conséquence de la variété des contextes de gestion, mais elle complique par ailleurs l’intégration verticale des données et met en évidence la nécessité d’une harmonisation à l’échelle internationale. La couverture des évaluations de l’efficacité reste toutefois limitée. Seulement 6.8 % des aires protégées répertoriées dans la Base de données mondiale sur les aires protégées ont été évaluées. Cette base de données contient 28 969 évaluations portant sur 20 603 aires protégées, soit 4.8 % des aires protégées terrestres et 1.3 % des aires protégées marines de la planète (PNUE-WCMC/IUCN, 2024[180]). Il convient donc de redoubler d’efforts pour procéder à des évaluations et établir des rapports à l’échelle supranationale ou mondiale.
Chaque aire protégée a vocation à protéger des espèces, des habitats et des écosystèmes spécifiques, et l’efficacité de la conservation peut être évaluée par l’observation, le suivi et l’enregistrement d’indicateurs de la biodiversité. Un suivi de la dynamique des espèces dites « clés de voûte » et des espèces menacées (c’est-à-dire celles inscrites sur la liste rouge de l’UICN), mais aussi des espèces plus ordinaires, peut être assuré. En France, par exemple, la charte des parcs nationaux s’étend sur 15 ans et comprend un cadre de suivi et d’évaluation. Ces chartes font l’objet d’une évaluation à mi-parcours puis à la fin de leur durée d’application, afin d’en garantir la conformité aux objectifs de conservation et pour adapter en tant que de besoin les plans de gestion. Au niveau national, le projet LIFE Biodiv’France (2024-2032) soutient le développement des compétences des gestionnaires d’aires protégées, par exemple en matière de planification de la gestion et d’évaluation de l’efficacité de la gestion (OFB, 2024[185]). Cette approche structurée illustre comment l’évaluation peut être intégrée dans la gouvernance à long terme des aires protégées tout en s’attaquant aux priorités de conservation locales et nationales.
Outils existants pour évaluer les aires protégées au niveau du site
Le cadre pour l’efficacité de la gestion des aires protégées (PAME) de la CMAP de l’UICN couvre trois thèmes principaux : (i) les questions de conception relatives aux différents sites et aux réseaux d’aires protégées, (ii) les capacités et l’adéquation des stratégies de gestion, et (iii) la réalisation des objectifs des aires protégées et des valeurs de conservation de la biodiversité (Hockings, 2006[186]), (Pulido-Chadid, Virtanen et Geldmann, 2023[187]). Un Outil de suivi de l’efficacité de la gestion (METT) a été mis au point pour rendre opérationnel le cadre PAME. Initialement créé par l’Alliance Banque mondiale/WWF pour la conservation et l’utilisation durable des forêts en 2002, cet outil mis à disposition en open source a été modifié et élargi par les utilisateurs pour s’adapter à la situation particulière des différents sites et écosystèmes. La version la plus récente, METT-4 (2024), a été publiée par Protected Planet, la source de données faisant autorité sur les aires protégées et les mesures efficaces de conservation par aire.
Les effets exercés par les aires protégées sur le changement climatique et la pollution peuvent être évalués à l’aide d’évaluations des services écosystémiques, même si leur mise en œuvre n’est pas normalisée. L’UICN propose une méthode participative où les gestionnaires, les parties prenantes et les populations locales prennent part à des ateliers de formation de consensus. Ces ateliers évaluent les avantages procurés par une aire protégée et les classent selon leur type (Ivanic et al., 2020[188]).
Outils existants pour rendre compte des services écosystémiques procurés par les aires protégées au niveau national
Les rapports sur les services écosystémiques procurés par les aires protégées peuvent être établis à l’aide de la comptabilité du capital naturel. Cette méthode mesure les variations des stocks et de l’état du capital naturel (c’est-à-dire des écosystèmes) à différentes échelles. Elle tient compte des flux et de la valeur des services écosystémiques dans des systèmes normalisés de comptabilité et d’établissement de rapports. La comptabilité du capital naturel peut être conforme aux normes internationales du Système de comptabilité économique et environnementale - Comptabilité des écosystèmes (SCEE-CE).
Le SCEE-CE est un cadre statistique adopté d’un commun accord au niveau international et établi sous l’égide de la Commission de statistique des Nations Unies. Il offre une méthodologie cohérente et compatible avec le système de comptabilité nationale pour mesurer les écosystèmes et les services qu’ils procurent (Nations Unies et al., 2021[189]). L’évaluation environnementale du SCEE-CE fournit des informations sur l’étendue et l’état des écosystèmes, sur les services écosystémiques procurés par les espèces, ainsi que sur les activités économiques connexes en s’appuyant sur des données de différents types et provenant de diverses sources qui doivent être unifiées dans ce même cadre. Cela permet de comparer les évolutions des actifs et des espèces des écosystèmes, les tendances des services et des avantages écosystémiques, ainsi que les activités d’utilisation des terres ou des mers. Des informations cruciales sont ainsi mises à la disposition des décideurs qui ont à planifier le développement durable et la gestion des aires protégées (King, 2022[190]).
Les outils existants peuvent être plus systématiquement utilisés pour améliorer la prise en compte de la triple crise planétaire dans les politiques relatives aux aires protégées. Premièrement, le METT tient explicitement compte des enjeux liés au changement climatique, à la pollution et aux services écosystémiques. L’outil METT-4 s’attache à déterminer, au moyen d’un questionnaire à choix multiples, si la gestion de l’aire protégée vise délibérément à assurer son adaptation au changement climatique, mais aussi à éviter les déperditions de carbone et à favoriser un captage accru du carbone. Il précise également quelles sont les menaces de pollution qui pèsent sur l’aire protégée qu’il convient de prendre en compte, telles que les effluents et rejets industriels, miniers et militaires, ou encore les effluents et les polluants atmosphériques agricoles et forestiers. Une question spécifique a pour objet d’évaluer de manière qualitative si la planification de l’utilisation des espaces terrestres et maritimes situés à l’extérieur de l’aire protégée tient compte de l’existence de celle-ci et contribue à la mise en œuvre de ses objectifs de gestion. Enfin, les outils METT visent également à établir si la gestion de l’aire protégée tient compte de la prestation de services écosystémiques. Il s’agit de voir si les gestionnaires des aires protégées ont même connaissance des services écosystémiques qu’elles offrent effectivement ou potentiellement et si, dans l’affirmative, la gestion de certains ou de la totalité de ces services est assurée.
Deuxièmement, il est essentiel de mener des évaluations des services écosystémiques et de rendre compte de leurs résultats verticalement (depuis le niveau local jusqu’au national) et horizontalement (à l’ensemble des aires protégées et de leurs réseaux) afin de prendre en considération les synergies des aires protégées. Ces évaluations nécessitent un renforcement des capacités de suivi et de celles de diffusion des rapports au niveau des projets, des réseaux et des pays. Les principales synergies des aires protégées comprennent la régulation de services tels que l’atténuation du changement climatique grâce à l’absorption, à la séquestration ou à l’évitement des émissions de carbone ; l’adaptation au changement climatique, qui renforce la résilience et la capacité d’adaptation aux risques liés au climat et aux catastrophes naturelles ; ainsi que la réduction de la pollution grâce à la fourniture d’une eau douce propre et à la purification et à l’élimination des polluants des ressources hydriques. Le programme LIFE de l’UE prévoit l’utilisation du cadre de cartographie et d’évaluation des écosystèmes et de leurs services, qui repose sur la Classification internationale commune des services écosystémiques, afin d’assurer la comparabilité et de faciliter l’établissement de rapports à l’aide de l’outil web du programme LIFE où sont répertoriés les indicateurs clés de performance (CINEA, 2021[191]).
Troisièmement, la comptabilité du capital naturel peut améliorer l’intégration et la prise en compte des aires protégées à des niveaux plus élevés, tout en atteignant plusieurs objectifs majeurs : (i) aider à illustrer et à rendre plus visibles les multiples avantages que procurent les aires protégées ; (ii) contribuer à promouvoir leur création et leur entretien (Département des affaires économiques et sociales des Nations Unies, 2020[192]); (iii) accroître le retour sur investissement au sein des aires protégées pour atteindre les objectifs gouvernementaux en matière d’environnement, de croissance économique et de bien-être social (Varcoe, 2015[193]); et (iv) appuyer le processus décisionnel lié aux aires protégées.
Quatrièmement, l’adoption du SCEE-CE peut faciliter l’intégration des aires protégées dans les processus de planification et de surveillance économiques. Ce cadre assure la cohérence et peut être directement intégré dans les processus de la comptabilité nationale. L’adoption du SCEE-CE a par ailleurs permis de disposer d’un ensemble cohérent de statistiques sur le lien entre l’environnement et l’économie qui peut être aisément intégré dans l’analyse des politiques. Bien qu’il ne soit pas encore largement appliqué aux aires protégées (King et al., 2023[194]), le SCEE-CE peut potentiellement fournir des informations régulières et cohérentes sur l’état des aires protégées, sur leur évolution et sur les avantages qu’elles procurent, tels que les services écosystémiques, l’atténuation du changement climatique et l’adaptation à ses effets, ou encore la réduction de la pollution, ainsi que leurs contributions à l’activité économique et au bien-être humain.
La pollution atmosphérique a d’importants effets sur la santé humaine, et les impacts de la pollution de l’air extérieur (OCDE, 2016[195]) et les taux de mortalité liés à l’ozone (voir le chapitre 3) devraient s’accroître sensiblement. Ces impacts sur la santé font eux-mêmes partie des relations d’interdépendance entre les différents piliers de la triple crise planétaire. D’autres liens directs tiennent aux effets des émissions de polluants atmosphériques sur le forçage radiatif – et donc sur le changement climatique – et aux services de filtration des polluants procurés par les écosystèmes – lesquels sont menacés par le recul de la biodiversité. Les politiques de lutte contre la pollution atmosphérique peuvent influer sur ces liens, mais aussi avoir des interactions plus indirectes avec les objectifs des politiques d’atténuation du changement climatique et de conservation de la biodiversité par d’autres moyens.
6.4.1. Synergies et arbitrages entre les objectifs de conservation de la biodiversité et d’atténuation du changement climatique de la lutte contre la pollution atmosphérique
Synergies et arbitrages entre la lutte contre la pollution atmosphérique et l’atténuation du changement climatique
De nombreux polluants atmosphériques et GES partagent des sources communes, dont notamment la production et l’utilisation d’énergie (Climate Watch, 2022[196]). Comme indiqué aux chapitres 1 et 3 en ce qui concerne les polluants atmosphériques, l’ozone (O3) n’est pas émis directement, mais produit par les réactions de la chaleur et du rayonnement solaire avec des gaz précurseurs (les NOx et les COV, dont le CH4). La qualité de l’air est donc affectée par les émissions de plusieurs polluants et sous-produits de la combustion des combustibles fossiles et des biocarburants, de l’agriculture, des industries manufacturières et extractives, de la production et de l’utilisation d’énergie, des incendies de forêt, ainsi que d’autres processus qui génèrent également des GES (Bhattu et al., 2024[197] ; Adams et al., 2015[198] ; Mukherjee et Agrawal, 2017[199]). Une analyse effectuée à l’aide de la boîte à outils de modélisation élaborée pour les présentes perspectives donne à penser que l’exposition de la population mondiale aux PM2.5, qui comprennent le carbone noir (CN), le carbone organique et d’autres particules d’un diamètre inférieur à 2.5 µm, devrait diminuer pour passer d’environ 23 µg/m3 en 2020 à environ 19 µg/m3 en 2050. Les estimations régionales correspondantes sont examinées plus en détail au chapitre 3.
De nombreux polluants atmosphériques n’ont pas d’effet direct sur le climat, mais il convient de noter plusieurs interactions importantes (Lanzi et Dellink, 2019[200]), dont la plupart prennent la forme de synergies, la réduction des pollutions atmosphériques favorisant l’atténuation du changement climatique :
Le N2O est un GES et sa contribution aux émissions totales de GES a été estimée à 2.6 Gt de CO2, soit environ 4.5 % de l’ensemble des émissions de GES (Gao et Cabrera Serrenho, 2023[201]).
Les gaz fluorés (gaz F) sont également des GES ; ils ont été introduits pour remplacer des substances appauvrissant la couche d’ozone atmosphérique : les chlorofluorocarbones (CFC). Leur part dans l’ensemble des GES en équivalent CO2 (éq. CO2) s’élève à environ 2 % (GIEC, 2023[202]). Ils ont connu un essor considérable lorsqu’ils ont été mis sur le marché pour substituer les CFC. Les émissions de gaz fluorés sont à présent en recul dans les pays à revenu élevé, mais il n’en va pas de même dans toutes les économies émergentes et en développement.
Les aérosols de BC15, le CH4, l’O3 et les hydrofluorocarbones (HFC) sont également des forceurs climatiques à courte durée de vie qui contribuent au changement climatique tout en compromettant la qualité de l’air. Le BC accélère la fonte de la neige et de la glace et empêche la formation des nuages. L’estimation des émissions de BC est sujette à de considérables incertitudes, du fait par exemple que le BC émis par le combustible consommé par une activité donnée est très variable en fonction des conditions de combustion et selon les pays, en particulier entre les pays en développement et les pays développés (Wang et al., 2014[203]). Wang et al. (2014[203]) estiment à environ 72 % leur augmentation à l’échelle mondiale entre 1960 et 2007 (Wang et al., 2014[203]), soit moins que l’augmentation de l’ensemble des GES au cours de la même période (voir aussi le chapitre 3). Les mesures de réduction des forceurs climatiques à courte durée de vie mises en œuvre pour diminuer les effets sur l’environnement et sur la santé contribueront par ailleurs à atténuer le changement climatique.
Plusieurs aérosols ont un effet refroidissant sur le climat. Les aérosols de sulfate (SO₄²⁻) (sous-produit de la combustion des combustibles fossiles ou des procédés industriels qui émettent du SO2) réduisent l’effet réchauffant des émissions de GES en diffractant la lumière du soleil et en en renvoyant une partie loin de la Terre. Les deux tiers environ de ces émissions proviennent des pays en développement, mais leur impact sur la température est à peu près identique à celui des émissions imputables aux pays développés, dont la part est pourtant plus faible, car ces dernières se produisent à des latitudes plus septentrionales et sont plus uniformément réparties d’un point de vue géographique (Lin et al., 2022[204]). Les aérosols de nitrate (tels que le NH4NO3), formés à partir de NH3 et de NOx émis par la combustion de combustibles fossiles, le brûlage de biomasse, et les activités agricoles, contribuent de même au refroidissement, bien que de manière plus limitée que pour les aérosols de SO₄²⁻ (GIEC, 2021[205]). Les aérosols de CO ont également un effet de refroidissement, bien que dans une moindre mesure que les aérosols de SO₄²⁻ et de NH4NO3 (GIEC, 2021[205]). Dans l’ensemble, entre 1750 et 2019, l’effet de refroidissement des aérosols est estimé à environ -0.5 °C – malgré une incertitude quant à son ampleur, dans une fourchette allant de ‑0.2 °C à ‑0.9 °C (GIEC, 2023[206]).
Compte tenu de la corrélation négative entre la réduction des émissions de soufre et les efforts d’atténuation du changement climatique, l’utilisation d’aérosols de soufre dans la haute atmosphère dans le cadre de la gestion du rayonnement solaire, autrement dit l’injection d’aérosols stratosphériques, constitue une mesure envisageable pour limiter le réchauffement. L’injection d’aérosols stratosphériques est une méthode de géo-ingénierie consistant à injecter différents types d’aérosols, généralement du SO₄²⁻, dans la stratosphère pour réfléchir la lumière du soleil, ce qui devrait entraîner un refroidissement rapide de la planète. Cette méthode est toutefois controversée, car les effets potentiels de son déploiement à grande échelle ne sont pas encore entièrement connus. Certaines recherches suggèrent qu’elle pourrait être, entre autres, à l’origine d’une modification des précipitations régionales, de pluies acides, d’un réchauffement stratosphérique et d’une augmentation de la vapeur d’eau stratosphérique (PNUE, 2023[207] ; CBD, 2016[208]). L’arrêt soudain et durable de l’injection d’aérosols stratosphériques produirait par ailleurs une hausse soudaine des températures, un phénomène appelé « choc terminal » (PNUE, 2023[207] ; CBD, 2016[208]).
Synergies et arbitrages entre la lutte contre la pollution atmosphérique et la conservation de la biodiversité
Les polluants atmosphériques sont associés à divers impacts négatifs sur l’environnement, car ils constituent un facteur de stress physiologique direct pour les espèces végétales. Par exemple, l’impact de l’O3 sur la physiologie des végétaux et sur leurs interactions avec les pollinisateurs est bien établi. Une forte concentration d’O3 peut compromettre la croissance des végétaux, endommager les cultures agricoles et les forêts, mais aussi modifier l’odeur des plantes à fleurs, ainsi que le comportement de recherche de nourriture des pollinisateurs (Rollin et al., 2022[209]). La baisse estimée des rendements relatifs va de 7 % et 12 % pour le blé, de 6 % à 16 % pour le soja, de 3 % à 4 % pour le riz et de 3 % à 5 % pour le maïs (Van Dingenen et al., 2009[210]). Les pertes subies par l’agriculture mondiale du fait de l’O3 ont été estimées à 34 milliards USD en 2010 et, si rien n’est fait pour y remédier, elles devraient atteindre 36 milliards USD en 2030 et 45 milliards USD en 2050, la République populaire de Chine (ci-après dénommée « Chine ») et l’Inde supportant respectivement 23 % et 12 % des dommages mondiaux au cours de l’année de référence (Sampedro et al., 2020[211]).
Le dépôt de polluants atmosphériques, et notamment de SOx et de NOx, par les précipitations (communément appelées pluies acides) peut entraîner une acidification des sols et des masses d’eau. Le dépôt de polluants atmosphériques peut avoir lieu ailleurs que là où l’émission s’est produite, car les polluants sont transportés par le vent sur de longues distances. Les polluants atmosphériques réagissent avec l’eau, l’oxygène et d’autres produits chimiques pour former des acides sulfurique et nitrique qui tombent sur le sol et en accroissent l’acidité, et qui ont une incidence négative sur les écosystèmes, notamment sur les forêts.
Les dépôts d’azote sur le sol et dans les masses d’eau sont principalement dus au polluant atmosphérique NH3 issu des activités agricoles (voir l’Annex 6.D) et aux polluants atmosphériques NOX produits par les processus de combustion. Des quantités excessives d’azote au sein d’un écosystème entraînent plusieurs impacts négatifs (PNUE/FAO, 2024[212]). Dans les masses d’eau, elles contribuent à l’eutrophisation, caractérisée par des proliférations d’algues et par une diminution de l’oxygène disponible. Dans les écosystèmes terrestres vulnérables tels que les prairies, le dépassement des charges critiques pour les dépôts d’azote risque d’entraîner la perte d’espèces sensibles. Dans le même temps, les espèces qui tirent parti des niveaux élevés d’azote peuvent prospérer, ce qui risque de modifier la structure et le fonctionnement d’un écosystème.
Bien que les effets exercés par la pollution atmosphérique sur les espèces animales aient fait l’objet d’un moins grand nombre de travaux de recherche que ses répercussions sur les espèces végétales, les études mettent en lumière tout un éventail d’impacts négatifs potentiels. La pollution atmosphérique peut avoir sur les espèces des effets létaux et sublétaux en affectant leurs organes respiratoires (Sanderfoot et Holloway, 2017[213]). Elle peut également avoir une incidence négative sur leur capacité de reproduction (Carré et al., 2017[214]). Ces impacts physiques sur différentes espèces peuvent avoir des effets en cascade sur l’ensemble de la chaîne trophique et entraîner de ce fait une diminution de l’abondance des espèces et une modification de la composition des communautés, ce qui constituerait une menace pour la biodiversité et pour les services écosystémiques essentiels qu’elle procure.
À l’inverse, la réduction de la pollution atmosphérique à l’aide de politiques spécifiques telles que la régénération naturelle assistée des forêts (World Resources Institute, 2022[215]) peut contribuer à la conservation et à la restauration de la biodiversité. Elle peut toutefois, comme cela a été indiqué dans les sections précédentes, présenter des corrélations négatives avec la conservation de la biodiversité, par exemple si le développement des énergies renouvelables est l’instrument mis en œuvre pour réduire la pollution atmosphérique. La réglementation des émissions de polluants atmosphériques, imposant par exemple l’obligation d’utiliser des filtres, ne crée pas de telles corrélations négatives.
La pollution atmosphérique s’intensifie lors des feux de forêt, qui entraînent le rejet de PM2.5, de dioxyde d’azote (NO₂), d’ozone (O3) et de métaux lourds tels que le plomb. La mise en œuvre de mesures de prévention des feux de forêt peut atténuer le risque de pollution de l’air par ces substances nocives. Cependant, les mesures prises pour réduire la masse de matières combustibles et créer des discontinuités entre les arbres peuvent avoir des effets négatifs sur la biodiversité locale du fait de l’élimination des arbustes, des arbres et des espèces tributaires du bois mort16 (Campbell et Ager, 2013[142])17.
6.4.2. Outils pour des politiques synergiques de lutte contre la pollution atmosphérique
Les pays peuvent procéder à une analyse coûts-avantages des trajectoires de réduction des polluants atmosphériques afin d’identifier les possibilités de mettre en œuvre des politiques synergiques. Il est essentiel que l’analyse coûts-avantages prenne en considération les données et les contributions des autorités responsables de l’atténuation du réchauffement climatique et de la conservation de la biodiversité afin d’identifier les synergies potentielles Pour faire du BC une priorité majeure des efforts d’atténuation, l’Institut national mexicain de l’écologie et du changement climatique a ainsi procédé en 2013 à une analyse coûts-avantages en s’appuyant sur les données relatives aux émissions issues du programme spécial du Mexique sur le changement climatique, de même que sur les données sur les particules fournies par la Coalition pour le climat et l’air pur (Molina Center for Strategic Studies in Energy and the Environment, 2013[216]). Le Mexique a donc inclus pour la première fois en 2015 le BC dans sa contribution prévue déterminée au niveau national dans le cadre de l’Accord de Paris (Climate and Clean Air Coalition, 2019[217]). Le Mexique a tiré parti de cette dynamique pour lancer en 2019 sa Stratégie intégrée de lutte contre les forceurs climatiques à courte durée de vie en vue d’améliorer la qualité de l’air et de réduire l’impact du changement climatique, qui assurera une baisse d’environ 53 % des émissions de BC d’ici 2030, sous réserve que les neuf mesures d’atténuation définies dans huit secteurs clés à l’origine des émissions de BC soient pleinement mises en œuvre (Climate and Clean Air Coalition, 2019[217]), allant ainsi au-delà de l’objectif fixé dans la CDN du Mexique.
L’évaluation de la qualité de l’air au regard des réglementations relatives aux habitats peut aider à évaluer l’impact des polluants atmosphériques sur les aires de conservation et à promouvoir des résultats synergiques. À titre d’exemple, une évaluation de ce type portant sur un projet de plan d’aménagement dans le Grand Manchester, en Angleterre, est parvenue à la conclusion que ce plan d’aménagement produirait des polluants atmosphériques susceptibles d’avoir une incidence négative sur les aires de conservation avoisinantes (Ricardo Energy and Environment, 2021[218]). Les promoteurs ont par conséquent soumis en 2023 un plan révisé comportant des mesures d’atténuation telles que la création d’une ceinture verte établissant une séparation entre les zones d’aménagement et les aires protégées, principalement sous forme de haies (Greater Manchester Combined Authority, 2023[219]). Une nouvelle évaluation réalisée par la suite a mis en lumière que le plan actualisé n’aurait aucun effet négatif sur la qualité de l’air dans les aires de conservation adjacentes (The Green Manchester Ecology Unit, 2023[220]).
Les pays peuvent en outre réaliser des études de répartition des sources18 de polluants atmosphériques pour favoriser l’élaboration de plans de gestion synergique de la qualité de l’air. En 2024, par exemple, le ministère de l’Énergie et le ministère de l’Environnement, des Forêts et du Changement climatique du Bangladesh ont procédé à une étude de répartition des sources à l’aide du modèle GAINS, qui permet de décrire les interactions et les synergies entre les gaz à effet de serre et la pollution atmosphérique en vue d’établir quelles sont les sources d’émissions qui contribuent tout à la fois à la pollution atmosphérique et aux émissions de GES (Bangladesh Ministry of Environment, Forest and Climate Change, 2024[221]). Le Bangladesh en a synthétisé les conclusions dans son plan national pour la qualité de l’air 2024-2030, qui présente les mesures spécifiques à mettre en œuvre pour réduire les polluants atmosphériques susceptibles de contribuer à l’effet de serre, ainsi que les organismes auxquels est confié ce mandat. L’une des mesures mises en évidence concerne l’augmentation de la taxe de protection de l’environnement pour les entreprises très polluantes qui ne respectent pas les normes d’émission (Bangladesh Ministry of Environment, Forest and Climate Change, 2024[221]) – voir également l’Annex 6.C pour plus d’informations sur les taxes sur la pollution.
Pour renforcer l’intégration transfrontière des synergies et des arbitrages entre la qualité de l’air, le changement climatique et la biodiversité, il est essentiel de réaliser systématiquement des évaluations environnementales approfondies, ainsi qu’une analyse coût-efficacité. Par exemple, la mise en place d’une comptabilité du capital naturel (CCN) offrirait de grands avantages. La CCN vise à estimer la valeur du capital naturel, dont par exemple la valeur de l’air pur en tenant compte des coûts liés à la pollution atmosphérique, y compris les dépenses de santé, les pertes de productivité et la dégradation des écosystèmes et de l’environnement. Une CCN annuelle intégrerait systématiquement la qualité de l’air dans des cadres normalisés de comptabilité et d’élaboration de rapports. Depuis 2019, par exemple, l’équipe chargée du capital naturel au Royaume-Uni publie des rapports annuels de CCN estimant la valeur économique de divers services écosystémiques, y compris la régulation de la pollution atmosphérique, des GES, du bruit et de la chaleur urbaine. Selon la CCN de 2024, la valeur patrimoniale du seul service de régulation de la pollution atmosphérique est estimée à 133 milliards GBP (Natural Capital team, 2024[222]). La CCN peut par ailleurs faciliter la coopération internationale au niveau du bassin atmosphérique en permettant l’échange d’informations comparables, conformément aux normes internationales fixées par le SCEE-CE. Ces exemples montrent en outre que l’intégration verticale peut favoriser une mise en œuvre efficace de différentes politiques de lutte contre la pollution atmosphérique.
Les politiques peuvent promouvoir l’intégration horizontale et verticale pour assurer une gestion efficace des polluants atmosphériques à l’aide des grands outils décrits ci-après. Dans bon nombre de cas, l’amélioration de la qualité de l’air dans une zone urbaine impose une réduction des émissions à l’extérieur de cette zone. Les travaux de recherche font de plus en plus apparaître les avantages offerts par la mise en œuvre de mesures au niveau du bassin atmosphérique (Khan et al., 2024[223] ; Banque mondiale, 2025[224] ; Banque mondiale, 2023[225]), laquelle exige de bien délimiter la zone couverte par celui-ci19, dont l’échelle géographique peut être variable (locale, régionale, nationale, internationale). La prise en considération des bassins atmosphériques peut aider à identifier des mesures plus efficaces par rapport aux coûts que s’il n’était tenu compte que d’un secteur restreint au sein des zones urbaines, car elle encourage aussi bien l’intégration horizontale par des interventions spécifiques dans les secteurs fortement polluants que l’intégration verticale en tirant parti de la coopération régionale dans le cadre de stratégies conjointes de lutte contre la pollution atmosphérique (Banque mondiale, 2023[225]). Bien souvent, les bassins atmosphériques transcendent les frontières nationales, ce qui impose une certaine forme de coordination internationale et un partage acceptable des charges liées à la réduction des émissions20.
Au nombre des outils couramment utilisés dans les efforts de coordination internationale figurent notamment : (i) un cadre réglementaire global établissant des objectifs en matière d’émissions et de qualité de l’air auxquels devront se conformer les parties participantes, (ii) une institution centrale dotée de ressources financières suffisantes offrant un gage de responsabilité et de transparence, (iii) une planification décentralisée des mesures de réduction dans les limites des paramètres fixés au niveau central, et (iv) des incitations économiques à réduire les émissions, par exemple au moyen de taxes et de subventions ou en subordonnant l’accès aux fonds aux performances en matière de réduction (Banque mondiale, 2023[225]). L’Encadré 6.5 présente un exemple de cadre réglementaire visant à promouvoir l’intégration verticale et horizontale dans le contexte du programme national de lutte contre la pollution atmosphérique au sein de l’Union européenne.
Il n’existe aucun cadre mondial visant à lutter contre la pollution atmosphérique, bien que des instruments essentiels aient été adoptés, tels que la Convention sur la pollution atmosphérique transfrontière à longue distance (1979), dont la portée est régionale. Ses modifications ultérieures ont progressivement imposé des exigences plus strictes et plus étendues (par exemple au BC et aux PM2.5 dans le cadre du Protocole de Göteborg). Au sein de l’UE, le programme national de lutte contre la pollution atmosphérique fournit un format commun pour l’élaboration des plans nationaux de lutte contre la pollution atmosphérique qui fait explicitement référence au changement climatique. Le modèle de rapport garantit que les « priorités pertinentes de la politique énergétique en matière de changement climatique » pour les secteurs clés, tels que l’industrie, les transports et l’agriculture, sont prises en compte lors de l’élaboration des politiques de lutte contre la pollution atmosphérique. Ce modèle fait également explicitement état de la nécessité d’une intégration verticale de la gestion de la pollution atmosphérique (depuis le niveau international jusqu’à l’échelon local).
En Espagne, par exemple, le programme de lutte contre la pollution atmosphérique 2023-2030 souligne combien il importe d’assurer la cohérence et la coordination entre les politiques de lutte contre la pollution atmosphérique, qui s’appuient sur 61 mesures (réparties en 12 trains de mesures), et les autres politiques environnementales telles que le plan de transition énergétique et climatique, qui établit la structure destinée à en guider la mise en œuvre dans divers secteurs à l’échelon local (par exemple, la politique en matière de transports consistant à instaurer des zones à faibles émissions dans les communes de plus de 50 000 habitants) à travers une planification au niveau national. S’agissant des synergies, il est par ailleurs envisagé de réduire le recours à l’incinération pour les déchets issus de la taille des végétaux, de manière à en atténuer les impacts négatifs sur la biodiversité des sols et à accroître la teneur en carbone des sols, tout comme la résilience des cultures face au changement climatique.
En France, le respect des objectifs nationaux tels que ceux définis dans la stratégie nationale à faible émission de carbone et dans le plan national de réduction des émissions de polluants atmosphériques, dont le SO₂, les NOₓ, les COVNM, le NH₃et les PM2.5 (MoET, 2022[226]) est assuré aux niveaux régional, local et municipal. Au niveau local, le Plan territorial climat-air-énergie contribue à la mise en œuvre des mesures visant à promouvoir la transition énergétique dans les territoires sous-régionaux (MoET France, 2023[227]). Les organismes publics de coopération intercommunale dont la population est supérieure à 20 000 habitants doivent établir un plan territorial climat-air-énergie, tandis que ceux de taille plus restreinte peuvent faire de même à titre volontaire. Comme pour les outils de planification régionale, ces plans comportent des mesures visant des objectifs multiples, dont la lutte contre la pollution atmosphérique et l’atténuation du changement climatique. En décembre 2023, 60 % des 750 organismes de plus de 20 000 habitants avaient adopté leur plan territorial climat-air-énergie, et 97 % avaient au moins engagé le processus (ADEME, 2024[228]). Ces plans régionaux et territoriaux doivent également être conformes aux plans locaux de protection de l’atmosphère. Ces plans sont établis sous l’autorité des préfets dans les zones urbaines de plus de 250 000 habitants et dans les zones où les limites réglementaires sont dépassées ou risquent de l’être. Ces plans fixent les objectifs ainsi que les mesures à prendre pour ramener la concentration de polluants en dessous des seuils réglementaires. Ensemble, ces plans régionaux, locaux et municipaux constituent le fondement de la stratégie française d’intégration des objectifs en matière de climat, d’énergie et de qualité de l’air. L’intégration verticale avec les cadres nationaux, régionaux et locaux assure la mise en œuvre des objectifs stratégiques tout en tenant compte des spécificités locales.
6.4.3. Intégration des synergies entre les différents types de politiques de lutte contre la pollution atmosphérique et l’atténuation du changement climatique
Les synergies entre la pollution atmosphérique et le changement climatique décrites dans la section 6.4.1 se concrétisent à travers une série de mesures, dont les plafonds d’émission, les taxes et les mesures de réduction sectorielles.
Plafonds d’émission de polluants atmosphériques
Le plafonnement des émissions de polluants atmosphériques peut favoriser l’atténuation du changement climatique lorsque les effets des polluants qui contribuent au forçage radiatif sont prépondérants. Par exemple, Prinn et al. (2007[229]) ont étudié les effets du plafonnement aux niveaux de 2005 des émissions des polluants atmosphériques courants tels que le monoxyde de carbone, les NOx et les COV, ainsi que sur le CH4 – qui est à la fois un polluant atmosphérique et un gaz à effet de serre majeur – et les aérosols de SO₄²⁻. Premièrement, comme ces polluants atmosphériques contribuent à la création d’O3, le plafonnement des émissions peut réduire les concentrations d’O3 et donc le réchauffement produit. Deuxièmement, ils réduisent les radicaux libres hydroxyles (OH·), qui sont considérés comme le « détergent de l’atmosphère » du fait qu’ils réagissent avec des polluants tels que le CH₄ – une réduction des OH· accroît donc le réchauffement. Troisièmement, vu qu’ils sont essentiels pour convertir le SO₂ en aérosols de SO₄²⁻, les OH· entraînent également une diminution des aérosols de SO₄²⁻, aggravant d’autant le réchauffement. Quatrièmement, la réduction des émissions d’O3 à travers leur plafonnement rend possible une plus grande absorption du carbone par les écosystèmes, puisque l’O3 est toxique pour les plantes (Franz et Zaehle, 2021[230]), il s’ensuit donc un réchauffement plus limité. Dans l’ensemble, ces effets se compensent à peu près mutuellement, ce qui donne à penser qu’une stratégie globale de lutte contre la pollution atmosphérique aurait un effet net relativement faible sur la température moyenne à la surface du globe et sur l’élévation du niveau de la mer. L’analyse ne tient toutefois pas compte des effets exercés sur le climat par la demande globale de combustibles fossiles, par le choix du combustible, ou par l’éventuel plafonnement des aérosols de BC ou de carbone organique. La prise en compte de ces effets pourrait mettre en lumière des synergies plus substantielles entre le plafonnement des émissions de polluants atmosphériques et l’atténuation du changement climatique.
En règle générale, les pays ne fixent pas des plafonds uniformes pour les émissions de pollution atmosphérique. Par exemple, l’Allemagne a transposé dans son droit national la directive de l’UE sur les installations de combustion de taille moyenne en imposant des plafonds par défaut aux émissions de NOₓ des installations de combustion de taille moyenne (Bundesamt für Justiz, 2019[231]). Certaines dispositions permettent aux Länder (États fédérés) allemands d’instaurer des limites plus strictes ou d’en accélérer l’entrée en vigueur au niveau régional. Les limites sont dans une large mesure déterminées par leurs effets sur les concentrations de polluants, qui ont à leur tour des répercussions sur la santé humaine et sur les écosystèmes. Certains Länder tels que le Bade‑Wurtemberg ou la Bavière imposent précisément des limites plus strictes pour les NOₓ du fait que leur surveillance de la qualité de l’air révèle des concentrations excessives de NO₂ qui dépassent les limites fixées par l’UE. On considère généralement que les émissions de NOₓ exercent sur le climat un effet net prenant la forme d’un réchauffement, compte tenu en particulier de leur rôle dans l’augmentation des niveaux de méthane, aussi de telles mesures ont-elles tendance à réduire l’ampleur du réchauffement.
Dans l’idéal, le plafonnement des émissions devrait tenir compte du rapport entre les coûts et les avantages de la réduction des impacts ainsi obtenue, les politiques en la matière étant ensuite définies de telle sorte que les sources de réduction des émissions offrant la plus grande efficacité-coût soient mises en œuvre. Les coûts de réduction en fonction des sources devraient non seulement prendre en considération les coûts directs, mais aussi les retombées bénéfiques, telles que la baisse des émissions de GES. Dans la pratique, les normes sont en partie établies en fonction des avantages et des coûts à l’aide d’estimations monétaires de ces éléments, mais il n’est que rarement tenu compte des retombées bénéfiques telles que la réduction des émissions de GES. Les mesures de lutte contre la pollution atmosphérique ont donc des retombées bénéfiques très variables sur le climat comme dans d’autres domaines. Les politiques de réduction des émissions de particules en sont une illustration. Leurs retombées bénéfiques sur le climat peuvent en l’occurrence être assez importantes, mais elles sont variables selon la source de réduction des particules. La Banque mondiale a mené une étude en Asie du Sud pour examiner les mesures à prendre au niveau du bassin atmosphérique au sein du sous-continent (Banque mondiale, 2023[225]). La mise en œuvre de mesures clés en Asie du Sud en vue de ramener les PM2.5 à l’objectif intermédiaire 1 de l’OMS (35 μg/m3) et à l’objectif intermédiaire 4 de l’OMS (10 μg/m3) d’ici à 2030 entraînerait une réduction de 22 % et 41 % du CO2, de 81 % et 89 % du BC et de 21 % et 28 % du CH4, respectivement. Dans le cas du CO2, les principales contributions à la réduction du CO2 proviennent des mesures visant les centrales de production d’électricité et de chauffage et les activités agricoles. Dans le cas du BC, elles ont pour origine les appareils domestiques de combustion et les déchets, et dans celui du CH4, l’agriculture et les déchets (Banque mondiale, 2023[225]).
Un aspect essentiel de la fixation de limites applicables aux polluants locaux tient à la nécessité de prendre également en considération les conséquences du point de vue du changement climatique. Cette question a été examinée dans la littérature sur les retombées bénéfiques tout comme dans celle sur les corrélations négatives. Pour ce qui est des retombées bénéfiques, l’attention s’est concentrée sur la réduction de la pollution atmosphérique en tant que retombée bénéfique de la politique climatique, au lieu que ce ne soit l’inverse. Du point de vue de la politique climatique, la principale corrélation négative est liée aux émissions de sulfates et d’autres aérosols, dont la réduction contribue au réchauffement planétaire. La réduction des émissions d’aérosols a été significative, non seulement dans les pays de l’OCDE, mais aussi en Chine, où elles ont diminué de 90 % au cours des deux dernières décennies (The Economist, 2024[232]). Au total, ces facteurs paraissent avoir contribué au réchauffement climatique observé ces dernières années.
Politiques de taxation de la pollution atmosphérique
Quelques études choisies incluent une analyse des effets exercés sur le climat par les politiques de taxation de la pollution atmosphérique. Un exemple en est offert par (The Ex’tax Project, 2022[233]), qui s’est appuyé sur le modèle macroéconomique E3ME pour étudier les effets d’une série de taxes hypothétiques à l’échelle de l’UE, y compris celles portant sur toutes les formes de transport, la tarification du carbone et les taxes sur la pollution atmosphérique (NOx, SO2, PM.2.5 et NH3). Les taux de ces taxes étaient établis en fonction des coûts externes, mais ils n’étaient pas appliqués à l’intégralité du coût externe de chaque activité ou de chaque polluant21. Cet ensemble de mesures réduit les émissions de CO2 (d’un peu plus de 7 %) – outre les retombées positives sur l’emploi et le PIB – mais les effets des redevances de pollution atmosphérique ne peuvent être distingués de ceux de la tarification du carbone.
Les études de ce type montrent que les taxes environnementales présentent de gros avantages, mais leur application aux taux proposés suscite une vigoureuse opposition au niveau local et se heurte à des difficultés pour dégager un accord au niveau régional (Levi, 2021[234] ; Kallbekken et Sælen, 2011[235]).
Réduction des émissions du secteur des transports
Un certain nombre de grandes villes du monde ont mis en place un système de tarification des encombrements ou de redevances d’utilisation des véhicules dans les centres-villes qui subissent d’importants impacts environnementaux (Chamberlain et al., 2023[236]). Ces redevances peuvent prendre la forme de redevances d’accès à certaines zones (comme le péage urbain de Londres) ou de redevances d’utilisation de certaines installations (comme les routes à péage de Melbourne) (Veitch et Rhodes, 2024[237]). Le taux de la redevance peut varier en fonction du type de véhicule, les véhicules les plus polluants devant acquitter une redevance plus élevée alors que les moins polluants sont soumis à une redevance réduite ou en sont même totalement exonérés. Des réductions sensibles des polluants atmosphériques et des émissions de carbone ont été constatées à Milan (-35 % pour le CO2 et -18 % pour les PM10), à Londres (-12 % pour le CO2 et les PM10) et à Stockholm (-18 % pour les PM10) (EPOMM, 2015[238]).
Par ailleurs, certaines mesures de lutte contre les émissions sont prévues dans les zones à faibles émissions (ZFE), où les véhicules polluants sont interdits ou ne sont autorisés à entrer que moyennant le paiement d’une redevance d’un montant plus élevé. Plusieurs villes dans le monde ont mis en place de telles mesures. (Beedham, 2022[239]) évalue l’efficacité des ZFE à l’aide des données de trafic de TomTom. Il estime dans quelle mesure les ZFE de Paris, Berlin et Londres réduisent efficacement le CO2 (réduction de 0.3 % à 0.4 %), les NOx (réduction de 7 % à 8 %) et les particules (réduction de 27 % à 35 %). Il souligne que « la plupart des zones à faibles émissions se concentrent sur les polluants (NOx et PM), ce qui pénalise fortement les véhicules diesel, et les véhicules utilitaires tels que les camions et les camionnettes en particulier ». Une politique pleinement intégrée ne tiendrait pas seulement compte des caractéristiques des véhicules sous l’angle des polluants atmosphériques, mais aussi du point de vue des émissions de GES.
Aucune des études examinées ne contient de comparaison entre l’efficacité respective des réglementations directes et du recours aux redevances pour assurer la gestion des ZFE. Compte tenu du peu de données disponibles sur ce sujet, des recherches supplémentaires s’avèrent nécessaires pour évaluer les différents instruments. Les instruments qui incitent les conducteurs à passer à des véhicules plus propres (éventuellement assortis d’une subvention visant à un retrait progressif des véhicules polluants de la circulation) peuvent créer de plus fortes synergies avec l’atténuation du changement climatique. On a également quelques exemples d’approches intégrant les objectifs climatiques dans la lutte contre la pollution atmosphérique imputable au transport routier (voir l’Encadré 6.6).
Le transport routier est l’une des principales sources de pollution atmosphérique en Inde, puisqu’il représente 27 % de la pollution totale de l’air extérieur au sein du pays (AIE, 2023[240]) et est responsable de 13 % des émissions de CO2 nationales (AIE, 2021[241]). Lancée en 2015, la politique d’écologisation des routes (Green Highways Policy) de l’Inde a établi un cadre global visant à la plantation, la transplantation et l’entretien des arbres le long des routes et entre leurs chaussées afin de réduire la pollution. L’objectif principal est de réduire la pollution atmosphérique et la poussière tout en remédiant à la perte de végétation due à l’aménagement des routes grâce à la plantation d’arbres et d’arbustes. Outre leur fonction de puits naturels de polluants atmosphériques, les arbres contribuent également à atténuer la pollution sonore et à prévenir l’érosion des sols le long des talus des remblais (MoRTH, Inde, 2015[242]). Les plantations le long des routes et entre les chaussées, ainsi qu’un boisement compensatoire, visent par ailleurs à contrebalancer les émissions de carbone provoquées par l’abattage d’arbres et par le défrichement des forêts lors de la construction des routes (CSIR-CRRI/CSIR-IIP/IORA/TERI, 2023[243]). Le dispositif de boisement compensatoire mis en place par le ministère indien de l’Environnement et des Forêts (MoEF) impose la plantation d’au moins 50 plantes ou d’un nombre d’arbres 10 fois supérieur à celui des arbres abattus pour la construction d’une route, selon la plus élevée de ces deux valeurs (MoEF, Inde, 2019[244]).
En près d’une décennie, 46.5 millions de jeunes pousses ont été plantées le long des routes du pays en vertu de la politique d’écologisation des routes (MoRTH, Inde, 2024[245]). On estime que ces plantations et ce boisement compensatoire assurent la séquestration d’environ 584 000 t de CO2 sur une période de 20 ans, tandis que le défrichement des forêts et l’abattage des arbres ont entraîné l’émission de 653 000 tonnes. En outre, en permettant une circulation plus fluide et une utilisation plus efficace du carburant, cette amélioration du réseau routier devrait éviter 25 Mt d’émissions de CO₂ au cours de la même période (CSIR-CRRI/CSIR-IIP/IORA/TERI, 2023[243]).
Réduction des émissions du chauffage domestique
La combustion de combustibles solides, et en particulier de charbon, pour se chauffer constitue une source majeure de pollution atmosphérique dans les climats tempérés. En Europe, plus de la moitié des émissions de particules proviennent de la combustion de combustibles solides à des fins de chauffage (Parlement européen, 2023[246]). D’après les estimations, la contribution de la pollution atmosphérique totale imputable aux ménages (cuisson des aliments et chauffage inclus) aux émissions de particules à l’échelle mondiale s’élèverait à environ 20 %, malgré de fortes incertitudes (Chowdhury et al., 2023[247]). Les incitations à changer de combustible (au détriment du charbon et des autres combustibles solides) et à se tourner vers des technologies de chauffage plus efficaces (comme les foyers certifiés ou les poêles à granulés) peuvent réduire les émissions des appareils de chauffage domestique au bois et au charbon. La mise en place des filtres et le passage à des cuisinières électriques peuvent réduire encore les effets de la pollution de l’air intérieur sur la santé. Les campagnes de sensibilisation peuvent également être un utile instrument de réduction des émissions des appareils de chauffage domestique utilisant des combustibles solides (OMS, 2015[248]).
Ces interventions ont des avantages démontrables pour la santé et réduisent également les GES tels que le CO2, bien que cette réduction soit d’ampleur variable selon les mesures mises en œuvre. Une étude réalisée en Irlande a révélé que l’interdiction de la commercialisation, de la vente et de la distribution du charbon (et plus particulièrement du charbon bitumineux) a des effets positifs sur la qualité de l’air, les émissions de carbone et la santé, et qu’elle réduit le nombre de décès dus à des causes respiratoires et cardiovasculaires (Clancy et al., 2002[249]). Le raccordement des ménages utilisateurs de poêles à des systèmes de chauffage urbain alimentés par des combustibles propres est également un moyen très efficace de réduire la pollution atmosphérique et les GES, comme le montre Werner (2017[250]) pour la Suède.
La lutte contre les émissions dues au chauffage domestique peut également contribuer à la réduction des émissions de GES. En Pologne, par exemple, le programme « Air pur » prévoit des subventions pour promouvoir le remplacement des chaudières de chauffage inefficaces et la modernisation des bâtiments. Avec son double objectif environnemental de réduire les émissions de particules comme celles de GES, ce programme a été progressivement renforcé depuis son lancement en 2018. Il a ainsi retiré son aide au cofinancement des chaudières à charbon en 2022 afin d’accroître la cohérence de son action avec les objectifs climatiques.
La promotion des poêles efficaces utilisant des granulés de biomasse traitée est considérée comme un moyen efficace de réduire tout à la fois la pollution atmosphérique et les émissions de CO2. Les propositions de la Commission européenne visant à mettre à jour la directive de 2014 relative à la lutte contre la pollution atmosphérique émise par les poêles domestiques partent du principe que l’application de normes d’écoconception de ces poêles, conjuguée à un étiquetage énergétique, devrait réduire les émissions de CO2, ainsi que les émissions de particules, de composés gazeux organiques et de CO. Pour assurer l’adoption de ces poêles plus efficaces, les pays ont recours à divers instruments, dont la subvention partielle des nouveaux équipements, des taux réduits de taxe sur la valeur ajoutée, des restrictions à l’utilisation des vieux poêles à certains endroits lors des journées particulièrement polluées, et même un remplacement obligatoire des appareils (OMS, 2015[248]).
Ces mesures peuvent avoir de considérables retombées bénéfiques du point de vue climatique, comme l’indiquent les exemples mentionnés ci-dessus. Une étude de la Banque mondiale a montré que le remplacement des poêles et chaudières domestiques à bois actuellement utilisés pour le chauffage par des poêles et chaudières à granulés et la substitution du charbon en morceaux par des briquettes de charbon (principalement en Europe orientale et en Chine) pourraient offrir d’importants avantages climatiques. Une telle mesure permettrait également de sauver environ 230 000 vies par an dans le monde, la plus grande partie de ces effets positifs sur la santé étant enregistrés dans les pays de l’OCDE (Parson et al., 2013[251]).
En outre, l’action dans ce domaine revêt une importance toute particulière pour le changement climatique dans l’Arctique (OCDE, 2021[252]). En effet, la large diffusion des poêles à granulés et des briquettes de charbon offre des avantages sans commune mesure du point de vue de l’atténuation du réchauffement causé par les dépôts de BC dans l’Arctique (PNUE/WMO, 2011[253]). La Banque mondiale a constaté que le remplacement des grumes de bois par des granulés dans les poêles européens pourrait réduire de 15 % le réchauffement dans l’Arctique (environ 0.1 °C). Pour les pays de l’Arctique, la modélisation indique clairement que les mesures de réduction du BC les plus efficaces seraient axées sur les poêles de chauffage de la région eu égard aux avantages climatiques et sanitaires qui s’ensuivraient (Parson et al., 2013[251]).
Les gouvernements ont éprouvé de grandes difficultés à mettre en œuvre des programmes de substitution des poêles à bois. Ces difficultés découlent en partie des coûts liés au remplacement des vieux équipements lorsque les subventions constituent l’instrument d’action utilisé. Les tentatives pour imposer leur remplacement au moyen de réglementations suscitent quant à elles de considérables contestations. Une loi dans ce sens a dû être annulée en Suède à cause des protestations qu’elle a soulevées (Sahlberg et al., 2022[254]) en 2019 et il en est allé de même à une date plus récente en Écosse (Johnson, 2024[255]). Trouver un juste équilibre entre le soutien aux ménages et le recours aux instruments réglementaires demeure un défi.
Au nombre des difficultés rencontrées figurent le coût des solutions de substitution pour les ménages pauvres, la connaissance des autres options envisageables et la conviction qu’elles sont efficaces, ainsi que leur adéquation pour les utilisateurs finals (Boudewijns et al., 2022[256]). Il s’ensuit qu’un soutien économique et une bonne information, outre des signaux de prix appropriés, sont essentiels pour parvenir à faire adopter des technologies de combustibles propres par des ménages ruraux dont la plupart sont pauvres.
Réduction des émissions de l’agriculture
Les mesures visant à réduire la pollution atmosphérique imputable à l’agriculture sont notamment les suivantes :
Réduction des émissions dues à la combustion de déchets agricoles. Des politiques interdisant, ou du moins réduisant, le brûlage des champs peuvent constituer une mesure efficace par rapport aux coûts pour la région. Le respect de la réglementation interdisant le brûlage s’est avéré problématique. Les enquêtes font apparaître que les agriculteurs ont principalement recours au brûlage des résidus de cultures en raison du coût élevé de l’incorporation des résidus de cultures dans les sols, ou de leur collecte, leur transport et leur traitement en Asie du Sud. Les pénuries de main-d’œuvre, la vendabilité des résidus de récolte et le court intervalle de temps entre la récolte et les prochaines saisons de culture ont également une influence sur les décisions des agriculteurs (Lin et Begho, 2022[257]). Des données récentes en provenance d’Inde montrent que les transferts monétaires au titre de paiements pour services écosystémiques peuvent réduire le brûlage agricole dans des proportions pouvant atteindre jusqu’à 80 % (Jack et al., 2022[258]), bien que les efforts de l’Indonésie pour lutter contre le brûlage agricole à l’aide de transferts monétaires aient eu des résultats mitigés (Falcon et al., 2022[259]). D’autres exemples de paiements en faveur d’une agriculture durable ont donné des résultats prometteurs en Amérique latine. (Balseca et al., 2022[260])
Utilisation efficace des engrais et gestion des émissions du bétail. L’agriculture contribue également à la pollution atmosphérique par les émissions de NH3 résultant de l’utilisation d’engrais et de la gestion des effluents d’élevage. À travers des réactions chimiques, le NH3 est un contributeur majeur aux émissions de PM2.5. L’adoption d’un mode de gestion plus efficace des engrais est importante, mais difficile ; voir aussi la section 6.5. La réduction des subventions aux engrais serait certes efficace par rapport aux coûts, mais elle se heurte à une forte opposition dans les pays où ces subventions sont utilisées. Les mesures nécessaires pour une meilleure gestion des émissions du bétail sont disponibles et impliquent des actions associant la lutte contre le CH4 et contre le NH3. Cependant, leur mise en œuvre à grande échelle nécessite une gestion intégrée des GES et des polluants locaux, ainsi que des dépenses considérables (Banque mondiale, 2023[225] ; Sapkota et al., 2019[261]).
6.4.4. Intégration des synergies entre les différents types de politiques de réduction de la pollution atmosphérique et la conservation de la biodiversité
Les politiques de lutte contre la pollution atmosphérique qui procurent des avantages du point de vue de la biodiversité peuvent consister à déterminer des valeurs de seuil pour les concentrations de polluants atmosphériques de sorte que les dommages causés aux écosystèmes soient limités, autrement dit des charges critiques ou des niveaux critiques tels qu’ils sont décrits, par exemple, à l’annexe 1 du Protocole de Göteborg modifié de 2012 (UNECE, 2012[262]). Par exemple, des niveaux critiques (tels qu’ils sont définis à l’article 1 du Protocole de Göteborg) de NH3 sont établis pour protéger les végétaux conformément au Manuel des méthodes et critères de modélisation et de cartographie des charges et niveaux critiques et des effets, risques et tendances de la pollution atmosphérique (UNECE, 2012[262]). Les niveaux critiques peuvent alors être traduits en limites d’émission auxquelles doivent se conformer les sources qui contribuent aux concentrations de la substance en question. Les valeurs de seuil sont définies comme des niveaux dont le dépassement infligerait vraisemblablement d’importants dommages aux écosystèmes ; rien n’indique toutefois dans la littérature que ces niveaux aient été fixés en tenant compte du rapport entre les coûts induits par le respect des valeurs de seuil et l’ampleur des dommages qui pourraient être subis22. Le SCEE-CE mis en place par les Nations Unies, dans le cadre duquel des comptes spatialement détaillés des services écosystémiques sont établis, sera un élément clé aidant à établir les valeurs de seuil au niveau de l’écosystème en tenant compte aussi bien de la valeur des services que des coûts de réduction (Nations Unies et al., 2021[263] ; Nations Unies, 2022[264]).
Le suivi des impacts exercés par la pollution atmosphérique sur les écosystèmes et la biodiversité est assuré à travers les répercussions des émissions de SOx et de NOx sur les forêts (pluies acides) et à travers les effets de l’O3, par exemple, sur les autres écosystèmes.
Pluies acides
Les mesures visant à réduire la pollution transfrontière par les SOx et les NOx, principaux responsables des pluies acides, ont eu d’importantes retombées sur les écosystèmes et la biodiversité. Compte tenu de leurs effets à grande échelle sur les écosystèmes et de leur nature transfrontière, des mesures coordonnées ont été prises en Europe et en Amérique du Nord au titre de la Convention de la CEE-ONU sur la pollution atmosphérique transfrontière à longue distance (la « Convention sur l’air ») en ce qui concerne les émissions de SOx et de NOx. Il s’est par exemple agi de la mise en œuvre de protocoles fixant des objectifs d’émission nationaux et définissant des mesures spécifiques pour réduire les émissions dans un large éventail de secteurs (UNECE, 2015[265]). Les émissions de pollution atmosphérique ont été considérablement réduites grâce à ces actions (pour le composé acidifiant le plus important, le SO2, les émissions ont diminué en Europe de 80 % ou davantage depuis les pics enregistrés aux alentours de 1980–1990). Les pluies acides ont ainsi été atténuées et les impacts sur les écosystèmes, et notamment sur les forêts européennes, ont diminué (Grennfelt et al., 2019[266]).
Des actions similaires ont été mises en œuvre aux États-Unis. Le Congrès a adopté en 1990 plusieurs amendements au Clean Air Act visant à réduire les émissions de SO2 au moyen d’un système de plafonnement et d’échange. L’objectif était de réduire de 50 % ces émissions par rapport aux niveaux de 1980. Cet objectif a été atteint en 2008 : les émissions de SO2 ont été ramenées de 17.3 millions de tonnes en 1980 à 7.6 millions de tonnes en 2008. L’effet a été remarquable. Le Smithsonian observe que les pluies enregistrées aujourd’hui dans le nord-est du pays sont environ deux fois moins acides qu’au début des années 80. Les eaux de surface sont de ce fait devenues moins acides et les écosystèmes fragiles commencent à se rétablir (Willyard, 2010[267]).
L’Asie orientale est une autre région où les pluies acides constituent un problème. Au cours des deux décennies qui ont précédé l’an 2000, les pays de la région ont réduit leurs émissions de SOx et de NOx et assuré ce faisant une baisse des dommages causés aux écosystèmes terrestres et aquatiques. Depuis 1975, la Chine a réduit de plus de 75 % ses émissions de SO2. Les pluies acides demeurent toutefois importantes (Xuan et al., 2021[268]). Des solutions potentielles peuvent donc remédier à ce problème à diverses échelles et depuis de multiples perspectives, notamment en collectant des données fiables et pertinentes, en mettant en évidence les synergies et les corrélations négatives entre les émissions à l’origine des pluies acides et celles responsables du changement climatique, et en reconnaissant la nécessité de tenir compte des mouvements transfrontières pour adopter d’un commun accord des mesures de réduction des émissions efficaces par rapport aux coûts. Dans ce dernier cas, il est fait appel à des modèles de dispersion qui sont à présent bien au point (Shah et al., 2000[269]). Lanzi et al. (2022[270]) ont montré que des mesures définies et mises en œuvre de concert par la Chine, la Corée et le Japon pourraient avoir des retombées positives bien plus importantes que les seules politiques nationales.
Gestion des concentrations d’ozone troposphérique
Les décideurs publics ont eu recours à divers mécanismes pour remédier à l’O3 troposphérique. Il s’agit notamment de mesures de lutte contre les émissions des précurseurs de l’O3, de normes et de lignes directrices qui définissent des objectifs de qualité de l’air, de seuils d’alerte pour conseiller aux secteurs sensibles de la population de rester à l’intérieur et de plans d’alerte à l’O3 pour limiter les émissions associées au transport terrestre et à l’industrie lors des épisodes de pic d’O3. Une grande partie des réglementations relatives aux émissions et aux concentrations d’O3 sont établies pour des raisons sanitaires (Encadré 6.7), mais certaines d’entre elles tiennent compte des impacts sur la biodiversité, en particulier dans les zones où l’O3 a un effet significatif sur les écosystèmes.
Aucun cadre mondial n’a été établi pour assurer une gestion directe de l’O3. L’OMS a publié des lignes directrices à l’intention des décideurs pour les polluants atmosphériques les plus courants, dont l’O3. Ces lignes directrices ont pour objet d’offrir des orientations pour l’élaboration de mesures visant à réduire les effets des polluants atmosphériques sur la santé humaine (OMS, 2006[271]). Dans certaines régions, des accords fixent des limites pour les précurseurs de l’O3 – les NOx et les composés organiques volatils non méthaniques (COVNM). Les limites nationales applicables dans les pays européens sont en outre fondées sur des évaluations scientifiques des seuils d’effets sur les écosystèmes naturels et sur la santé humaine, ainsi que sur l’efficacité-coût des diverses options de réduction. Le Protocole définit également les niveaux critiques utilisés, parallèlement aux modèles d’évaluation intégrée, pour éclairer les négociations sur les obligations nationales. Au sein de l’Union européenne, les objectifs nationaux en matière d’émissions sont fixés dans la directive sur les plafonds d’émission nationaux (PEN). La directive relative à la prévention et à la réduction intégrées de la pollution (IPPC) est également pertinente en matière de lutte contre l’O3. Cette directive exige que les sources fixes de polluants issus d’activités industrielles et agricoles nouvelles ou existantes à fort potentiel de pollution ne soient autorisées que si certaines conditions environnementales sont remplies. Il s’agit notamment des sources liées au secteur de l’énergie, à la production et à la transformation des métaux, à l’industrie minérale, à l’industrie chimique, à la gestion des déchets et au secteur de l’élevage (Fowler et al., 2008[272]).
Lorsqu’ils ont été mis en place, les accords régionaux visant à limiter les précurseurs se sont révélés très efficaces. Un examen du Protocole de Göteborg a montré que les émissions de NOX et de COVNM, qui sont des précurseurs de l’O3, ont considérablement diminué grâce aux mesures de lutte contre les émissions. Malgré cela, comme indiqué ci-dessus, il ne s’est pas produit de forte baisse des concentrations d’O3 en Amérique du Nord ou en Europe. Cet état de fait est en partie dû à une augmentation des concentrations hémisphériques de fond des précurseurs et indique la nécessité de prendre de nouvelles mesures de réduction des émissions, provenant par exemple des transports maritimes et aériens, secteurs pour lesquels elles sont actuellement à l’étude (Fowler et al., 2008[272]). En outre, les épisodes de forte concentration d’O3 causés par des variations de la température empêchent de nombreuses zones géographiques de respecter les normes de qualité de l’air pour l’O3. Il en est ainsi malgré les importantes réductions des émissions de NOx. Une étude récente parvient à la conclusion que dans le cas des émissions de NOx l’application d’un prix variable dans le temps, au lieu d’un prix uniforme fixé par des quotas négociables dans le cadre d’un système de plafond, peut être le moyen le plus efficace par rapport aux coûts de parvenir à se conformer aux normes de concentration pour l’O3 (Holt et Linn, 2024[273]). Une telle politique de prix différenciés exige toutefois que le régulateur s’engage d’avance à appliquer des conditions commerciales reflétant les effets marginaux prévus du polluant réglementé. La diminution des coûts rendue possible par l’application d’un prix différencié dépend de l’exactitude des prévisions et des coûts de réduction des émissions ; au-delà d’un certain niveau d’inexactitude, une tarification uniforme pourrait s’avérer moins coûteuse.
1. Pour la région CEE-ONU, le principal accord en vigueur est le Protocole de Göteborg de 1999, qui porte notamment sur les émissions de COV et de NOx. Le Protocole de Göteborg a été modifié en 2012 pour y intégrer des engagements nationaux de réduction des émissions pour 2020 et au-delà, et un nouveau processus de révision est en cours (UNECE, 2023[274]).
Les mesures spécifiques visant à remédier aux effets exercés sur les écosystèmes par les concentrations d’O3 incluent la sélection de cultivars moins sensibles à l’O3 et une stricte limitation des émissions de CH4. Avnery et al (2013[275]) comparent deux stratégies d’atténuation de l’O3 appliquées dans le monde entier : une réduction progressive des émissions de CH4, un important précurseur de l’O3, et le choix de variétés de cultures moins sensibles à l’O3. La première accroît de 2 à 8 % la production mondiale de soja, de maïs et de blé en 2030 par rapport aux niveaux de 2000, tandis que la seconde pourrait l’augmenter d’environ 12 %. Les avantages prennent principalement la forme d’améliorations de la production de blé en Asie du Sud, où les pertes de récolte induites par l’O3 seraient sinon importantes. Ces deux mesures offrent des avantages nets (c’est-à-dire que leurs coûts de mise en œuvre sont inférieurs à leurs avantages). La combinaison de ces deux stratégies produit des avantages qui ne se cumulent pas totalement, compte tenu de la nature des effets de l’O3 sur les cultures.
Réduire le brûlage des résidus de récolte
Comme indiqué ci-dessus, le brûlage des résidus de culture est une source importante de polluants atmosphériques ayant des répercussions sur la santé et des effets négatifs sur l’écosystème. Il est réputé entraîner une dégradation du sol, une augmentation du risque d’érosion et une hausse de la température du sol, décimant ainsi les micro-organismes du sol. S’ensuivent des répercussions sur le coût monétaire de la restauration de la fertilité des sols et des nouvelles pollutions qui pourraient découler d’une utilisation accrue des engrais (Lin et Begho, 2022[257]). Les mesures visant à réduire ces émissions sont considérées comme un élément clé d’une stratégie de réduction des PM2.5 en Asie du Sud (Banque mondiale, 2023[225]), et elles offrent d’importantes synergies avec la conservation des écosystèmes et de la biodiversité pour les raisons déjà indiquées.
L’azote et le phosphore interviennent dans l’ensemble des aspects de la triple crise planétaire (Annex 6.D). Compte tenu du rôle central joué par les nutriments, il est indispensable de maintenir un cycle équilibré – impliquant le déplacement des nutriments dans le sol, les plantes, les animaux et l’environnement – afin de garantir la purification de l’eau (chapitre 1), ainsi que la productivité, la durabilité et la résilience de l’agriculture à long terme. Les nutriments, en particulier l’azote et le phosphore, sont essentiels à la croissance des plantes et sont épandus dans l’agriculture sous forme d’engrais inorganiques (fabriqués à partir de minéraux ou de produits chimiques de synthèse) et organiques (effluents d’élevage en particulier)23. Cependant, la gestion de ces apports varie fortement selon les régions, entraînant souvent des déficits ou des excédents de nutriments24, qui posent tous deux des problèmes de taille. Dans certains pays en développement, en particulier en Afrique subsaharienne, l’utilisation limitée d’engrais inorganiques et la réorientation des apports organiques tels que le fumier vers des usages non agricoles, par exemple la production d’énergie pour la cuisson domestique (Jones et Deuss, 2024[276]), entraînent des bilans des nutriments négatifs. Autrement dit, les apports en nutriments ne suffisent pas à compenser ce qui est absorbé par les plantes (Ludemann et al., 2024[277]). Un cycle de nutriments insuffisant nuit à la productivité agricole et à la résilience à long terme. Il peut provoquer une baisse de la fertilité des sols et du rendement des cultures au fil du temps.
À l’inverse, dans les régions où les engrais sont très utilisés, un apport excessif de nutriments peut causer diverses formes de pollution. L’azote réagit avec d’autres substances chimiques pour former des composés polluants qui ont des effets sur l’environnement dans l’air, les sols et les écosystèmes. L’excédent de nutriments s’infiltre souvent dans les masses d’eau et agit comme les engrais, provoquant une eutrophisation et l’efflorescence d’algues (NOAA, 2024[278]). Un excédent d’algues peut réduire, voire épuiser, l’oxygène dissous à la disposition des organismes aquatiques et produire des toxines nocives pour l’être humain, les animaux et les écosystèmes aquatiques. Les composés azotés peuvent également contaminer les eaux souterraines, faisant peser des risques pour la santé tels qu’une intoxication aux NO3- , même à de faibles concentrations. Les nourrissons sont particulièrement vulnérables aux NO3- présents dans l’eau potable étant donné que leur organisme ne les décompose pas aussi bien que les adultes. La fertilisation phosphatée menace également la qualité de l’eau dans des régions telles que l’Europe, l’Asie de l’Est et de l’Asie du Sud (Ros et al., 2020[279]), bien que de grandes quantités de phosphore soient stockées dans les sols (et une bonne gestion des sols peut éviter d’importants transferts vers les masses d’eau).
Il est donc essentiel de trouver le juste équilibre dans l’utilisation des nutriments. Une gestion intégrée des nutriments associant des sources organiques et inorganiques, adaptée aux caractéristiques locales des sols (telles que le pH, la teneur en matière organique et la capacité de rétention des nutriments) et aux besoins en nutriments des différentes cultures25 (Al-Shammary et al., 2024[280]), est primordiale pour préserver la santé des sols, améliorer les rendements et minimiser les impacts environnementaux négatifs. L’amélioration de l’accès des agriculteurs aux connaissances, aux intrants et aux technologies qui favorisent une utilisation efficace des nutriments peut aider à combler les écarts de rendement tout en préservant les ressources naturelles indispensables à la sécurité alimentaire (Ignaciuk et al., 2021[281]).
6.5.1. La cascade de l’azote et le cycle du phosphore interviennent dans l’ensemble des aspects de la triple crise planétaire
L’azote change aisément de forme chimique et migre dans l’air, les sols, l’eau et les écosystèmes, provoquant une cascade de dommages touchant tous les piliers de la triple crise planétaire (Graphique 6.4). Par exemple, le N2O est un important GES et dans la stratosphère, c’est également une substance puissante qui dégrade la couche d’ozone stratosphérique et contribue donc au changement climatique. De même, les NOx réduisent la qualité de l’air en créant de l’ozone (troposphérique) (O3). Le NH3 provenant généralement des engrais et du fumier fait augmenter certains risques pour la santé humaine tels que les affections respiratoires et le cancer. Combiné aux NOx, le NH3 contribue à la formation d’aérosols de nitrate tels que le nitrate d’ammonium (NH4NO3). Lorsqu’ils sont déposés par la pluie, ceux-ci peuvent entraîner l’eutrophisation des lacs, des zones terrestres et côtières, nuisant aux pêches et à la qualité de l’eau potable. L’azote peut également dégrader les écosystèmes sous l’action des NO3- lixiviés, ainsi qu’en acidifiant les sols et les masses d’eau. Dans le cas de la pollution par les sols, l’épandage d’engrais et de fumier accroît la disponibilité d’azote minéral du sol (c'est-à-dire ammonium [NH4+] et nitrites [NO3−]), ce qui peut entraîner l’émission de N2O et donc contribuer au changement climatique.
Source : Sutton (2020[282]).
Le cycle global du phosphore, qui implique le déplacement du phosphore entre les formations géologiques, le sol, les plantes et les organismes, n’est pas aussi bien défini que le cycle global de l’azote (Boyd, 2019[283]). Le phosphore provient principalement de minerais de phosphate appelés phosphate naturel26. Le phosphore est naturellement présent dans la plupart des formations géologiques et des sols dans des quantités et sous des formes variables. L’homme a amélioré la disponibilité du phosphore en extrayant le phosphate naturel. Les cours d’eau charrient aujourd’hui environ deux fois plus de phosphore qu’il y a 300 ans (Schlesinger et Bernhardt, 2020[284]). Seuls environ 10 % du phosphore arrivant dans les océans peut être utilisé par les organismes marins (Schlesinger et Bernhardt, 2020[284]). Le reste se fixe aux particules du sol et est séquestré par les sédiments du fait de la formation de phosphates de fer, d’aluminium et de calcium. Le cycle du phosphore ne comporte pas de phase gazeuse significative. Le flux de phosphore qui passe dans l’atmosphère sous forme de particules de sol et d’embruns marins est également beaucoup plus faible que les autres transferts du cycle global du phosphore (Schlesinger et Bernhardt, 2020[284]). Le Graphique 6.4 illustre les flux de phosphore volontaires et involontaires. C’est principalement le processus même d’extraction minière et les applications agricoles ultérieures du phosphore sous forme d’engrais qui expliquent le rôle du phosphore dans l’accélération de la triple crise planétaire.
6.5.2. Synergies et arbitrages entre les politiques de lutte contre la pollution par les nutriments en matière de préservation de la biodiversité et d’atténuation du changement climatique
Les politiques visant à atténuer la pollution par les nutriments comprennent le contrôle de l’utilisation des intrants générant un excédent de nutriments et la régulation des émissions de nutriments, comme la Directive sur les nitrates de l’UE, qui fixe des limites pour l’épandage de fumier animal par hectare. En outre, des incitations fiscales ont été mises en place sous la forme de taxes sur des intrants tels que les engrais (Andersen et Bonnis, 2021[285] ; Andersen, 2022[286]), de taxes sur le phosphore minéral dans les aliments pour animaux du commerce (Andersen, 2017[287]) et de taxes sur les émissions de N2O (OCDE, 2013[288]). Ces mesures présentent des synergies avec la lutte contre le changement climatique étant donné qu’elles entraînent souvent une réduction des GES, ainsi qu’avec les objectifs liés à la biodiversité et les écosystèmes, car la diminution des nutriments réduit les dégâts dans ces domaines. Enfin, la baisse des niveaux de nutriments et la réduction des émissions vers l’air et l’eau qui en résulte ont également des effets positifs sur la santé.
À l’inverse, les mesures adoptées pour lutter contre le changement climatique réduisent les émissions de nutriments lorsqu’elles couvrent les GES d’origine agricole et diminuent donc également les rejets de nutriments dans l’environnement. L’élévation du niveau de la mer due au changement climatique et la modification des régimes de précipitations accélèrent le transfert du phosphore et de l’azote dissous et particulaire présents dans les sols, qui s’amplifie après l’épandage d’engrais et de fumier ou une sécheresse (Lucas et al., 2023[289]). Les épisodes de précipitations extrêmes liés au changement climatique aggravent les transferts de phosphore des terres agricoles vers les masses d’eau (Our Phosphorus Future Network, 2022[290]). L’atténuation du changement climatique est donc indispensable pour limiter les rejets de nutriments dans l’environnement.
Outre les taxes ciblant directement les engrais ou les aliments pour animaux contenant des nutriments, une taxe générale sur les GES couvrant les activités qui émettent des nutriments, telles que l’agriculture ou l’élevage, diminuera la pollution par les nutriments étant donné qu’elle réduit les activités économiques qui émettent à la fois du carbone et des nutriments, et encourage une réorientation vers des secteurs moins émetteurs. Toutefois, la plupart des régimes de taxation du carbone ne couvrent pas les émissions provenant de l’agriculture ou de l’élevage, celles-ci étant difficiles à estimer et à suivre. À ce titre, le Danemark constitue une exception étant donné qu’il prévoit de mettre en place la première taxe carbone mondiale sur les émissions provenant de l’élevage en 2030, dans le cadre d’un plan agricole de grande ampleur intitulé Accord tripartite vert. À compter de 2030, les émissions de CH4 liées à la fermentation entérique, aux flatulences et au fumier des bovins et des cochons devraient être imposées à un taux marginal de 300 DKK (environ 40 EUR) par tonne de CO2, un montant qui augmentera progressivement jusqu’à 750 DKK (environ 100 EUR) d’ici 2035 (Ministère danois des impôts (Skatteministeriet), 2024[291]). Cependant, l’application d’une déduction de base (crédit d’impôt) de 60 % aux émissions moyennes par type d’animal visant à favoriser les exploitations à faibles émissions signifie que le taux effectif moyen d’imposition sera de 120 DKK (environ 16 EUR) par tonne émise en 2030 et de 300 DKK (environ 40 EUR) en 2035 (Ministère danois des impôts (Skatteministeriet), 2024[291]).
Les taxes carbone peuvent également favoriser l’utilisation de technologies qui réduisent la pollution par les nutriments. Dans l’exemple des taxes sur les émissions liées à l’élevage Danemark ci-dessus, les calculs se fonderaient sur le nombre d’animaux, avec différentes catégories et une série d’indicateurs déterminant les émissions par tête de bétail, par exemple, la composition de l’alimentation animale et l’utilisation de technologies respectueuses du climat (Ministère des Affaires étrangères et du Commerce de la Nouvelle-Zélande, 2024[292]). Par exemple, au Danemark, des modifications de l’alimentation animale, comme l’utilisation de 3NOP (Bovaer), un additif alimentaire réduisant les émissions de méthane, sont encouragées. Parmi les autres techniques d’atténuation des émissions de carbone prises en compte dans le régime d’imposition figure la production de biogaz (Holmes, 2024[293]). Les recettes tirées de la nouvelle taxe doivent également être reversées aux agriculteurs afin de les aider à réduire progressivement la charge fiscale grâce à l’adoption de technologies vertes innovantes (Ministère des Affaires étrangères et du Commerce de la Nouvelle-Zélande, 2024[292]).
De même, les mesures mises en œuvre pour préserver la biodiversité, comme la création d’aires protégées, limitent souvent l’activité agricole, ce qui fait également baisser les concentrations de nutriments, en particulier lorsque les menaces pesant sur les aires protégées déclenchent la mise en place de dispositifs de régulation des émissions de nutriments dans les zones avoisinantes. Néanmoins, le recours déposé récemment par Greenpeace aux Pays-Bas contre la pollution azotée dans des aires protégées montre bien que les mesures locales restent nécessaires même lorsqu’il existe des objectifs nationaux et qu’il est difficile de trouver un équilibre entre les activités économiques dans le cadre d’un objectif de réduction de l’azote (Encadré 6.8).
Le secteur agricole joue un rôle déterminant dans l’économie des Pays-Bas : en moyenne, et proportionnellement, l’agriculture néerlandaise occupe une plus grande superficie, génère davantage de valeur et est davantage orientée vers les échanges que dans la plupart des pays de l’OCDE (OCDE, 2023[294]). Les Pays-Bas ont créé un secteur agricole qui affiche l’un des meilleurs résultats mondiaux en matière de productivité et de compétitivité.
En parallèle, il devient de plus en plus urgent pour le pays de relever certains défis environnementaux, dont la pollution azotée. Aux Pays-Bas, la pollution azotée pose problème depuis de nombreuses années, une grande partie étant due aux émissions de NH3 provenant du fumier et des engrais du secteur agricole, qui génère beaucoup d’émissions, ainsi qu’aux NOx rejetés par les secteurs des transports et de l’industrie (Gouvernement des Pays-Bas, 2025[295]).
Des mesures locales ont été mises en place, par exemple à la suite d’une décision de justice concernant les dépôts d’azote sur les paysages sensibles, dont les aires protégées. Le Programme de réduction des émissions d’azote et d’amélioration de la nature de 2021 fixe des objectifs contraignants concernant le pourcentage d’hectares d’habitats sensibles à l’azote dans des zones protégées Natura 2000 où les dépôts d’azote doivent être ramenés en deçà des seuils critiques de dépôts. Cependant, les dépôts sur les sites Natura 2000 sensibles à l’azote restent nettement supérieurs aux seuils recommandés dans la plupart des cas à cause des impacts environnementaux négatifs des exploitations jouxtant ces sites, ce qui compromet la qualité et la capacité de rétablissement des habitats naturels (OCDE, 2023[294]). Les pouvoirs publics ont essayé de résoudre les problèmes d’azote en adoptant une approche par zone, où un fonds de transition est versé afin de réduire les impacts des exploitations contiguës, mais d’autres mesures propres aux sites doivent être mises en œuvre pour protéger les zones sensibles.
Pour atteindre les objectifs en matière d’azote, les Pays-Bas ont examiné les arbitrages entre les différentes activités économiques et ont imposé des restrictions, par exemple au secteur du bâtiment, gros émetteur d’azote, ce qui a provoqué des oppositions. Une décision de justice de 2019 a interrompu temporairement toute nouvelle activité d’aménagement nécessitant des permis d’émission d’azote. L’agriculture et le bâtiment ont été les secteurs les plus touchés, mais de nombreux autres pans de l’économie néerlandaise ont également été affectés et beaucoup de projets ont été suspendus (OCDE, 2023[294]).
L’annonce de mesures visant à réduire les émissions d’azote a entraîné des vagues de manifestations des agriculteurs, par exemple en 2019 (Tullis, 2023[296]), et a donné lieu à la création du parti Mouvement des citoyens agriculteurs (appelé BoerBurgerBeweging, BBB). Le BBB, qui siège au nouveau gouvernement, met davantage l’accent sur l’innovation et a proposé d’abandonner la stratégie de gestion de l’azote par zone.
Il s’avère délicat de surmonter l’opposition politique tout en répondant efficacement au problème sous-jacent de la pollution azotée (connu sous le nom de stikstofcrisis, la crise de l’azote, aux Pays-Bas), comme l’illustre un jugement de janvier 2025 : la Cour a enjoint au gouvernement néerlandais de respecter l’objectif légal en matière d’azote fixé pour 2030, c’est-à-dire de ramener les dépôts d’azote en deçà des seuils critiques sur 50 % de la superficie des zones sensibles à l’azote d’ici fin 2030, la priorité devant être donnée aux types de nature les plus menacés. Si le gouvernement ne parvient pas à atteindre cet objectif, il se verra infliger une amende de 10 millions d’euros.
En réponse à cette décision de la Cour, un comité ministériel composé de quatre ministres a été mis sur pied en 2024 pour élaborer des plans afin de s’attaquer à la crise de l’azote. Ce comité a été coordonné par le bureau du Premier ministre, ce qui souligne la nature transversale du problème, même si aucun plan définitif n’a encore été présenté, le gouvernement étant tombé en 2025 sans que le comité ne soit parvenu à un résultat clair.
En plus de contribuer à limiter les émissions et les pertes de nutriments, les politiques d’atténuation du changement climatique aident à atténuer les impacts de la pollution par les nutriments, étant donné que ceux-ci sont amplifiés par le changement climatique. Avec la hausse des températures, les masses d’eau sont plus sujettes à l’eutrophisation : l’accélération de la croissance de la biomasse dans les eaux diminue les concentrations en oxygène dissous, réduisant la capacité d’autonettoyage des masses d’eau et accroissant le risque d’eutrophisation (Forber et al., 2018[297]). Ce constat cadre avec les conclusions de Birk et al. (2020[298]) selon lesquelles les nutriments sont non seulement les principaux facteurs de perturbation à l’origine de la dégradation des lacs, mais qu’en outre, leur impact écologique est accentué par des facteurs de stress tels que le changement climatique.
Un arbitrage est à opérer en ce qui concerne l’atténuation du changement climatique par la réduction des émissions de NOx et de NH3 découlant de la lutte contre la pollution par les nutriments. Le NH3 réagit avec les produits des NOx pour former des PM2.5 secondaires. Ces PM2.5 ont un effet refroidissant sur le climat, car elles diffusent la lumière et favorisent la formation de nuages (voir la section 6.4). À l’inverse, une réduction de la pollution par le NH3 réchauffera le climat. Toutefois, cet effet est faible et encore relativisé par le fait que la formation de NOx crée un GES. Il ne faut pas négliger ces arbitrages, mais compte tenu des synergies fortes qu’elle produit en comparaison, l’atténuation de la pollution par les nutriments est importante pour s’attaquer à la triple crise planétaire.
Il peut y avoir un autre arbitrage à opérer étant donné que l’augmentation de la fertilisation entraîne une hausse des rendements et réduit donc la surface de terres nécessaire pour produire la même quantité, ce qui peut être bénéfique pour l’atténuation du changement climatique et la biodiversité, selon la nouvelle utilisation qui est faite des terres. Des analyses de scénario de l’OCDE (Adenäuer, Laget et Cluff, 2024[299]) suggèrent que les engrais sont indispensables pour accroître les rendements agricoles : dans l’hypothèse d’une suppression des subventions à l’achat d’engrais en Inde, l’utilisation de ces produits diminuerait rapidement dans le pays et la production agricole reculerait. À l’échelle mondiale, étant donné que la forte croissance de la production agricole par unité de surface agricole s’explique en grande partie par une utilisation plus intensive d’intrants, dont les engrais, la diminution de la fertilisation pourrait faire augmenter les superficies nécessaires pour l’agriculture. Depuis 1961, la consommation mondiale d’engrais azotés a été multipliée par près de neuf, tandis que celle d’engrais phosphatés a presque quadruplé (OCDE, 2021[300]).
Cependant, la croissance de plus en plus rapide des rendements est alimentée par une hausse de la productivité totale des facteurs, par exemple des gains d’efficacité, résultat de l’amélioration des pratiques de gestion des exploitations (OCDE, 2021[300]). Depuis les années 90, l’augmentation de la productivité totale des facteurs est le principal facteur concourant à l’accroissement de la production agricole mondiale (OCDE, 2021[300]). La production agricole a aussi augmenté à des périodes où les excédents moyens d’azote ont diminué, comme entre 1990 et 2009 (OCDE, 2025[301]). L’arbitrage lié à la réduction de la fertilisation peut être particulièrement limité si l’efficacité d’utilisation de l’azote (rapport entre la quantité d’azote présente dans les cultures et la quantité d’azote épandu comme intrant sous forme d’engrais ou de fumier) est améliorée. L’efficacité d’utilisation de l’azote ne s’élève qu’à 50 % à l’échelle mondiale. Ainsi, en améliorant cette efficacité, il serait possible de réduire la pollution azotée sans impact significatif sur les rendements (Lassaletta et al., 2014[302]).
6.5.3. Intégration des synergies et des arbitrages lors de l’évaluation des politiques visant à réduire la pollution par les nutriments
Les politiques visant à réduire la pollution par les nutriments ont de fortes synergies avec la protection des écosystèmes et de la biodiversité. S’agissant du changement climatique, le NH3 peut avoir un effet refroidissant qui disparaît lorsque les émissions diminuent sous l’effet de politiques visant à réduire l’utilisation des nutriments et la pollution par ces substances. Néanmoins, cet effet est faible et le N2O crée un GES qui contribue au changement climatique. Ainsi, globalement, la réduction de la pollution par les nutriments présente des synergies clés avec le changement climatique.
L’intégration des synergies et des arbitrages aux politiques de réduction de la pollution par les nutriments est particulièrement efficace si la sélection des mesures tient compte des co-bénéfices des mesures en matière de changement climatique et de biodiversité. L’Encadré 6.9 ci-dessous présente une étude de cas locale mettant en lumière la réglementation péruvienne relative à la collecte du guano, un engrais naturel.
Le gouvernement péruvien veut réduire la pollution des sols causée par les engrais artificiels en encourageant les agriculteurs et les communautés à utiliser du guano, un engrais naturel qui résulte de l’accumulation d’excréments d’oiseaux, tout en préservant la biodiversité des zones de collecte. Historiquement, l’exploitation du guano, riche en azote, en phosphate et en potassium, fournissait une source naturelle de nutriments à l’agriculture avant l’invention des engrais de synthèse, mais sa surexploitation a appauvri la biodiversité des zones de collecte. Au cours des XIXe et XXe siècles, la surexploitation du guano de 22 îles péruviennes en raison de la forte demande du marché international a causé la dégradation des terres et le recul de la faune, en commençant par les oiseaux à guano eux-mêmes, dont les nids ont été détruits par le processus de collecte (Doig-Alba et al., 2023[303]). L’expression « oiseaux à guano » fait référence aux trois plus importantes espèces d’oiseaux marins participant à la production de guano au Pérou : le cormoran de Bougainville, le fou varié et le pélican thage. En même temps, le processus d’extraction, qui nécessitait beaucoup de main-d’œuvre et l’utilisation de pioches, de pelles et de balais pour ameublir et collecter les dépôts de guano dont l’épaisseur pouvait atteindre plusieurs mètres, s’accompagnait souvent de la collecte des œufs d’oiseaux et du braconnage des manchots adultes (Chauvin, 2018[304] ; Pérou, 2024[305]). La population des oiseaux à guano a chuté, passant de 53 millions à la fin des années 1880 à 4.2 millions en 2011 (IUCN, 2013[306]).
Tout en reconnaissant le rôle du guano en tant qu’engrais naturel et en le subventionnant, les pouvoirs publics péruviens ont mis en œuvre des mesures pour rétablir et protéger la biodiversité des sites de collecte (Pérou, 2024[305] ; Ministère de la Culture, Pérou, 2019[307]). Pour soutenir une agriculture durable locale, le guano est proposé à des tarifs subventionnés aux petits exploitants et communautés lorsque les rendements agricoles diminuent à cause d’attaques de ravageurs ou de conditions météorologiques extrêmes (Pérou, 2024[305] ; Ministère du Développement agraire et de l’Irrigation, Pérou, 2014[308]). En 2009, le Pérou a déclaré aire naturelle protégée la réserve nationale Réseau des îles, îlots et caps à guano, qui fait partie du réseau national péruvien des aires naturelles protégées par l’État (Sistema Nacional de Áreas Naturales Protegidas por el Estado - SINANPE), dont l’objectif principal est de préserver la biodiversité et d’assurer l’utilisation durable des ressources de la faune et de la flore sauvages (Pérou, 2009[309]). Sur ces îles, l’extraction est soumise à une réglementation stricte : la récolte est interdite durant la période de reproduction et la mise en place d’un roulement permet aux oiseaux de se rétablir et de se reproduire sans interruption (Geo, 2024[310] ; González Watson, 2013[311]). La population de manchots de Humboldt, qui avait été décimée par la collecte du guano et était menacée, a augmenté depuis la création de la réserve, avec 8 025 individus recensés en 2019 (Banque mondiale, 2020[312]).
Les EIE complètes et d’autres outils intégratifs de mesure jouent un rôle clé dans la détermination des effets des nutriments (et des politiques relatives à ces éléments) sur le changement climatique, la biodiversité et la pollution. Les interactions du phosphore et de l’azote (et de ses dérivés dans l’air, l’eau et les sols) (décrits à l’Annex 6.D) doivent également être prises en compte. Ces évaluations peuvent être complétées par une analyse coût-efficacité des différentes options permettant d’atteindre les objectifs en matière de nutriments, ou même par une analyse coûts-avantages complète, en adoptant là aussi une approche globale afin d’inclure tous les impacts environnementaux. Habituellement, les évaluations coût-efficacité dans ce domaine ne portent que sur les coûts directs des mesures qui répondent à un objectif donné. En revanche, il existe des informations sur les avantages de la réduction des nutriments en matière de critères de santé et de changement climatique (diminution des GES). Il est également possible d’estimer la réduction des impacts environnementaux, qui varieront selon les endroits au sein de la zone pour laquelle les objectifs sont fixés. Ces avantages peuvent être déduits des coûts directs afin de déterminer le coût total des mesures et d’opter ainsi pour celles ayant le coût net le plus faible. Par exemple, en 2021, la Commission européenne a réalisé une analyse coût-efficacité des mesures proposées par les pays pour atteindre les objectifs définis par le Plan d’action pour la mer Baltique 2021, notamment les apports maximaux admissibles d’azote et de phosphore par sous-bassin (Baltic Marine Environment Protection Commission, 2021[313]). L’analyse intégrait les avantages en matière d’adaptation au changement climatique et de création d’habitats découlant des mesures spatiales visant la réduction des nutriments, comme la restauration de zones humides artificielles ou la création de nouvelles zones artificielles, ou encore la mise en place de bassins de rétention des eaux pluviales et d’exploitations de mytiliculture. Elle a permis de conclure que ces mesures étaient effectivement rentables. En outre, l’analyse a indiqué que des interventions ciblées dans les zones côtières devraient apporter des avantages supplémentaires en matière de biodiversité (HELCOM ACTION, 2021[314]).
Les analyses coûts-avantages exhaustives ou même les analyses coût-efficacité de large portée ciblant les politiques de gestion des nutriments sont extrêmement rares. Toutefois, certains pays tiennent compte des différences d’effet sur la biodiversité lorsqu’ils définissent des mesures de lutte et des limites relatives aux émissions de nutriments dans des zones, en particulier celles sensibles à la pollution par les nutriments. Par exemple, comme l’indique la section 6.3, les Pays-Bas appliquent des limites d’émissions de nutriments et une réglementation relative au fumier plus strictes dans les zones sensibles aux nutriments. Le pays vise à ramener les dépôts d’azote au-dessous des charges critiques sur au moins 50 % de la superficie des zones sensibles à l’azote au sein du réseau Natura 2000 d’ici 2030. Comme indiqué plus haut, les coûts écosystémiques de la pollution par les nutriments varient considérablement d’un endroit à l’autre. De plus, différentes mesures auront des répercussions variables sur les bassins versants reliés. Ces effets doivent être pris en compte lors du choix de mesures particulières. Par exemple, la Loi de 2024 modifiant la Politique nationale de la Nouvelle-Zélande pour la gestion des nutriments de 2020 prévoit des objectifs spécifiques de réduction de la pollution par les nutriments pour les différents types de masses d’eau, dont les lacs d’eau douce et les cours d’eau, qui s’accompagnent d’objectifs en matière de santé des espèces pour les écosystèmes susceptibles d’être touchés par la pollution par les nutriments, notamment les poissons et les macroinvertébrés (Gouvernements de la Nouvelle-Zélande, 2024[315]). De même, les avantages que procurent les mesures sur le plan de la santé et du climat ne font généralement pas partie du processus de détermination des objectifs environnementaux. Leur intégration à la définition des objectifs chiffrés propres aux diverses zones permettrait d’accroître les synergies entre les différents objectifs généraux.
Une mise en œuvre plus efficace des mesures de gestion de la pollution par les nutriments renforcera également les synergies avec les autres objectifs de la triple crise planétaire. Bien qu’il y ait d’importantes lacunes dans le suivi des effets environnementaux et autres des différentes politiques, quelques résultats clés ressortent. Le premier est qu’il faut qu’il y ait un fort sentiment de confiance à l’égard des nouvelles technologies de gestion de la pollution par les nutriments et de la façon dont ils fonctionnent (Li et al., 2023[316]). À cette fin, ces technologies doivent être promues en proposant en complément un solide appui technique. Ensuite, pour les règlements tels que les programmes de gestion des bassins versants, leur adoption doit aller de pair avec des mesures d’accompagnement telles que la communication d’informations, le renforcement des capacités, l’appui technique, le soutien à la formation de la population locale et des réseaux de communication entre agriculteurs qui renforcent la confiance et permettent de mieux comprendre les avantages potentiels des pratiques de conservation (Piñeiro et al., 2020[317]). Il a été prouvé que les services de vulgarisation agricole, publics comme privés, avaient un effet positif sur les taux d’adoption. De plus, les subventions, lorsqu’elles sont proposées pour encourager l’adoption de mesures particulières, doivent tenir compte des répercussions environnementales et sociales négatives possibles (Piñeiro et al., 2020[317]). Par exemple, les subventions peuvent faire augmenter l’adoption de cultures associées et du paillage avec des résidus agricoles, mais ces pratiques peuvent nuire à l’adoption de la culture sans travail du sol. Enfin, l’adoption des méthodes de conservation dépend beaucoup de la rentabilité qu’elles offrent aux agriculteurs à court terme (Piñeiro et al., 2020[317]). Les données montrent que lorsque ces technologies s’accompagnent de mesures qui améliorent la rentabilité agricole à court terme (comme de nouvelles cultures, de nouveaux obstacles biologiques et une amélioration de la production agricole), l’adoption des pratiques de conservation augmente sensiblement. Il est également important de prendre en compte l’efficacité d’utilisation des ressources et l’économie circulaire (Encadré 6.10).
Le phosphore utilisé comme engrais provient généralement du phosphate naturel, une ressource non renouvelable. Par conséquent, l’utilisation de phosphore sous forme d’engrais, d’aliments pour animaux et d’autres produits épuise les stocks de phosphates d’origine fossile (Smil, 2000[318] ; Van Vuuren, Bouwman et Beusen, 2010[319]). À l’inverse, l’azote et ses dérivés composés peuvent être produits à grande échelle, l’azote étant le gaz le plus abondant dans l’atmosphère terrestre et une ressource renouvelable.
Les pouvoirs publics encouragent de plus en plus la réutilisation des déchets contenant du phosphore et le recyclage du phosphore. Étant donné que la disponibilité du phosphore naturel à l’avenir suscite des inquiétudes, le discours des décideurs a changé : après avoir considéré le phosphore comme un polluant dans le cadre de mesures de lutte contre l’eutrophisation telles que la rétention ou la suppression en aval du phosphore grâce à des puits naturels de phosphore, ils envisagent de plus en plus sa réutilisation, sa récupération et son recyclage (Nanda et Kansal, 2021[320] ; Roy, 2017[321]). Cette évolution constitue une progression dans la pyramide de gestion du phosphore de Roy (2017[321]) qui place la réutilisation et la récupération au moyen du recyclage au-dessus des stratégies dont l’objectif principal est la rétention en aval (Graphique 6.5). L’interdiction de l’épandage direct des boues d’épuration contenant du phosphore en agriculture en raison de craintes liées aux contaminants (par exemple, métaux lourds) souligne encore l’importance de récupérer le phosphore par le recyclage.
En Allemagne, pays importateur de phosphore, le recyclage des boues d’épuration sera obligatoire à partir de 2029 pour toutes les stations d’épuration d’une capacité supérieure à 50 000 habitants, soit environ 500 stations d’épuration sur 9 300 (Bundesministerium der Justiz und für Verbraucherschutz, 2017[322]). Ces stations d’épuration devront récupérer le phosphore si les boues contiennent plus de 2 % de phosphore dans la matière sèche ou incinérer les boues dans des mono-incinérateurs. L’épandage des boues sur les terres ne sera autorisé que pour les stations d’épuration desservant moins de 50 000 habitants (Bundesministerium der Justiz und für Verbraucherschutz, 2017[322]). Fin 2023, les municipalités allemandes étaient déjà tenues de déclarer aux autorités compétentes les mesures qu’elles prévoyaient d’adopter pour recycler le phosphore à partir de janvier 2029.
Note : Les mesures de gestion du phosphore ont été hiérarchisées en fonction des avantages totaux potentiels pour l’environnement, la société et l’économie (Roy, 2017[321]). Toutefois, les trois catégories jouent un rôle crucial dans la gestion exhaustive du phosphore et la réduction des sources de phosphore en amont reste indispensable.
Source : Roy (2017[321]), inspiré d’EPA (2017[323]).
Le recyclage et la réutilisation du phosphore bénéficient également d’aides à l’échelle régionale. Depuis 2017, le phosphore est inscrit sur la liste des matières premières critiques de l’Union européenne (EU, 2017[324]). Le Plan d’action pour l’économie circulaire de l’Union européenne publié en 2020 met en avant l’élaboration d’un Plan d’action pour une gestion intégrée des nutriments (INMAP) dont l’objectif est de stimuler les marchés des nutriments récupérés (Commission européenne, 2020[325]). La version révisée de la directive relative au traitement des eaux résiduaires urbaines encourage également les États membres de l’UE à « se [préparer] en vue de la réutilisation, du recyclage et d’autres valorisations des ressources, en particulier du phosphore et de l’azote » (Parlement européen/Conseil de l'Union européenne, 2024[326]). Cette directive indique également qu’un taux minimal combiné de réutilisation et de recyclage du phosphore devrait être défini au niveau de l’UE et que les membres « devraient pouvoir choisir s’ils réutilisent ou recyclent, ou s’ils réutilisent et recyclent, les eaux résiduaires urbaines ou les boues ou les deux afin de récupérer le phosphore » (Parlement européen/Conseil de l'Union européenne, 2024[326]).
Cependant, l’une des difficultés du recyclage et de la réutilisation du phosphore est d’obtenir du phosphore de qualité constante, par exemple à cause de la variation de la qualité des boues d’épuration (Nanda et Kansal, 2021[320]). Des craintes relatives à l’efficacité énergétique du processus de recyclage et de réutilisation des boues ont également été formulées, bien que des progrès aient été accomplis en matière d’efficacité d’extraction du phosphore et de potentiel de récupération, et que de nombreuses technologies aient été mises au point récemment (Zheng et al., 2022[327]). Note : Il est également possible de récupérer l’azote pour le réutiliser et le recycler, mais le processus est plus complexe à mettre en œuvre à grande échelle en utilisant peu d’énergie, car l’azote change facilement d’état d’oxydation et est souvent perdu sous forme de gaz N₂/N₂O.
Les programmes de développement agricole pour petits exploitants en Chine montrent combien il peut être efficace de combiner appui technique, partage d’informations et subventions pour réduire la pollution par les nutriments. En 2009, l’Université agricole de Chine a lancé le programme Science and Technology Backyards (STB), où les chercheurs et les étudiants diplômés s’installent directement dans les communautés agricoles afin de mettre au point en collaboration de bonnes pratiques agricoles qui accroissent les rendements tout en réduisant au minimum les impacts environnementaux (FAO TECA, 2022[328]). Entre 2019 et 2020, les chercheurs du programme STB ont collaboré avec de petits exploitants et les autorités locales de la préfecture de Quzhou pour mettre en œuvre des projets de réduction de la pollution par les nutriments. Ces initiatives incluaient des séances de formation technique, des aides gouvernementales pour l’achat d’engrais à base d’urée contenant des inhibiteurs et des informations sur les avantages attendus en matière de rendement de l’enfouissement de l’engrais (Kang et al., 2023[329]). Par rapport aux pratiques traditionnelles, les méthodes mises au point conjointement ont permis d’accroître l’efficacité d’utilisation de l’azote pour le blé et le maïs de 28 % et 40 % respectivement, tout en réduisant les émissions de NH3 de 40 % et de 8 % et en améliorant la rentabilité de 25 % et de 9 % (Kang et al., 2023[329]). Le programme STB continue à se développer, intégrant 127 programmes dans 29 établissements de recherche et 45 variétés végétales en 2018 (FAO TECA, 2022[328]).
Les consultations avec les agriculteurs peuvent jouer un rôle clé dans l’élaboration de politiques synergiques de lutte contre la pollution par les nutriments. En 2023, le Canada a organisé des forums avec les agriculteurs pour discuter de l’objectif national volontaire de réduire les émissions liées aux engrais à 30 % des niveaux de 2020 à l’horizon 2030 (Agriculture and Agri-Food Canada, 2023[330]). Les consultations ont révélé que les craintes concernant des pertes agricoles potentielles pourraient retarder l’adoption et que des mesures incitatives et le partage des bonnes pratiques pourraient appuyer la mise en œuvre (Agriculture and Agri-Food Canada, 2023[330]). Le Fonds d’action à la ferme pour le climat du Canada répond à ces préoccupations relatives aux pertes agricoles potentielles en allouant des fonds aux agriculteurs pour appuyer l’adoption de pratiques de gestion bénéfiques qui réduisent les émissions de GES ou augmentent le carbone organique du sol, aidant les agriculteurs à faire face au changement climatique. Par exemple, le Fonds a alloué 50 millions CAD à l’Ontario Soil and Crop Improvement Association afin de soutenir l’adoption de pratiques agricoles telles que la gestion de l’azote et le pâturage tournant, qui sont bénéfiques du point de vue du climat et des nutriments (Agriculture and Agri-Food Canada, 2025[331]). Bien que le Fonds ait été lancé récemment (2022), les premières synergies se dessinent déjà. Par exemple, en Ontario, une exploitation a utilisé la subvention pour s’équiper d’une rampe d’épandage à pendillards (système Y-drop), ce qui a permis de réduire de manière ciblée l’utilisation d’azote de 28 %, et donc de faire baisser les coûts liés aux engrais pour l’exploitation tout en maintenant les rendements (Ontario Soil and Crop Improvement Association, 2025[332]).
Étant donné qu’il existe de fortes synergies entre les politiques de lutte contre la pollution par les nutriments et les avantages en termes de climat et de biodiversité, la question est de savoir où ces synergies sont les plus fortes et quelles politiques permettent d’en tirer le meilleur parti. Plusieurs constats émergent :
Globalement (c'est-à-dire en tenant compte des synergies et des arbitrages), l’utilisation de mesures rentables afin que les coûts de réduction des nutriments soient aussi bas que possible permet de fixer des objectifs plus ambitieux sans alourdir la charge pesant sur l’État et la société plus généralement. Les instruments économiques, comme une taxe sur l’azote ou le phosphore ou une taxe sur les émissions de NH3, ont un rôle à jouer à cet égard. Ils ont été étudiés et des taux ont été proposés, mais ils n’ont pas été mis en œuvre. Il serait bon d’examiner les propositions plus en détail et de mettre en place une taxe de ce type, ce à quoi la Commission européenne est en train de réfléchir (Commission européenne, 2024[333]). Comme ci-dessus, les objectifs et le montant de la taxe doivent tenir compte des impacts environnementaux globaux, et non pas uniquement des avantages immédiats du point de vue de la pollution. Outre les instruments fondés sur le marché, un aménagement de l’espace plus détaillé pourrait faciliter l’élaboration de politiques locales ciblées. Le Danemark a mis en œuvre un système de gestion des nutriments ciblé sur le plan spatial afin de réduire le ruissellement d’azote d’origine agricole vers les cours d’eau, les lacs et les eaux côtières. Plutôt que d’appliquer des limites nationales uniformes, les autorités danoises utilisent des cartes spatiales détaillées indiquant les zones les plus vulnérables au ruissellement d’azote et à l’eutrophisation (Hashemi et al., 2018[334]).
Si les taxes sur les engrais ont permis de réduire les apports – et donc les émissions – de nutriments, elles n’ont plus le vent en poupe et ont peu de chances d’êtres adoptées. Cependant, la réforme des subventions liées à l’utilisation d’engrais dans les pays qui y ont recours représente un levier de changement. La réorientation de ces subventions vers d’autres types d’aides aux agriculteurs peut contribuer à réduire la pollution par les nutriments sans nuire aux moyens de subsistance des agriculteurs. Il y a des évolutions dans ce sens. Par exemple, la Banque mondiale a accordé des subventions pour lancer des initiatives pilotes visant à faire concorder les programmes d’aide à l’achat d’intrants et les programmes pour la santé des sols au Bangladesh, au Ghana, en Indonésie, au Mozambique, au Malawi et en Tanzanie (Banque mondiale, 2024[335]).
Les taxes carbone sur les énergies fossiles peuvent également réduire les émissions de nutriments en faisant indirectement augmenter leur prix sous l’effet de la hausse des coûts de production des engrais. Le niveau de ces taxes et leur couverture varient fortement d’un pays à l’autre. Un meilleur alignement du montant de la taxe carbone sur le coût social estimé du carbone contribuerait sensiblement à réduire la pollution par les nutriments et ses répercussions sur la biodiversité et la santé. La plupart des gouvernements nationaux examinent les données sur le coût social du carbone et en se fondant sur celles-ci, recommandent une fourchette de valeurs qui pourrait être utilisée pour cet exercice. Comme le souligne la section 6.5.1, il peut y avoir des arbitrages à opérer entre les revenus agricoles et les prix alimentaires, bien que ceux-ci puissent être limités par l’amélioration de l’efficacité d’utilisation de l’azote.
Outils d’évaluation environnementale pour la pollution par les nutriments
Des évaluations des flux des nutriments peuvent aider les pays à élaborer des stratégies qui favorisent des résultats synergiques. Par exemple, en 2021, le Centre commun de recherche de l’UE a collaboré avec les États membres pour collecter des données concernant les flux d’azote et de phosphore, ainsi que recenser les progrès accomplis à l’égard des objectifs de réduction des pertes de nutriments de l’UE. Ces données ont été utilisées pour prévoir les impacts d’éventuelles mesures de lutte contre la pollution par les nutriments sur la biodiversité, la qualité de l’air et de l’eau et les émissions de GES (Commission européenne, 2025[336]). La Commission européenne utilisera cette analyse pour élaborer des plans d’action intégrés relatifs aux nutriments qui aideront chaque État membre à atteindre l’objectif de l’UE de réduire les pertes d’azote et de phosphore dans l’air, l’eau et le sol de 50 % d’ici 2030 (Commission européenne, 2025[336]). Cet objectif concorde avec les critères différenciés décrits dans la Stratégie de l’Union européenne en faveur de la biodiversité à l’horizon 2030, la stratégie « De la ferme à la table » et le plan d’action « zéro pollution » (Commission européenne, 2025[336]).
Les pays peuvent également réaliser des évaluations environnementales stratégiques pour des politiques ciblant la pollution par les nutriments afin d’améliorer leur faisabilité et leur efficacité. L’intégration des aspects liés au climat et à la biodiversité aux critères des évaluations environnementales stratégiques peut mettre en lumière d’autres possibilités d’affiner les politiques et d’améliorer les résultats synergiques. Par exemple, en 2025, l’Irlande a réalisé une évaluation stratégique environnementale de son cinquième Programme d’action relatif à l’azote. Celle-ci a conclu que la politique générerait probablement des synergies entre les objectifs de développement durable des Nations Unies, dont ceux portant sur le climat et la biodiversité, mais que des orientations plus précises concernant les seuils appuieraient une mise en œuvre plus efficace (RPS, 2025[337]). En réponse, l’Irlande s’est engagée à modéliser les effets sur Plan d’action sur la qualité de l’eau, une étape qui pourrait éclairer la définition de seuils pour les prochains plans d’action relatifs à l’azote (RPS, 2025[337]).
Le présent chapitre décrit comment certains des principes, cadres et mécanismes évoqués dans les chapitres précédents peuvent être déclinés de façon plus concrète en analysant plus en profondeur des cas particuliers. Les études de cas détaillées sur les projets d’énergie renouvelable, la gestion des aires protégées, les politiques de lutte contre la pollution atmosphérique et la gestion des nutriments montrent clairement qu’un grand nombre de projets et de propositions liés à l’environnement est par nature local, tout en générant des avantages mondiaux significatifs lorsqu’ils sont bien élaborés et exécutés. Chacune des études de cas présentées ci-dessus permet d’analyser des aspects particuliers des liens au sein de la triple crise :
L’étude de cas sur le développement des énergies renouvelables souligne la nécessité de déterminer le bon scénario en l’absence d’intervention, puis de comparer les effets des projets et des politiques à ceux des autres scénarios. Il s’agit notamment de prendre en compte les répercussions de la politique sur d’autres aspects de la triple crise qui ne sont pas directement visés, c’est-à-dire hors atténuation du changement climatique.
L’étude de cas sur les aires protégées met en lumière les risques que les dommages environnementaux non atténués peuvent faire peser sur une politique fondamentalement synergique (par exemple., perte des fonctions de filtration de la pollution à cause du changement climatique), compromettant non seulement les retombées bénéfiques pour les autres aspects, mais aussi la contribution à l’objectif principal de la politique, dans ce cas la protection de la biodiversité.
L’étude de cas sur les mesures de lutte contre la pollution atmosphérique et leurs retombées bénéfiques pour l’atténuation du changement climatique et la préservation de la biodiversité montre l’importance d’une approche par polluant, à effets multiples, pour renforcer les synergies.
L’étude de cas sur la lutte contre la pollution par les nutriments fait ressortir que les impacts environnementaux sont liés de diverses manières, au niveau du sol, de l’eau et de l’air dans le cas de l’azote et de ses dérivés composés, ou au niveau de la gestion de pollution et des ressources pour le phosphore.
Dans tous les cas, les analyses approfondies mettent en évidence certains aspects essentiels de la gestion intégrée de la triple crise du point de vue de l’élaboration et de la mise en œuvre. Certains éléments clés sont présentés dans le Graphique 6.6.
Source : Élaboré par les auteurs.
Cinq recommandations clés peuvent être formulées à partir des enseignements tirés de ces études de cas. Ces enseignements essentiels orientent la feuille de route pour l’action publique présentée au chapitre suivant.
Premièrement, des résultats synergiques sont souvent possibles, mais nécessitent une prise en compte active et une gestion intégrée pour se concrétiser. Une approche systématique peut garantir que tous les effets possibles pertinents sont pris en compte ; des évaluations de l’impact sur l’environnement de grande portée peuvent aider à structurer l’évaluation. Pour y parvenir, il convient d’intégrer et d’harmoniser avec soin les instruments d’action et les outils de mesure et de suivi verticalement (entre les échelles géographiques : locale, régionale, nationale, bassin atmosphérique/versant, mondiale) et horizontalement (en examinant les répercussions sur d’autres secteurs, d’autres régions et d’autres domaines environnementaux). Il est essentiel de recenser les principaux arbitrages et synergies associés à un projet ou à une politique afin qu’ils soient bien pris en compte.
Deuxièmement, l’élaboration de politiques synergiques ne consiste pas forcément à remplacer les politiques existantes par de nouvelles, mais plutôt à tirer davantage parti des approches, des politiques et des modalités existantes grâce à la connaissance des effets synergiques et des arbitrages qui y sont associés. L’utilisation d’un ensemble adapté d’instruments d’action peut éviter de nombreux arbitrages : il s’agit notamment de choisir le bon nombre d’instruments pour s’attaquer à différents objectifs, d’éviter surtout d’utiliser un seul instrument pour essayer d’atteindre de nombreux objectifs, ou de mettre en place des instruments redondants qui visent le même objectif. Il ne sera peut-être pas possible d’établir une hiérarchie claire, mais il est important d’examiner attentivement la situation actuelle et les solutions de remplacement pertinentes, en particulier à l’étape d’élaboration de la politique. Pour produire des effets bénéfiques sur la biodiversité, il est possible de créer de nouvelles aires à protéger, mais l’extension ou le réexamen des aires actuelles en vue d’améliorer leur connectivité sont également des options pertinentes qui méritent d’être évaluées. Les pays peuvent utiliser les outils d’évaluation environnementale à la fois pour formuler les politiques et renforcer leur efficacité et pour évaluer les solutions de remplacement. Des outils tels que les évaluations de l’impact sur l’environnement et la comptabilité du capital naturel peuvent aider les pays à déterminer la valeur des processus naturels. L’intégration des considérations liées à tous les éléments de la triple crise planétaire à ces outils peut aider les pays à déterminer les domaines prioritaires pour l’élaboration des politiques.
Troisièmement, il faut donner la priorité aux mesures (rentables) qui incitent à s’attaquer à tous les aspects de la triple crise planétaire. Les instruments d’action fondés sur le marché peuvent créer ces incitations, mais ne déclenchent pas toujours des réponses suffisantes et peuvent s’avérer fastidieux sur le plan administratif : une boîte à outils optimale comprend donc des mesures variées Les zones critiques où se concentrent les impacts potentiels sur l’environnement sont particulièrement préoccupantes et peuvent être ciblées en priorité. Par exemple, les pays peuvent utiliser l’aménagement de l’espace pour créer des zones prioritaires et non prioritaires afin de maximiser les synergies tout en évitant les inconvénients potentiels liés à des exigences légales pesantes, et restreindre les évaluations environnementales aux cas où les arbitrages risquent d’avoir des conséquences significatives. En ce qui concerne la rentabilité, il est également important de mettre en balance le coût et les avantages de la mise en œuvre.
Quatrièmement, il convient de mesurer différents indicateurs des effets sur le changement climatique, la pollution et la biodiversité afin de pouvoir cerner les synergies et les arbitrages. L’évaluation repose sur deux aspects clés : (i) la mesure solide des impacts et (ii) la définition de la solution de remplacement appropriée. Les projets d’énergie renouvelable peuvent avoir des effets non voulus sur la pollution et la biodiversité, mais si l’autre solution est l’extraction de charbon et la production d’électricité à partir de charbon, l’aspect pertinent à évaluer est la différence entre les impacts environnementaux. Bien qu’on ne puisse pas mesurer directement les impacts environnementaux du développement des énergies renouvelables et qu’il y ait encore des lacunes dans les connaissances (par exemple, évaluation des effets cumulatifs), les pays adoptent diverses approches pour concilier la nécessité d’accélérer le développement des énergies renouvelables et une prise en compte plus rigoureuse des risques. Par exemple, certains déterminent des zones prioritaires de développement des énergies renouvelables dans lesquelles les processus de délivrance de permis sont simplifiés ou encore améliorent la circularité des panneaux solaires et des pales d’éoliennes en fin de vie.
Cinquièmement, les politiques doivent être harmonisées entre les différentes échelles afin de garantir la cohérence globale. Une conception et une mise en œuvre rigoureuses doivent réfléchir au champ d’application le plus adéquat pour la mesure, tant sur le plan géographique (par exemple, bassins atmosphériques, cours d’eau transfrontaliers) que sectoriel, afin de ne pas affaiblir l’efficacité de la politique et de tirer parti des synergies existantes. L’anticipation des impacts locaux avant la conception des politiques afin de déterminer et de surmonter proactivement les écueils potentiels de la mise en œuvre locale peut jouer un rôle déterminant dans la fluidité de la mise en œuvre. Des consultations évaluant les capacités techniques et opérationnelles des autorités locales peuvent aider les pays à concevoir des politiques réalisables tout investissant dans le renforcement des capacités là où c’est nécessaire.
De nombreux pays ont mis en place des objectifs et des politiques à l’échelle nationale qui intègrent les éléments de la triple crise planétaire. Leur mise en œuvre au niveau local, en utilisant les évaluations environnementales et l’intégration verticale, peut être difficile, mais peut aussi créer les synergies fortes d’un ensemble de politiques véritablement intégré, tout en évitant les arbitrages dans la mesure du possible.
Des EIE sont requises pour les projets d’aménagement majeurs qui dépassent un certain seuil (par exemple, exigences spatiales). On peut les définir de deux manières : (i) un outil technique pour évaluer l’impact environnemental des projets proposés et (ii) une procédure institutionnelle souvent liée à la prise de décisions (International Association for Impact Assessment, 2009[338]). Le recours aux EIE pour les projets d’énergie renouvelable est déjà très répandu dans les pays. Au niveau de l’UE, la Directive relative aux EIE (directive 2011/92/EU modifiée par la directive 2014/52/EU) définit des orientations pour les procédures et des critères généraux pour déterminer si les projets doivent être soumis à une EIE, notamment les caractéristiques et l’emplacement des projets (par exemple, une proposition de projet d’énergie renouvelable sur un site Natura 2000, qui sont des aires protégées désignées au titre de la préservation de la biodiversité). Les États membres transposent les orientations sous forme de critères et de seuils plus détaillés, comme la hauteur d’un mât et la puissance installée. En Allemagne, par exemple, les installations éoliennes comptant plus de 20 éoliennes dépassant 50 mètres (m) de haut doivent faire l’objet d’une EIE (Schumacher, 2019[339]). En France, les installations comprenant au moins un aérogénérateur d’une hauteur supérieure à 50 m ou un mât compris entre 12 et 50 m pour une puissance installée supérieure à 20 MW sont soumis au régime d’autorisation (DGPR et al., 2019[340]).
Dans certains pays, l’EIE peut aboutir à des exigences détaillées concernant l’application de la hiérarchie d’atténuation. Par exemple, en Espagne, aux termes du plan national énergie-climat (PNEC), tout projet d’énergie renouvelable doit être soumis à une EIE afin d’obtenir une déclaration d’impact environnemental, qui énonce un ensemble de conditions et de mesures relatives à la mise en œuvre. Il s’agit de mesures préventives et correctrices durant les phases de construction et d’exploitation, ainsi que de mesures visant à compenser les impacts résiduels qui n’ont pas pu être entièrement éliminés. Un suivi continu tout au long du projet est également exigé.
Il peut y avoir des écarts importants dans la portée des EIE au sein d’un pays, notamment dans les critères qui déclenchent une EIE et les délais (McMaster et al., 2021[92]). Par exemple, dans la province de l’Ontario, les exploitants de parcs éoliens doivent obtenir une autorisation de projet d’énergie renouvelable (APER) auprès du ministère de l’Environnement, de la Protection de la nature et des Parcs de l’Ontario pour les installations dont la puissance nominale est supérieure à 3 kW (Ontario, 2024[341]).
Au Royaume-Uni, les projets éoliens terrestres de grande ampleur dont la production est égale ou supérieure à 50 MV sont généralement soumis à une EIE. Les installations éoliennes composées de plus de deux turbines ou dont la production dépasse 5 MW sont soumises à une procédure de vérification préliminaire à une EIE.
Au Japon, une EIE est obligatoire pour les installations éoliennes d’une capacité supérieure à 50 MW et pour les projets d’énergie solaire d’une capacité d’au moins 40 MW, tandis que pour les installations éoliennes d’une capacité comprise entre 37.5 et 50 MW et les projets d’énergie solaire d’une puissance de 30 à 40 MW, la décision est prise au cas par cas à l’issue d’une enquête préliminaire poussée (Ministry of the Environment/Japan, 2022[342]). En Nouvelle-Zélande, les grands parcs éoliens considérés comme étant « d’importance nationale » sont soumis à l’évaluation de l’autorité chargée de la protection de l’environnement (NZEPA), qui comprend une EIE nommée « évaluation des effets environnementaux ».
L’UICN a créé six catégories pour classifier les aires protégées en fonction de leurs objectifs de gestion (Dudley, 2008[343]). Ces catégories encadrent plus ou moins strictement les activités humaines, de la protection étroite dans les aires de la catégorie Ia à l’utilisation durable des ressources naturelles dans les aires de la catégorie VI :
Les autres mesures de conservation efficaces par zone (AMCEZ) sont des zones géographiquement délimitées, autres que les aires protégées, qui sont réglementées et gérées de manière à produire des résultats positifs et durables à long terme pour la conservation de la biodiversité sur place, y compris des fonctions et des services écosystémiques connexes et, le cas échéant, des valeurs culturelles, spirituelles, socioéconomiques et d’autres valeurs pertinentes localement (Convention on Biological Diversity, 2018[344]). Contrairement aux aires protégées, les AMCEZ n’ont pas nécessairement comme objectif principal la conservation de la biodiversité (par exemple, la gestion des ressources naturelles, la préservation culturelle ou l’atténuation du conflit homme-faune sauvage), mais produisent des résultats de conservation efficaces comme effet secondaire de leur gestion.
Les zones clés pour la biodiversité sont des sites contribuant de manière importante à la préservation de la biodiversité à l’échelle mondiale. La désignation de ces zones répond à des critères scientifiques précis tels que la présence d’espèces menacées ou d’espèces à répartition géographique restreinte, l’intégrité écologique, les processus biologiques et le caractère d’irremplaçabilité. Les zones clés pour la biodiversité n’ont pas d’existence juridique, mais sont utilisées pour la planification et la hiérarchisation des actions de conservation (IUCN, 2016[345]).
Natura 2000 est un réseau écologique d’aires protégées et le principal instrument de protection de la biodiversité au sein de l’UE, destiné à assurer la survie à long terme des espèces et des habitats particulièrement menacés, à forts enjeux de conservation, en Europe. Fondé sur l’application de la directive Oiseaux (1979) et la directive Habitats (1992), le réseau comprend des zones de protection spéciale (pour les oiseaux sauvages et leurs principaux habitats) et des zones spéciales de conservation (pour les habitats et les espèces les plus en danger, hors oiseaux) et visent ensemble à maintenir ou rétablir le bon état de conservation des espèces et des habitats naturels (Commission européenne - Environnement, 2015[346]).
La Liste verte de l’UICN est une norme mondiale pour les aires protégées et conservées qui prouve une gestion efficace et une gouvernance équitable. Elle vise à distinguer et mettre en avant les aires qui produisent des résultats de conservation positifs grâce à une gouvernance équitable, une conception saine et des pratiques de gestion efficaces (IUCN and World Commission on Protected Areas (WCPA), 2017[347]).
En complément des mesures réglementaires qui sont relativement répandues, des pays commencent à déployer des instruments d’action combinant aspects économiques et information afin de réduire les risques que font peser les énergies renouvelables dans les domaines de la biodiversité et de la pollution. Certains de ces instruments peuvent notamment être conçus de manière à favoriser la prise en compte à la fois des risques pour la biodiversité et des risques en matière de pollution.
Une taxation proportionnelle aux impacts peut encourager l’adoption de mesures pour réduire les risques de recul de la biodiversité et de pollution. De nombreux pays ont mis en place des taxes sur les panneaux solaires ou les éoliennes, qui sont proportionnelles à la puissance installée. Les taxes environnementales dont le montant dépend directement des impacts environnementaux restent rares. La Belgique constitue une exception à cet égard : la jurisprudence sur les mâts d’éolienne appelle les autorités locales à déterminer la valeur de la taxe en fonction de « l’étendue de l’impact environnemental et paysager induit par le mât et les pales de l’éolienne » (OFB, 2023[104]).
Des aides conditionnelles peuvent inciter les entreprises de production d’énergie renouvelable et de service public à éviter de polluer et à atténuer les répercussions sur la biodiversité. Des subventions de recherche-développement (R-D) peuvent également être utilisées pour élargir la base de connaissances et d’éléments concrets sur les effets des énergies renouvelables dans les domaines de la biodiversité et de la pollution. Les progrès technologiques et en matière de données peuvent jouer un rôle important dans l’atténuation des risques environnementaux associés au développement des énergies renouvelables. Des aides peuvent également encourager la recherche, le développement et la présentation de ces technologies, comme une solution d’identification des oiseaux basée sur l’IA pour améliorer les arrêts des éoliennes à la demande (OCDE, 2024[2]).
En France, l’Agence nationale de la recherche a financé des projets de recherche tels qu’ePARADISE, qui vise à mettre au point un capteur pour mesurer le flux d’air à proximité des pales d’éolienne, l’objectif étant d’optimiser leur fonctionnement et de minimiser les émissions acoustiques (IFPEN, 2022[348]). Dans la même veine, des subventions peuvent contribuer à l’élaboration d’outils décisionnels pour prévenir les effets néfastes du développement des énergies renouvelables sur l’environnement. Par exemple, l’organisme UK Research and Innovation (UKRI) a accordé au Plymouth Marine Laboratory une subvention d’environ 300 000 GBP (environ 363 000 USD) pour financer la mise au point d’un outil sur les impacts des énergies renouvelables en mer sur les services écosystémiques (ORIES), qui aide les parties prenantes à comprendre les effets des projets d’installations éoliennes en mer sur la biodiversité et les services écosystémiques marins.
Des pays ont également versé des aides visant à améliorer la circularité des technologies renouvelables. Par l’intermédiaire de son programme Modèles économiques circulaires pour l’industrie de l’énergie (CIRCUSOL), la Commission européenne a financé divers projets de démonstration visant à réutiliser, réparer et remettre à neuf des panneaux solaires en fin de vie (CIRCUSOL, 2024[349]).
Il existe de nombreux autres projets similaires pour améliorer la circularité des pales d’éoliennes. En Espagne, parmi les projets stratégiques pour le rétablissement et la transformation économiques (Proyectos Estratégicos para la Recuperación y Transformación Económica - PERTE), un appel à projets a été lancé en 2022 pour soutenir des sites innovants de recyclage des pales d’éoliennes (Ministerio para la transición ecológica y el reto demográfico, 2021[350]). En outre, il y aura peut-être un autre appel assorti d’un budget de 100 millions EUR pour soutenir non seulement les installations de recyclage de pales d’éoliennes, mais aussi de panneaux photovoltaïques et de batteries en 2025 dans le cadre des PERTE. En France, le projet ZEBRA (Zero wastE Blade ReseArch) vise à mettre au point une résine thermoplastique qui, combinée à des fibres de verre à haut rendement, pourrait être recyclée par des procédés chimiques27. Financé par l’Union européenne, le projet EoLO-HUBs, qui réunit 18 partenaires européens issus de sept pays, vise à proposer de nouvelles solutions pour recycler les matériaux à forte valeur ajoutée provenant des pales d’éoliennes, en mettant au point une série de technologies innovantes de recyclage des matériaux composites, et à en faire la démonstration. De même, au Royaume-Uni, le projet PRoGrESS, un dispositif triennal, a pour objectif de fournir un modèle circulaire pour les pales d’éoliennes.
Les marchés publics écologiques sont de plus en plus considérés comme un levier stratégique pour atteindre les objectifs de durabilité environnementale (OCDE, 2024[351]). Les appels d’offres pour les grands projets d’énergie renouvelable sont un outil clé auquel les pays recourent pour subventionner le déploiement des énergies renouvelables à grande échelle, ce qui donne la possibilité d’intégrer des considérations liées à la biodiversité et à la pollution aux procédures d’achat et d’appel d’offres28. Par exemple, en Espagne, les critères non économiques représenteront jusqu’à 30 % de la note globale dans les futurs appels d’offres, ce qui permettra de prendre en compte l’impact environnemental, la résilience et les chaînes de valeur locales.
De la même manière, aux Pays-Bas, deux projets d’installations éoliennes dans le parc éolien Hollandse Kust West ont été évalués en examinant leur contribution à l’écologie de la mer du Nord, qui représentait 50 % du total des points disponibles (OCDE, 2024[2]). Il existe également des exemples où l’on attribue une note en fonction du budget alloué. Par exemple, en France, les propositions de projets éoliens en mer sont notées en fonction du budget alloué pour les mesures environnementales et pour un fonds en faveur de la biodiversité.
Les dispositifs d’éco-étiquetage et d’information environnementale (DEIE), définis comme des « politiques et des initiatives qui visent à fournir des informations sur un ou plusieurs aspects des performances environnementales d’un produit ou d’un service aux utilisateurs externes » (Gruère, 2013[352]), peuvent également aider à intégrer les impacts des énergies renouvelables dans les domaines de la biodiversité et de la pollution. Au sein des DEIE, les « écolabels »29 peuvent aider à repérer les solutions les plus écologiques. Il existe deux grands types de labels attestant de la qualité environnementale des projets. Le premier type de label est « axé sur les producteurs » et inclut ceux certifiant l’électricité produite à la source. Pour être labellisés, les producteurs doivent respecter certains critères d’écoresponsabilité, dont la préservation de la biodiversité et des écosystèmes naturels, ainsi que la participation du public. Par exemple, aux Pays-Bas, le label EcoCertified Solar certifie que la santé des sols et la biodiversité sont préservées (Wageningen University, 2025[353]). EcoCertified Solar exclut les sites classés Natura 2000 et ceux inscrits à l’UNESCO. Il certifie les projets qui s’implantent prioritairement sur des terres défrichées et dégradées en épargnant les habitats naturels (OFB, 2023[104]). Pour obtenir le label EcoCertified Solar, les projets doivent également inclure un plan de gestion environnementale prévoyant notamment la remise en état intégrale du site à l’issue du démantèlement, des mesures pour éviter le tassement du sol, ainsi que le suivi et l’évaluation de l’efficacité des mesures de prévention, d’atténuation et de compensation.
Le deuxième type de label est « axé sur les consommateurs » et certifie l’électricité distribuée aux consommateurs par les fournisseurs d’énergie renouvelable, en renforçant la transparence pour les acheteurs (OFB, 2023[104]). Ces labels peuvent servir à renforcer l’efficacité des dispositifs de garantie d’origine utilisés dans les administrations, notamment au sein de l’Union européenne et au Royaume-Uni. Par exemple, le label « EKOenergy » créé en Finlande est un label reconnu au niveau international qui certifie que l’électricité commercialisée par les fournisseurs détenteurs du label vient de sources renouvelables et respecte des critères précis, comme de ne pas être produite dans des aires protégées. EKOenergy exclut également les sites Natura 2000, les sites inscrits à l’UNESCO et les zones importantes pour la conservation des oiseaux d’après BirdLife. En Suisse, le label « NatureMade Star » certifie à la fois l’électricité produite et l’électricité distribuée aux consommateurs, en excluant par principe, par exemple, les parcs éoliens situés dans des régions suisses inscrites à l’Inventaire fédéral des paysages, sites et monuments naturels d’importance nationale. Un autre exemple serait le registre EPEAT, un écolabel qui fournit des informations sur les technologies photovoltaïques afin de faciliter le choix de panneaux solaires respectant des normes en matière de gestion des substances chimiques, de circularité des matériaux, d’utilisation de l’eau et d’empreinte carbone (Global Elecronics Council, 2025[354]).
Les écolabels peuvent être employés en association pour renforcer l’incitation créée par les instruments économiques, ainsi qu’avec d’autres outils tels que des contrats d’achat d’électricité verte. Cependant, les écolabels doivent concilier facilité de mise en œuvre et exigences écologiques, qui sont indispensables pour éviter tout risque d’écoblanchiment. Dans ce contexte, les labels « EcoCertified Solar », « EKOenergy » et « NatureMade Star » réalisent tous une évaluation ex post et des vérifications des sites de production afin de déterminer s’ils sont conformes aux critères énoncés dans le cahier des charges, ce qui contribue à la confiance accordée aux informations fournies par les labels.
Les contrats d’achat d’électricité verte peuvent aider à prendre en compte la biodiversité et la pollution dans les contrats d’achat d’électricité à long terme. Dans certains pays, des contrats à long terme d’environ 15 ans ont servi à financer le développement d’installations de production d’énergie renouvelable, ce qui a permis de prendre en compte une grande partie du cycle de vie d’une installation d’énergie renouvelable. Ces contrats à long terme peuvent aider à concilier les défis liés à la préservation de la biodiversité et le développement des énergies renouvelables dans la région. Par exemple, certains producteurs d’énergie renouvelable, comme l’entreprise danoise de production d’énergie solaire « Better Energy », proposent des contrats à long terme incluant des critères de biodiversité, notamment le choix de sites de production d’énergie renouvelable ne présentant pas de risques écologiques élevés ; la préservation des eaux souterraines, des sols, de la faune et de la flore ; la gestion de la végétation sans recours aux pesticides dans les centrales solaires photovoltaïques et des mesures pour maintenir la faune et la flore sauvage en bon état de conservation (OFB, 2023[104]).
Les pays peuvent également mettre à profit le système d’enchères pour inciter les promoteurs à intégrer proactivement des considérations liées à la biodiversité et à la pollution aux projets d’énergie renouvelable. Par exemple, le règlement pour une industrie « zéro net » adopté en 2023 par l’UE impose aux autorités publiques responsables des enchères pour les énergies renouvelables d’appliquer certains critères autres que le prix à au moins 30 % du volume mis aux enchères ou à au moins six gigawatts dans chaque pays (Commission européenne, 2024[355]). En 2024, le Danemark a mis en avant la pollution en amont et en aval en incluant l’analyse du cycle de vie, le suivi environnemental et les conceptions intégrant la nature dans ses critères autres que le prix applicables à ses enchères (Renewables Grid Initiative, 2024[356]). De plus, en 2024, les Pays-Bas ont publié une mise aux enchères de permis avec des critères autres que les prix portant sur la biodiversité. Le consortium qui a remporté les enchères s’est associé à l’institut de recherche néerlandais pour la biodiversité afin d’élaborer une proposition intégrant des considérations liées à la biodiversité. Cette proposition prévoyait des mesures pour réduire les perturbations pour les mammifères marins durant la construction et l’exploitation du parc éolien, ainsi que des récifs artificiels sur 75 % des éoliennes (Netherlands Enterprise Agency, 2024[357]).
Des taxes de mise en décharge peuvent dissuader les entreprises d’éliminer les pales d’éoliennes en fin de vie et encourager une gestion des déchets plus durable sur le plan environnemental, c’est-à-dire l’inclusion de considérations liées à la biodiversité et à la pollution dans les projets d’énergie renouvelable. Le coût de la mise en décharge des matériaux composites est d’environ 120 EUR par tonne au Danemark et d’environ 130 EUR par tonne (comprenant une taxe de 95 EUR par tonne) au Royaume-Uni (Beauson et al., 2022[358]). Cependant, dans certains cas, le coût du recyclage des déchets composites est nettement supérieur aux taxes de mise en décharge des matériaux, ce qui laisse penser que la taxation actuelle n’incite pas suffisamment à recycler et à gérer les déchets de façon rationnelle (Majewski et al., 2022[359]).
La responsabilité élargie des producteurs (REP) est « une approche qui rend les producteurs responsables de leurs produits tout au long du cycle de vie de ces derniers, y compris au stade de la post-consommation » (OCDE, 2024[360]). Plusieurs pays, dont l’Allemagne et la France, ont adopté le règlement de l’UE sur les déchets, issu des directives relatives aux déchets d’équipements électriques et électroniques (DEEE) pour la gestion des panneaux solaires photovoltaïques en fin de vie. Ce règlement rend les fabricants responsables des coûts de collecte et de recyclage des panneaux photovoltaïques (Ngagoum Ndalloka et al., 2024[361]). Contrairement aux panneaux solaires et aux batteries, les pales d’éoliennes sont de très grandes structures qui ne peuvent pas être intégrées aux circuits de collecte des déchets municipaux, ce qui a limité l’apparition de dispositifs de REP consacrés aux pales jusqu’à présent. Par exemple, dans la Directive de l’UE relative aux DEEE, les pales d’éoliennes sont exclues, car elles sont considérées comme de grosses installations fixes, même si certains équipements électriques et électroniques des éoliennes, comme les générateurs et les câbles, sont inclus dans le champ d’application de la Directive (Majewski et al., 2022[359]). Néanmoins, il est possible de concevoir de futurs systèmes de REP pour les pales d’éoliennes, par exemple, en se fondant sur les REP en place pour les véhicules en fin de vie (Alexandre, Follenfant et Legait, 2019[362]).
Les compensations des atteintes à la biodiversité sont des résultats mesurables qui découlent d’actions engagées pour compenser les risques résiduels pour la biodiversité (OCDE, 2016[363]). Elles peuvent être classées en deux catégories : (i) restauration et (ii) pertes évitées, qui font respectivement référence à la réparation des dommages et à la protection et au maintien de la biodiversité existante (Bennun et al., 2021[47]). Elles peuvent être employées pour intégrer la biodiversité aux projets d’énergie renouvelable (OCDE, 2024[2]). Par exemple, la restauration a facilité l’extension des habitats des aigles royaux dans le parc éolien Beinn an Tuirc, en Écosse (R.-U.) (Wind Europe, 2017[364]).
Toutefois, la compensation représente la dernière étape de la hiérarchie d’atténuation. Le recours à la compensation ne doit pas se faire au détriment d’autres instruments qui respectent davantage la hiérarchie d’atténuation. Il convient de noter que les compensations ne peuvent pas être utilisées pour pallier la perte de composantes de biodiversité irremplaçables ou très vulnérables. En pratique, la compensation des atteintes à la biodiversité n’a souvent pas abouti aux résultats escomptés et doit donc être envisagée avec prudence. L’efficacité de la compensation des atteintes à la biodiversité est difficile à déterminer. Par exemple, de nombreuses mesures supposent un certain taux de référence pour le déclin de la biodiversité et comptabilisent implicitement la prévention de ce déclin comme un gain (Maron et al., 2018[365]). Les banques de conservation (également appelées biobanques) ont pour objectif de générer des gains de biodiversité avant même que les impacts ne se produisent, mais elles ne sont pas adoptées à grande échelle (Bennun et al., 2021[47]). Il est difficile d’équilibrer les pertes et les gains en pratique, car pour compenser les pertes permanentes, par exemple, il faudrait que les mesures de compensation offrent une protection à long terme et soient assorties d’un financement continu pour qu’elles atteignent réellement l’objectif de zéro perte nette (Maron et al., 2025[366]). Dans ce contexte, il s’avère nécessaire de mieux comprendre ce qui peut être compensé en pratique. Les mesures doivent produire un avantage quantifiable afin de compenser un niveau équivalent de dommages. Leur inefficacité et leurs lacunes constituent donc non seulement un coût d’opportunité, mais aussi une perte réelle de biodiversité qui n’aurait peut-être pas eu lieu sans la mise en place d’une compensation (Maron et al., 2025[366]).
L’objectif 3 du Cadre mondial de la biodiversité de Kunming-Montréal vise à faire en sorte que, d’ici à 2030, au moins 30 % des zones terrestres et des eaux intérieures soient dûment protégées par des mesures de conservation. Pour atteindre cet objectif, les pays devront mettre en place de nouvelles aires protégées afin de compléter la couverture actuelle de 17.6 % des zones terrestres et des eaux intérieures et de 8.4 % des zones marines et côtières (PNUE-WCMC/IUCN, 2024[180]).
Malgré leur désignation, les aires protégées ne permettent pas toujours de prévenir concrètement la perte de biodiversité causée par les activités anthropiques. Par ailleurs, la rétrogradation (réduction des restrictions légales applicables aux activités humaines), la réduction (diminution de leur superficie) et le déclassement (perte de la protection juridique) des aires protégées ont touché à la fois les zones terrestres et les zones marines. Aska et al. (2023[367]) ont examiné 1 743 bassins de stockage des résidus miniers, qui représentent 36 % de la production mondiale de minéraux, et ont constaté que 9 % se trouvaient dans des aires protégées. La moitié de ces bassins ont été créés après l’établissement de l’aire protégée. Parmi ceux-ci, 40 % étaient situés dans des aires de la catégorie VI de l’UICN et, fait préoccupant, 10 % se trouvaient dans des aires de la catégorie II (voir les définitions à l’Annex 6.B). Au sein des aires marines protégées, il y a eu 43 rétrogradations, réductions et déclassements jusqu’en 2020, notamment en Australie, en République dominicaine, à Palau et en Afrique du Sud (Albrecht et al., 2021[368]).
L’intégration de la gestion des aires protégées dans les politiques et les cadres de prise de décisions nationaux est essentielle, de même que son inclusion dans les plans et les stratégies sectoriels (PNUE/SCBD/PNUE-WCMC, 2021[369]). L’intégration des aires protégées nécessite de suivre un double processus (Ervin, 2010[370]) : (i) relier les aires protégées au sein d’un réseau plus vaste de zones terrestres et aquatiques protégées et gérées afin de maintenir les processus, les fonctions et les services écologiques, comme garantir leur représentativité, leur cohérence et leur connectivité ; (ii) réduire la fragmentation des habitats et favoriser la connectivité des réseaux d’aires protégées pour qu’ils conservent efficacement la biodiversité et qu’ils puissent s’adapter aux effets du changement climatique.
Le Graphique d’annexe 6.C.1 illustre le concept d’intégration des aires protégées à l’échelle nationale. Le premier niveau de l’intégration de l’information sur les aires protégées consiste à mesurer et à recueillir des informations sur leur étanedue et leur état, ainsi que sur la part qu’ils représentent par rapport à la superficie terrestre/marine nationale. Le deuxième niveau, rarement mis en œuvre jusqu’à présent, est d’évaluer systématiquement les services écosystémiques des aires protégées, y compris à des échelles territoriales plus grandes (locales, nationales, supranationales et internationales). Le troisième niveau est de considérer les aires protégées comme des composantes d’un réseau et d’évaluer la représentativité et la cohérence de la conservation de la biodiversité, ainsi que le nombre de services écosystémiques fournis lorsque tous les réseaux sont regroupés. Le quatrième niveau d’intégration consiste à prendre en compte les couloirs de migration des espèces afin d’avoir la garantie que le réseau des aires protégées est bien connecté. Le cadre de suivi du Cadre mondial de la biodiversité de Kunming-Montréal propose les deux indicateurs mondiaux suivants pour évaluer la représentativité et la connectivité des aires protégées terrestres (Hilty et al., 2020[371]) : l’indicateur de terres connectées protégées (ProtConn) et l’indicateur de connectivité PARC.
L’intégration des aires protégées à des plans d’aménagement du territoire plus généraux, à des politiques relatives aux ressources naturelles et à des stratégies nationales peut maximiser les avantages en matière de biodiversité, renforcer les services écosystémiques et atténuer les menaces pour la biodiversité. Les aires protégées peuvent être intégrées aux stratégies et plans d’action nationaux en faveur de la biodiversité, aux plans nationaux d’adaptation et aux contributions déterminées au niveau national (CDN). L’incorporation des aires protégées à ces stratégies facilite l’intégration verticale et horizontale, ce qui permet de suivre les objectifs de biodiversité parallèlement aux retombées bénéfiques en matière de changement climatique et de pollution. D’après la Plateforme intergouvernementale scientifique et politique sur la biodiversité et les services écosystémiques (IPBES), pour prendre systématiquement en compte la biodiversité, il faut incorporer des mesures ou des politiques liées à la biodiversité aux processus de développement plus globaux, comme la réduction de la pauvreté ou l’atténuation du changement climatique (Secretariat of the Convention on Biological Diversity, 2016[372]).
Le suivi des aires protégées peut servir d’indicateur intersectoriel dans les plans nationaux d’adaptation portant sur l’agriculture, la foresterie, la gestion de l’eau, les infrastructures et le tourisme (OCDE, 2024[373]). Par exemple, le Royaume-Uni a inclus la protection et l’amélioration des sites protégés et d’autres zones abritant des habitats importants pour les espèces sauvages comme objectif d’adaptation, en lien avec l’objectif de remise en état de 75 % des écosystèmes terrestres et d’eau douce d’ici 2042 (Ministère de l'environnement, de l'alimentation et des affaires rurales, 2023[374]).
Les aires protégées peuvent induire des répercussions négatives dans les régions avoisinantes appelées effets de « fuite » ou de « déplacement ». Par exemple, les restrictions d’utilisation des terres ou des zones marines au sein des aires protégées peuvent entraîner le transfert d’activités néfastes telles que la déforestation (Murray, McCarl et Lee, 2004[375]) ou la pêche (Sen, 2010[376]) dans des zones non protégées, provoquant involontairement leur dégradation. Au sein d’un échantillon aléatoire de 120 aires protégées créées avant 2001 dans les forêts tropicales d’Amérique, d’Afrique et d’Asie, les taux de déforestation ont été plus élevés dans environ la moitié des zones tampons dans un rayon de 10 km autour des aires protégées qu’à l’intérieur de celles-ci ou que dans les zones témoins (déterminées par appariement par score de propension) entre 2001 et 2017 (Ford et al., 2020[377]). Dans plus des trois quarts de ces cas documentés de fuite, la réduction de la déforestation au sein des aires protégées n’a pas suffi à compenser suffisamment les activités de déforestation observées dans ces zones tampons pour aboutir au niveau qui aurait été attendu en l’absence de mesures de protection.
Néanmoins, il est difficile d’évaluer les effets de causalité (et les répercussions connexes) des aires protégées, principalement en raison de la disponibilité limitée des données, des biais de sélection et de l’hétérogénéité des effets des mesures. Plus précisément : (i) il faut disposer d’indicateurs de conservation comparables entre les zones protégées et non protégées, qui couvrent potentiellement de grandes superficies et donc des éléments de biodiversité et des écosystèmes différents ; (ii) la sélection des sites peut poser problème, car le statut d’aire protégée n’est pas attribué de manière aléatoire et est souvent créé dans des zones clés de biodiversité où la pression liée à la conversion des habitats est plus faible et qui sont moins accessibles (Brodie et al., 2023[378] ; Cooke et al., 2023[379] ; Reynaert, Souza-Rodrigues et van Benthem, 2024[380]) ; (iii) les effets de la protection peuvent varier selon le type d’écosystème, les restrictions économiques, la rigueur de l’application et l’année de mise en œuvre, de sorte qu’il est difficile de déterminer l’effet moyen des mesures (Vincent, 2015[381] ; Reynaert, Souza-Rodrigues et van Benthem, 2024[380]).
Source : Élaboré par les auteurs.
Les mesures visant à maîtriser la pollution atmosphérique peuvent être de nature réglementaire, juridique, économique ou sociale. Elles sont appliquées à l’échelle locale, régionale, nationale ou internationale. Les politiques sont mises en œuvre par séries, qui comportent un ensemble des mesures de chaque type agissant souvent à plusieurs échelles.
Il existe un très vaste éventail de politiques qui réduisent les émissions atmosphériques. Le Graphique d’annexe 6.C.2 résume les principaux modes de mise en œuvre de cet objectif. Au premier rang figurent les règlements qui fixent des valeurs limites d’émissions, par exemple pour les émissions atmosphériques provenant des véhicules, des usines ou des centrales. Il existe également des règlements qui définissent des seuils pour les concentrations de polluants à différents endroits. En outre, les pouvoirs publics imposent des restrictions aux activités dans différentes zones à certains moments, comme l’utilisation de véhicules polluants dans les zones très embouteillées ou la crémation de déchets lorsqu’il y a un risque d’incendie. Enfin, il existe une large gamme d’instruments budgétaires (taxes et subventions) pour encourager la baisse des émissions générées par plusieurs de ces sources.
Source : Élaboré par les auteurs.
Les normes d’émissions encadrant la pollution atmosphérique sont généralement efficaces pour réduire les concentrations des principaux polluants tels que les PM2.5 et les Nox, en particulier dans les pays développés. Le taux de mortalité associé aux PM2.5 a largement diminué (l’Inde constituant une exception notable). Au sein de l’UE, par exemple, en 2021, 253 000 décès prématurés étaient attribuables aux particules fines, soit une baisse de 41 % depuis 2005 (AEE, 2023[382]). Les émissions de soufre ont également reculé, mais l’évolution est moins nette. Entre 1990 et 2015, l’Europe a enregistré la plus forte réduction des émissions de soufre durant la première partie de la période, cédant ensuite sa place à l’Amérique du Nord et à l’Asie de l’Est. Toutefois, les émissions de l’Asie de l’Est ont augmenté entre 2000 et 2005, puis diminué, alors qu’en Inde, elles ont progressé régulièrement durant toute la période (Aas et al., 2019[383]). La réduction des PM et des NOx s’est accompagnée d’une baisse du CO2, ce qui représente une diminution du réchauffement. La baisse du soufre a l’effet inverse, mais l’ampleur du phénomène est mal connue.
Le recours à des instruments budgétaires tels que des taxes, des permis et des subventions liés à la pollution s’est considérablement accru dans le monde entier. La version la plus récente de la base de données de l’OCDE sur les instruments d’action dans le domaine de l’environnement (PINE) répertorie plus de 4 500 instruments d’action en lien avec la protection de l’environnement et la gestion des ressources naturelles dans 146 pays au niveau mondial (OCDE, 2024[176]), contre 3 900 en 2023 (OCDE, 2023[384]). Les taxes et les paiements environnementaux se développent dans tous les pays. Ils représentent plus d’un tiers des instruments présents dans la base de données PINE. Celle-ci comprend désormais quelque 900 taxes et paiements dans 146 pays. Les permis et mesures de compensation négociables et les approches volontaires sont quelques-uns des autres instruments économiques permettant de lutter contre la pollution atmosphérique.
Bien que les instruments soient nombreux, les informations disponibles sur leurs effets directs sont limitées, et celles sur les effets indirects le sont encore plus. Des études des effets directs ont montré que lorsque les taxes sont relativement élevées par rapport aux coûts de réduction des émissions, elles réduisent considérablement les émissions (par exemple, taxes sur le SO2 et les NOx en Suède) (Commission européenne, 2024[385]). Plus fréquemment, toutefois, lorsque le taux de taxation est bas par rapport aux coûts de réduction des émissions, les effets sont bien moindres. C’est le cas par exemple dans un certain nombre de pays européens, dont l’Italie, la France et l’Espagne, entre autres (Withana et al., 2014[386]). L’utilisation de déchets comme source d’énergie dans le cadre d’une incinération avec récupération d’énergie a augmenté avec une réduction des GES.
Des subventions visant à encourager une transition vers une production et une consommation moins polluantes ont également été instaurées, bien qu’elles soient moins fréquentes que les taxes. La base de données PINE de l’OCDE recense 215 subventions et paiements bénéfiques à l’environnement dans 146 pays. Les subventions ont un coût budgétaire, ce qui peut créer des distorsions de l’économie. Elles incitent également à accroître la production, ce qui peut faire augmenter le niveau de pollution. En règle générale, les économistes constatent que ces subventions sont moins efficaces que les taxes pour résoudre les problèmes de pollution (Stavins, 2003[387]). Un exemple de ces subventions serait le dispositif mis en place (temporairement) dans plusieurs pays pour encourager les propriétaires de vieilles voitures polluantes à les mettre à la casse et à acquérir un modèle plus récent et moins polluant. Un examen des dispositifs réalisé par le Forum international des transports montre que ces dispositifs ont un effet synergique, réduisant le CO2 et les polluants atmosphériques, mais que les coûts sont relativement élevés et ne compensent pas la valeur des voitures mises au rebut (ITF, 2011[388]). Un système de mise au rebut et de recyclage des voitures a été mis en place au Caire entre 2013 et 2017. Il avait permis de réduire des émissions de CO2 d’environ 350 kilotonnes en 2018 (Banque mondiale, 2018[389]), mais ses effets sur la pollution atmosphérique n’ont pas été évalués.
Certains territoires définissent des cadres afin de s’assurer que les politiques relatives à la pollution atmosphérique concordent avec les objectifs en matière de climat et de biodiversité. Par exemple, la directive révisée de l’UE sur la qualité de l’air ambiant, qui renforce le niveau d’ambition et établit des normes de qualité de l’air plus strictes pour 2030 et l’objectif « zéro pollution » d’ici à 2050, souligne la nécessité d’assurer la cohérence des politiques visant la pollution atmosphérique et des mesures d’autres domaines d’action, dont le climat et la biodiversité (Commission européenne, 2024[390]).
Objectifs relatifs aux apports en nutriments et aux émissions
Les politiques d’atténuation de la pollution par les nutriments se présentent souvent sous la forme d’objectifs concernant les apports dans la production (agricole) (par exemple, utilisation d’engrais) ou de niveaux d’émissions. Le Royaume-Uni s’est fixé l’objectif de réduire la pollution azotée et phosphorée d’origine agricole dans les environnements aquatiques en Angleterre d’au moins 40 % d’ici 2038 par rapport à 2018, l’année de référence, avec un objectif intermédiaire de 10 % d’ici le 31 janvier 2028 (Ministère de l'environnement, de l'alimentation et des affaires rurales du Royaume-Uni, 2023[391]). Il ambitionne également de réduire la charge en phosphore provenant des eaux usées traitées de 80 % à l’horizon 2038 par rapport aux niveaux de 2020, avec un objectif intermédiaire de 50 % d’ici au 31 janvier 2028 (Ministère de l'environnement, de l'alimentation et des affaires rurales du Royaume-Uni, 2023[391]). L’Union européenne a défini plusieurs objectifs d’ici 2030 : une réduction de 50 % des pertes de nutriments (stratégie « De la ferme à la table ») sans détérioration de la fertilité des sols, une réduction de 20 % de l’utilisation des engrais, ainsi qu’une réduction de 25 % de la surface totale des écosystèmes où la pollution atmosphérique menace la biodiversité par rapport à 2016 (principales ambitions du Pacte vert en vertu de la législation de l’UE). En outre, des objectifs sont fixés pour certains polluants atmosphériques azotés : une réduction de 13 % des émissions de NOx et une réduction de 11 % de NH3 d’ici à 2030 (Parlement européen/Conseil de l'Union européenne, 2016[392]). À l’échelle mondiale, l’International Nitrogen Initiative (INI) vise de réduire les rejets azotés de 50 % à l’horizon 2030. Cette initiative établit une collaboration avec les gouvernements, les entreprises et les citoyens pour atteindre cet objectif énoncé dans la Déclaration de Colombo sur la gestion durable de l’azote (PNUE, 2019[393]).
Si les objectifs de réduction des NOx ont été atteints dans la plupart des États membres de l’UE, ce n’est pas le cas pour ceux relatifs au NH330. Plus globalement, la production de NH3 a augmenté, mais ses émissions ont légèrement reculé. Dans la région de l’OCDE, les émissions de NH3 ont diminué de 3.2 % durant la période 2003-2015. Le rythme de diminution est plus lent que durant la période 1993-2005, où il s’élevait à 8.6 % (OCDE, 2019[394]). Depuis 2005, dans de nombreux États membres de l’UE, les émissions de NH3 n’ont que très peu diminué ou même augmenté dans certains cas : près d’un tiers des États membres de l’UE affichent des niveaux d’émissions supérieurs aux engagements de réduction des émissions pour 2020-2029 et doivent les faire diminuer pour respecter leurs engagements (AEE, 2024[395]).
Les excédents de phosphore ont diminué dans la quasi-totalité des pays membres de l’OCDE depuis les années 90, sous l’effet de la baisse des apports en engrais phosphorés, du cheptel, des modifications apportées au panachage des cultures et des interventions des pouvoirs publics, mais la pollution phosphorée se maintient à un niveau alarmant (OCDE, 2019[394]). Les apports en engrais azotés ont diminué dans la plupart des pays membres de l’OCDE depuis les années 90, ce qui pourrait s’expliquer par l’amélioration des pratiques agricoles ou l’utilisation d’engrais de remplacement, mais (comme l’indique le chapitre 2) restaient importants dans toutes les régions en 2020. Les transferts de phosphore des terres vers les plans d’eau douce ont doublé au cours du dernier siècle et continuent d’augmenter dans de nombreuses régions (Our Phosphorus Future Network, 2022[290]).
Depuis les années 60, l’épandage d’engrais azotés minéraux a augmenté dans toutes les régions du monde. De nombreux pays de l’OCDE ont adopté un système reposant sur une forte utilisation d’engrais et des rendements élevés, et les différences en matière d’apports d’engrais avec les économies émergentes et en développement se sont maintenues. Les pays de l’OCDE tendent à rejeter de grandes quantités d’azote réactif dans l’environnement, tout en récupérant une part plus importante des apports d’azote dans les cultures. Cette efficacité de récupération n’a pas évolué de manière notable, ce qui signifie que les apports d’azote dans l’environnement ont augmenté (Conant, Berdanier et Grace, 2013[396]). De plus, les différences d’efficacité d’absorption et d’utilisation de l’azote entre les pays de l’OCDE et les autres pays se sont maintenues. L’amélioration de l’efficacité, notamment dans les pays non membres de l’OCDE, offre des possibilités de diminuer le ruissellement des nutriments (Conant, Berdanier et Grace, 2013[396]). Comme l’indique le chapitre 3, les apports d’azote et de phosphore en agriculture devraient augmenter d’ici à 2050, en particulier dans les régions à faible revenu et à revenu intermédiaire (par exemple, pour les régions à faible revenu, +41 % pour l’azote et +40 % pour le phosphore).
Ces chiffres soulignent la nécessité d’élaborer des politiques plus efficaces ciblant le secteur agricole afin d’appliquer des pratiques agricoles éprouvées permettant de réduire la pollution par les nutriments. Il s’agit notamment de pratiques portant sur l’épandage des engrais et du fumier, ainsi que sur l’équilibrage de l’alimentation des animaux d’élevage. L’efficacité d’utilisation des nutriments correspond au produit de l’efficacité d’absorption des nutriments (quantité de nutriments que les plantes peuvent absorber) et de l’efficacité de transformation des nutriments (rendement obtenu par unité de nutriment absorbé). L’efficacité d’utilisation de l’azote varie actuellement entre 30 % et 53 % environ (Anas et al., 2020[397]). Les pertes d’azote peuvent représenter jusqu’à 70 % de la quantité totale d’azote disponible (Anas et al., 2020[397]). Bien que les politiques de gestion de l’azote mises en place au cours des dernières décennies par certains pays de l’OCDE aient permis de réduire l’utilisation excessive d’azote par les agriculteurs, à l’échelle mondiale, la moitié des apports d’azote minéral n’est toujours pas absorbée par les cultures (Andersen et Bonnis, 2021[285]). Pour ce qui est du phosphore, jusqu’à 80 % du phosphore minéral n’est pas (directement) absorbé par les plantes (Our Phosphorus Future Network, 2022[290]). Il serait possible de réduire ce pourcentage en adoptant des politiques favorisant des approches agronomiques améliorées, comme indiqué plus bas, mais une bonne gestion des sols est également essentielle pour éviter que le phosphore ne soit transféré dans les masses d’eau.
Autres mesures pour réduire la pollution par les nutriments
Les pays ont adopté un vaste éventail de mesures pour réduire l’utilisation des nutriments, qui vont de la formulation de conseils aux agriculteurs pour épandre et gérer plus efficacement les nutriments aux subventions pour l’adoption de meilleures pratiques et, dans de rares cas, à des taxes sur les engrais et les émissions d’azote31. Voici quelques-unes des mesures les plus courantes : épandage plus avisé des engrais, gestion intégrée des nutriments (utilisation optimale des composants nutritifs locaux), utilisation accrue d’engrais modifiés (produits qui améliorent l’efficacité d’utilisation en réduisant diverses pertes de nutriments associées au système de production et en optimisant leur absorption par les plantes), méthodes améliorées d’épandage de l’azote et du phosphore, adoption d’aliments pour animaux à faible teneur en matières azotées, recouvrement du fumier lors du stockage et bâtiments d’élevage à faibles émissions (Singh et al., 2018[398] ; Giannakis et al., 2019[399]).
Piñeiro et al. (2020[317]) ont examiné près de 18 000 articles cherchant à déterminer si les programmes fondés sur des mesures incitatives conduisaient à l’adoption de pratiques durables (dont la gestion des nutriments) et étudiant leurs effets sur les résultats environnementaux, les résultats économiques et la productivité. Dans une partie des articles examinés, les auteurs ont observé une relation claire entre les mesures incitatives fondées et non fondées sur le marché, d’une part, et les objectifs environnementaux, d’autre part. L’examen montre qu’il existe des données probantes sur les résultats environnementaux associés aux incitations soumises à l’écoconditionnalité. Les principales incitations soumises à l’écoconditionnalité sont les paiements pour services environnementaux et d’autres subventions agroenvironnementales. Il s’agit d’incitations versées aux agriculteurs ou aux propriétaires terriens qui gèrent leurs terres de manière à fournir un certain type de services écologiques, notamment dans les domaines de la qualité de l’eau, de la foresterie, de l’érosion des sols et de la pollution atmosphérique. Par exemple, en 2023, la Commission européenne a approuvé des régimes agroenvironnementaux néerlandais d’un montant de 1.47 milliard d’euros, destinés à réduire les dépôts d’azote sur les zones de conservation. L’un de ces régimes, doté de 975 millions d’euros, accorde des subventions pour indemniser les agriculteurs qui cessent volontairement certaines activités agricoles telles que l’élevage de bovins laitiers contribuant aux émissions d’azote à proximité des sites Natura 2000. Ces dispositifs font partie de la stratégie globale des Pays-Bas destinée à respecter les objectifs environnementaux de l’UE au titre du Pacte vert pour l’Europe (Commission européenne, 2023[400]).
Piñeiro et al. (2020[317]) constatent un consensus plus faible et une documentation plus limitée dans le cas des mesures réglementaires, pour lesquelles il faudrait renforcer les dispositifs de mesure et les rapports. Il convient également de noter que la majeure partie des éléments factuels sur les résultats environnementaux sont de nature qualitative et reposent sur l’évaluation des perceptions des agriculteurs. Des stratégies d’analyse plus solides – notamment des mesures et un suivi au moyen d’évaluations environnementales – sont nécessaires pour mettre en évidence les liens de cause à effet entre les incitations, l’adoption et les résultats.
D’un point de vue technique, les mesures de réduction des émissions vont du confinement et de la récupération des nutriments du fumier au déploiement de nouvelles technologies plus propres et de mesures structurelles dans le secteur agricole afin de réduire les volumes de nutriments. Pour l’Union européenne, les mesures jugées les plus rentables pour atteindre les objectifs d’émissions de NH3, classées par ordre de coût croissant où chacune permettrait de concrétiser pleinement la réduction d’émissions attendue, étaient : l’adoption d’aliments à faible teneur en matières azotées, le recouvrement du fumier pendant le stockage, l’amélioration ou le remplacement de l’épandage d’engrais à base d’urée et l’utilisation de bâtiments d’élevage à faibles émissions (Giannakis et al., 2019[399]). Cependant, il n’existe pas d’informations sur l’adoption de telles mesures. De plus, l’analyse coût-efficacité intégrait uniquement les coûts directs, sans tenir compte des retombées bénéfiques pour le climat ou la biodiversité des différentes mesures.
L’échange de permis d’émission d’azote peut contribuer à réduire le coût de l’atteinte d’un objectif de réduction des émissions. Hasan et al. (2022[401]) comparent l’utilisation d’un système d’échange de permis d’émission d’azote à une réduction uniforme applicable à tous les émetteurs au Danemark (Hasan et al., 2022[401]) et constatent que l’utilisation d’un système d’échange de permis réduit de 56 % le coût pour atteindre l’objectif de réduction des émissions d’azote de 21.5 %. Il serait possible de viser un objectif de réduction plus élevé, générant des avantages plus importants en matière de réduction des émissions de GES et d’autres formes de pollution, tout en maintenant le même coût global que celui du système actuel de réglementation uniforme.
Taxes sur les engrais
L’instauration d’une taxe sur l’excédent d’azote, définie dans la fourchette des coûts de réduction de la pollution (estimés entre 0.1 et 0.6 EUR/kg d’azote) pourrait avoir des effets bénéfiques substantiels pour l’environnement (évalués entre 0.3 et 10 EUR/kg d’azote), et entraîner des réductions des GES, ce qui en justifierait la mise en œuvre. Pour faire progresser l’adoption de ces mesures, Andersen et Bonnis (2021[285]) défendent l’idée d’une taxe sur l’excédent d’azote d’un montant d’un à deux euros par kilogramme d’azote comme point de départ adapté. Toutefois, aucune estimation n’est donnée de la réduction probable des niveaux d’azote ou de la diminution des GES que cette taxe pourrait entraîner.
La taxation peut également être utilisée en complément de mesures de lutte directes, ce qui améliore leur efficacité. Liu et al. (2023[402]) mettent au point un cadre intégré à plusieurs échelles afin d’évaluer d’autres politiques de gestion de l’azote pour la production de maïs aux États-Unis. Cette approche combine des processus agrosystémiques propres aux sites et aux pratiques, d’une part, et un modèle économique à résolution spatiale, d’autre part, afin de repérer les endroits à cibler en priorité afin d’accroître l’efficacité économique des politiques. Ils observent que bien qu’elles réduisent efficacement les pertes d’azote locales, les mesures régionales peuvent entraîner un déplacement de la production de maïs vers les zones où la productivité des engrais azotés est faible et où le taux de perte des nutriments est élevé, neutralisant ainsi l’efficacité globale de la stratégie de gestion des nutriments. Cet effet de report spatial peut être éliminé en combinant ces mesures à des politiques fiscales à l’échelle nationale. Par exemple, une politique de restauration des zones humides associée à l’apport fractionné des engrais, ainsi qu’à une taxe sur les pertes d’azote, pourrait réduire de 30 % les pertes d’azote vers le fleuve Mississippi, tout en n’entraînant qu’une augmentation de moins de 2 % du prix du maïs (Liu et al., 2023[402]). La taxe définitive est déterminée par le prix national uniforme de l’engrais azoté (en euros par kilogramme d’apport d’azote) et par le produit d’un taux de taxation national de 1 USD par kilogramme de pertes d’azote et de l’intensité des pertes d’azote (kilogramme de pertes d’azote par kilogramme d’apport d’azote), qui varie selon les endroits. La taxe sur les pertes d’azote, en revanche, n’est qu’une proposition.
Subventions et autres réglementations relatives aux engrais
Des réglementations visant à limiter l’utilisation des engrais minéraux ont été mises en place par exemple en Nouvelle-Zélande, qui fixe une teneur maximale en azote pour les engrais minéraux utilisés dans les pâturages (Ministère de l'environnement, Nouvelle-Zélande, 2023[403]). Ainsi, l’apport d’engrais azoté de synthèse est limité à 190 kg/an par hectare de pâturage. Tout dépassement de ce seuil nécessite une autorisation environnementale. Sur les parcelles cultivées en cultures fourragères, il est possible de dépasser le plafond de 190 kg/ha/an pour répondre aux besoins de certaines espèces végétales, mais la moyenne sur l’ensemble du système pastoral ne doit pas dépasser le seuil réglementaire. Au sein de l’Union européenne, les bonnes conditions agricoles et environnementales (BCAE) imposent la création de bandes tampons le long des cours d’eau afin de « protéger les cours d’eau contre la pollution et le ruissellement ». Une « bande tampon » est une zone d’une largeur minimale de trois mètres où l’application d’engrais et de produits phytosanitaires est interdite. Les États membres fixent cette largeur minimale et peuvent y ajouter d’autres critères. En Allemagne, les agriculteurs ne sont pas autorisés à appliquer de l’urée sans la combiner avec un inhibiteur d’uréase ou sans l’enfouir dans le sol dans un délai de quatre heures (Jones et Deuss, 2024[276]).
Parallèlement, plusieurs pays en développement subventionnent encore les engrais pour accroître la production, au risque d’entraîner des effets négatifs sur l’environnement, la santé et le climat. Par exemple, entre 2020 et 2022, la valeur annuelle moyenne des subventions aux engrais versées par le gouvernement indien s’est élevée à plus de 22 milliards USD (Jones et Deuss, 2024[276]). L’Inde est actuellement le deuxième utilisateur, producteur et importateur d’engrais phosphatés, ainsi que le deuxième utilisateur et producteur et le premier importateur d’engrais azotés à l’échelle mondiale (Adenäuer, Laget et Cluff, 2024[299]). Pour l’urée, la principale forme sous laquelle l’azote est épandu par les agriculteurs indiens, le gouvernement fixe un prix de vente maximal et verse aux fabricants les aides nécessaires pour atteindre ce prix (Jones et Deuss, 2024[367]). La réaffectation de ces aides en vue de faire coïncider les subventions aux engrais et les programmes en faveur de la santé des sols peut améliorer les revenus des agriculteurs tout en ayant des effets positifs sur le climat et la biodiversité (OCDE, 2025[404] ; Damania et al., 2023[405] ; OCDE, 2024[406] ; Valin, Henderson et Lankoski, 2023[407]).
Par exemple, au Danemark, l’épandage de fumier sur les parcelles nues (après la récolte) a été interdit. Depuis 2019-2020, aucun épandage de lisier n’est autorisé dans les champs après la récolte, sauf sur les prairies ou le colza d’hiver, jusqu’au 1er octobre. Le fumier solide peut être épandu à l’automne sur les parcelles avant le semis des cultures d’hiver et sur les sols nus du 20 octobre au 15 novembre. Par conséquent, 92 % du lisier a été épandu au printemps en 2018, contre 55 % en 1990 (Sommer et Knudsen, 2021[408]). Une capacité de stockage suffisante du fumier est une condition préalable au respect cette réglementation : depuis 1993, elle doit être équivalente à au moins neuf mois (ou à six mois pour les exploitations autorisées à épandre le fumier tardivement) (Sommer et Knudsen, 2021[408]).
D’autres restrictions réglementaires portent sur les méthodes d’épandage, car l’épandage à la volée, simple et peu coûteux, répartit le fumier de manière inégale, et la volatilisation de NH3 et les pertes de nutriments par ruissellement associées à cette technique suscitent des inquiétudes. Au Danemark, cette technique est interdite depuis 2002 et a été remplacée par l’épandage par tuyau traîné. Les exigences ont été renforcées et depuis 2019-2020, le lisier doit être appliqué par injection dans les prairies et les sols nus. Sinon, il est possible d’épandre du lisier acidifié à l’aide de tuyaux traînés dans les prairies, mais il doit être injecté s’il s’agit d’un sol nu. L’ajout d’acide peut se faire dans les bâtiments d’élevage, lors du stockage ou lors de l’épandage du lisier (Sommer et Knudsen, 2021[408]).
Taxes sur les aliments pour animaux contenant des nutriments
Outre les politiques relatives aux engrais, les politiques de gestion des nutriments incluent également des taxes sur les aliments pour animaux, comme la taxe sur le phosphore minéral dans les aliments pour animaux, entrée en vigueur au Danemark en 2005. La taxe, qui s’élève à 4 DKK (0.53 EUR) par kilogramme de phosphore, s’applique au phosphate contenu dans les aliments pour animaux du commerce. Elle vise à encourager une transition vers la phytase (une enzyme qui améliore l’absorption du phosphore) afin de diminuer les besoins en additifs à base de phosphore minéral. Cette taxe se justifie par le taux de perte élevé (jusqu’à 90 %) du phosphore destiné à l’alimentation animale qui est fourni aux grandes exploitations d’élevage, principalement de porcs et de volaille. La taxe constitue une mesure visant à réduire la saturation des sols agricoles en phosphore et à limiter le transfert du phosphore vers les eaux par lessivage (Andersen, 2016[409]).
L’utilisation de phosphates minéraux dans l’alimentation animale a diminué d’environ 2 000 t (15 %) depuis l’instauration de la taxe, tandis que l’utilisation de la phytase a progressé (OCDE, 2019[410]). On considère donc que cette taxe a permis d’améliorer l’efficacité globale de l’utilisation des aliments pour animaux. Un nouveau règlement sur le phosphore adopté en 2017 autorise l’alimentation efficace, par exemple l’utilisation de doses élevées de phytase afin de satisfaire aux exigences de réduction du phosphore. Celui-ci a été plus efficace pour inciter les agriculteurs à utiliser davantage la phytase et à réduire l’utilisation de phosphore minéral que la taxe. Afin d’éviter une double réglementation, la taxe a été supprimée en juillet 2019 (OCDE, 2019[410]).
Taxes sur les NOx
Des taxes sur des émissions de NOx ont également été créées. En 1992, la Suède a mis en place une taxe de ce type sur les oxydes d’azote émis par les grandes installations de combustion (par exemple, centrales électriques, sites industriels, incinérateurs de déchets), associée à un remboursement des recettes perçues (hors frais administratifs) proportionnel à la quantité d’énergie produite (OCDE, 2013[288]). Ce mécanisme garantit que les installations à faible intensité d’émissions de NOx tirent un bénéfice net du régime. Initialement fixée à 40 SEK par kilogramme, la taxe a été portée à 50 SEK (environ 5.5 EUR) par kilogramme au 1er janvier 2008, notamment pour maintenir une forte incitation à réduire les émissions (OCDE, 2013[288]). Les acteurs qui mesurent et consignent en permanence leurs émissions à l’aide d’outils de mesure répondant à des exigences précises sont autorisés à calculer le montant de la taxe à partir de leurs mesures, en suivant des instructions détaillées (Swedish Environmental Protection Agency, 2024[411]). Les déclarations de NOx sont soumises par l’intermédiaire du service en ligne E-NOx32.
Dans le cas des émissions atmosphériques, le NH3 provenant des engrais et du fumier réagit avec d’autres substances chimiques pour former des particules nocives pour la biodiversité. Le NH3 est l’une des principales sources de la pollution par l’azote. L’un des effets majeurs de la pollution par le NH3 sur la biodiversité est l’impact des dépôts azotés sur la diversité et la composition des espèces végétales au sein des habitats touchés (Guthrie et al., 2018[412]). Les plantes communes à croissance rapide, bien adaptées à des niveaux élevés de nutriments, peuvent prospérer dans un environnement riche en azote et ont tendance à supplanter les espèces plus sensibles, plus petites ou plus rares : par exemple, les lichens et les mousses sensibles peuvent subir des dommages même à des concentrations faibles de NH3 (Guthrie et al., 2018[412]). Le NH3 influe également sur la composition des espèces en provoquant une acidification des sols (due au dépôt de composés azotés par les précipitations), en endommageant directement les feuilles par son effet toxique et en modifiant la vulnérabilité des plantes au gel, à la sécheresse et aux agents pathogènes. Si la modification de la composition des espèces et les extinctions se produisent à grande échelle, certains habitats importants sur le plan écologique peuvent disparaître (Guthrie et al., 2018[412]). Toutefois, ces impacts sur la biodiversité n’ont pas été mesurés par rapport à l’évolution des niveaux de NH3.
Le rôle de la pollution azotée dans le changement climatique s’avère complexe à déterminer. Par exemple, les émissions de NH3 finissent par retomber sur les sols, la végétation ou les masses d’eau et font augmenter les émissions de N2O, un GES (Graphique 6.4). Une estimation de la chaîne d’approvisionnement des engrais azotés de synthèse indique que la filière aurait émis 1.13 Gt d’équivalent CO2 dans le monde en 2018, soit 10.6 % des émissions de GES provenant de l’agriculture et 2.1 % des émissions mondiales de GES (Menegat, Ledo et Tirado, 2022[413]). Cependant, les volumes d’émissions réels varient selon le type d’engrais et les méthodes d’épandage.
Dans l’ensemble, la réduction des apports d’azote et de phosphore sous forme d’engrais minéraux est jugée bénéfique pour l’air, le sol et l’eau. Elle présente également des avantages notables en termes de diminution des dommages causés aux écosystèmes aquatiques et terrestres, et contribue à la préservation de la biodiversité, à la maîtrise de pollution, à l’atténuation du changement climatique, ainsi qu’à la santé humaine pour les raisons exposées ci‑dessus. Afin de relever les défis environnementaux et de santé publique posés par les différentes formes d’azote, l’OCDE (2019[414]), en collaboration avec l’Équipe spéciale de l’azote réactif (TFRN) de la Commission économique des Nations Unies pour l’Europe (CEE-ONU), propose un cadre d’action en trois volets : (i) analyser les chemins suivis par l’azote afin de mieux gérer les risques environnementaux ; (ii) prendre en compte les émissions de N2O dans les politiques de lutte contre le changement climatique ; et (iii) surveiller et gérer l’azote résiduel en mesurant l’effet des mesures précédentes sur le bilan azote national (Encadré d’annexe 6.D.1).
L’approche en trois volets pour agir face à la pollution azotée se décompose comme suit :
1. Analyser les chemins suivis par l’azote afin de mieux gérer les risques environnementaux
Premièrement, il faut gérer les risques de pollution à l’échelle locale, en approfondissant l’étude des chemins que suit l’azote entre ses sources et ses impacts (« démarche visant les risques ciblée géographiquement »), par exemple en se penchant sur la résilience des écosystèmes face à une augmentation de la charge en azote.
La démarche visant les risques ciblés géographiquement souligne l’importance de l’analyse voies de transfert‑impact (AVTI)1 le cas échéant, et propose les étapes suivantes :
Recenser les sources d’azote contribuant à l’impact ciblé à l’échelle locale et circonscrire les diverses zones émettrices d’azote qui convergent vers la zone à risque.
Calculer le coût marginal de réduction des émissions d’azote sous ses diverses formes, ce qui implique d’estimer le potentiel d’amorçage ou d’intensification des réductions dans chaque zone d’émission.
Comparer le rapport coût-efficacité des réductions d’émissions de l’ensemble des sources de risque dans les diverses zones d’émission pour garantir la cohérence des interventions.
Estimer les avantages secondaires marginaux d’une réduction des émissions d’azote dans les différentes zones d’émission (autrement dit les dommages évités tout au long des voies de transfert de l’azote vers la zone à risque).
La troisième étape de l’AVTI n’est pas encore répandue dans les processus de mise en œuvre des politiques relatives à l’azote. Par exemple, les autres sources d’émission d’azote que l’agriculture – industrie, eaux usées, sources atmosphériques et échanges nets d’azote avec les eaux marines – n’ont pas été prises en compte dans l’évaluation du rapport coût-efficacité des mesures de gestion du risque d’eutrophisation au Danemark.
2. Prendre en compte les émissions de N2O dans les politiques de lutte contre le changement climatique
Deuxièmement, il faut prendre en compte la hausse observée de la concentration de N2O dans l’atmosphère à l’échelle mondiale, laquelle a des incidences sur le changement climatique et sur la formation d’ozone stratosphérique (« démarche visant les risques à l’échelle mondiale »).
Des contraintes de faisabilité peuvent limiter l’efficacité de l’AVTI et soulignent la nécessité d’adopter une démarche intégrée. Les voies de transfert de l’azote ne suivent pas les frontières administratives et peuvent dépasser les frontières nationales. L’AVTI peut être un outil de première importance pour faciliter l’adoption de nouvelles dispositions internationales de gestion de la pollution transfrontière liée à l’azote.
L’AVTI ne peut être utilisée dans le cas du N2O étant donné que la zone de risque (qu’il s’agisse du risque d’effet de serre ou du risque d’appauvrissement de la couche d’ozone) est planétaire. Quand bien même ce serait possible, il ne serait d’aucune utilité à une analyse coût-efficacité (ou une analyse coûts-avantages) de déterminer les zones d’émission. Plus le nombre de sources à comparer est élevé, plus on a de chances de trouver celle dont une réduction des émissions aura le meilleur rapport coût-efficacité. En d’autres termes, l’idéal serait de recenser le plus grand nombre de sources de N2O possible sur l’ensemble du territoire de façon à les surveiller et à comparer les coûts de réduction de leurs émissions ainsi que, si faire se peut, les éventuels avantages secondaires. Il faut pour cela impérativement raisonner à l’échelle mondiale.
3. Surveiller et gérer l’azote résiduel en mesurant l’effet des mesures précédentes sur le bilan azote national
Troisièmement, il faut éviter que des quantités « excessives » d’azote ne pénètrent dans l’environnement en élaborant des stratégies qui visent les différentes sources (en s’appuyant sur les moyens les plus efficaces eu égard à leur coût), de manière à les réduire (« démarche de précaution »). La gestion fondée sur le principe de précaution permet de gérer les incertitudes entourant la cascade de l’azote lorsque les données scientifiques ne permettent pas de réaliser une AVTI.
Les principales réponses des pouvoirs publics sont résumées dans le Tableau d’annexe 6.D.1.
Source : OCDE (2019[414]).
1. L’analyse voies de transfert‑impact (AVTI) consiste à évaluer les voies de transfert qui génèrent un impact (y compris par modélisation) afin d’estimer les avantages que l’on peut attendre de l’éventuelle modification des émissions (OCDE, 2019[414]).
2. On peut supposer que les écosystèmes réagissent différemment aux modifications de la charge azotée, selon le type d’écosystème et les conditions locales (OCDE, 2019[414]).
Impacts de l’extraction du phosphore sur la triple crise planétaire
S’agissant de la pollution engendrée par les activités d’extraction du phosphore, en mines à ciel ouvert comme souterraines, l’exploitation minière peut entraîner le transfert de métaux toxiques et d’éléments radioactifs dans l’environnement et contribuer à la pollution atmosphérique. La perturbation des sols provoquée par les activités d’extraction de phosphates augmente les concentrations et les charges en éléments radioactifs tels que l’uranium ou le thorium, ainsi que les quantités de nombreux métaux dissous et toxiques dans l’environnement tels que l’arsenic, le chrome, le plomb, le mercure, le nickel, le vanadium et le cadmium (Reta et al., 2018[415]). Le procédé d’enrichissement (qui consiste à séparer les minéraux phosphatés des autres minéraux en éliminant une grande partie de l’argile, du sable et d’autres impuretés) augmente la quantité de ces éléments dangereux qui se retrouve dans le sol, l’eau, l’air et la chaîne alimentaire humaine. Les principales émissions atmosphériques provenant de l’extraction du phosphore se présentent sous la forme de fines poussières de roche produites par les opérations de séchage et de broyage du phosphate naturel (Reta et al., 2018[415]). Les émissions de fluor et de gaz radon constituent des défis supplémentaires s’agissant de la qualité de l’air.
Les activités d’extraction du phosphore, dans des mines à ciel ouvert ou souterraines, ont des impacts sur la biodiversité : les mines occupent de vastes zones d’habitats, l’exploitation minière à ciel ouvert couvrant des superficies particulièrement étendues et provoquant souvent le déplacement de la faune et de la flore (Reta et al., 2018[415]). L’exploitation minière à ciel ouvert consiste à excaver le stérile pour mettre à nu les surfaces rocheuses, provoquant à la fois la destruction de la végétation existante et l’utilisation de grandes surfaces terrestres pour le dépôt des résidus miniers (Yang et al., 2014[416]). Les bassins de décantation et autres zones de dépôt des déchets provoquent des modifications supplémentaires des habitats et peuvent altérer la qualité de l’eau environnante, affectant de ce fait aussi les écosystèmes aquatiques. En cas de rupture d’un barrage, les résidus miniers déversés dans l’environnement peuvent provoquer des dommages écologiques importants, en particulier dans les milieux aquatiques (Islam et Murakami, 2021[417]).
L’extraction du phosphore, qu’elle se fasse à ciel ouvert ou en mine souterraine, peut également nuire aux puits de carbone locaux et contribuer au changement climatique en raison de l’énergie nécessaire aux activités minières. Il est souvent nécessaire de défricher la végétation lors de la création de nouveaux sites miniers, ce qui perturbe les puits de carbone locaux. Ce défrichement peut entraîner la libération de carbone stocké dans les sols et réduire la capacité de séquestration du carbone. L’extraction, le concassage et le transport des roches nécessitent une certaine quantité d’énergie, ce qui contribue aux émissions de GES. Bien que l’extraction ne contribue qu’à une part relativement restreinte des émissions totales de la chaîne d’approvisionnement du phosphore, qui va de l’extraction du phosphate naturel à l’utilisation du phosphore dans la production agricole, Gong et al. (2022[418]) ayant estimé la part de l’extraction du phosphore à 8 %, celle de la production d’engrais phosphatés pour la production végétale à 43 % et celle de la production végétale à 48 % en Chine, son impact reste substantiel en valeur absolue compte tenu des émissions conséquentes générées par la production végétale décrites au chapitre 2.
À l’heure actuelle, bien que la majorité des ressources en phosphate naturel se présente sous forme de roches phosphatées marines sédimentaires, que l’on trouve notamment en Afrique du Nord, en Chine, au Moyen-Orient et aux États-Unis (Smit et al., 2009[419]), l’exploitation minière des fonds marins n’est pas pratiquée. Cependant, plusieurs entreprises ont demandé des autorisations afin d’exploiter des réserves de phosphates marins dans des pays comme la Namibie, la Nouvelle-Zélande, le Mexique et l’Afrique du Sud. En 2016, la Namibie avait donné son feu vert à l’exploitation minière des fonds marins, mais cette autorisation a rapidement été suspendue en raison de préoccupations environnementales, notamment concernant les impacts potentiels sur les pêches qui remettaient en cause la validité du permis d’exploitation. Les impacts potentiels de l’exploitation minière des fonds marins sont examinés dans l’Encadré d’annexe 6.D.2.
L’exploitation minière des fonds marins a été proposée comme alternative à l’exploitation terrestre, mais les techniques traditionnelles d’extraction du phosphore dans les grands fonds marins (à l’aide de dragues aspiratrices), comme celles proposées dans le cadre du projet Namibian Marine Phosphate (NMP) (NMP, 2012[420]), pourraient avoir des effets graves et irréversibles sur les écosystèmes marins et les ressources halieutiques. En Afrique du Sud, certaines propositions d’exploitation minière empiétaient sur des aires marines protégées et sur des zones classées comme des écosystèmes en danger critique (Safeguard our Seabed Coalition, 2016[421]). Selon un rapport, l’extraction des phosphates dans les fonds marins pourrait notamment entraîner la destruction directe d’écosystèmes benthiques, tels que les coraux, et d’habitats de frai, de reproduction et d’alimentation de poissons, ainsi que l’ensevelissement et l’asphyxie d’organismes marins dans la zone d’exploitation et ses environs (Currie, 2013[422]). En supposant que les plans d’exploitation minière massive soient similaires à ceux du projet NMP en Namibie (NMP, 2012[420]), le navire de dragage opérerait dans une zone d’exploitation ciblée pendant plusieurs années et serait en mer la majeure partie du temps, créant une source quasi permanente de nuisances acoustiques. Étant donné que de gros volumes de sédiments dragués doivent être déposés à terre fréquemment (toutes les 37 heures dans l’exemple namibien), le trafic maritime entre le site minier et le port choisi s’intensifierait nettement, provoquant des nuisances continues pour les espèces sensibles au bruit tout au long de la route maritime empruntée pour ces transferts.
Le dragage pourrait entraîner des effets sur l’environnement, par exemple du fait de la réduction de la pénétration de la lumière et des dommages causés aux habitats séquestrant du carbone. Les nuages de sédiments peuvent réduire la vitesse de photosynthèse des végétaux marins qui transforment le CO2 en carbone organique tout en libérant de l’oxygène, nuisant potentiellement à la fonction de puits de carbone de l’océan (Currie, 2013[422]). Si les habitats séquestrant le carbone se dégradent ou disparaissent, le carbone stocké peut être réémis sous forme de CO2 ou de CH4.
Pour ce qui est des effets potentiels en termes de pollution, l’exploitation minière en mer est particulièrement vulnérable aux conditions météorologiques, ce qui entraîne des risques accrus de déversements et de fuites de substances dans l’environnement (Reta et al., 2018[415]).
L’exploitation minière biologique, qui consiste à retirer le phosphore des masses d’eau, pourrait avantageusement remplacer l’exploitation minière traditionnelle des fonds marins en contribuant à réduire l’eutrophisation et donc la perte de biodiversité qui y est associée. Il serait possible de mettre à profit des bioprocédés pour l’extraction du phosphore en milieu marin, par exemple des micro‑organismes tels que les organismes accumulateurs de phosphate (OAP), pour retirer et récupérer le phosphore dans les écosystèmes marins (Cakmak et al., 2022[423]). Cependant, ces procédés étant encore au stade expérimental, il est difficile de prévoir les autres impacts sur l’environnement.
Impacts des applications agricoles du phosphore sur la triple crise planétaire
La fertilisation phosphorée est souvent pratiquée même lorsque les sols présentent des teneurs élevées en phosphore, car seule une petite fraction du phosphore – estimée à moins d’un pour cent par certains auteurs – est assimilable par les plantes cultivées (Bünemann, 2015[424]). Les agriculteurs procèdent à la fertilisation phosphorée afin d’éviter un déficit d’absorption du phosphore qui limiterait la croissance des plantes et réduirait donc les récoltes. La fertilisation phosphorée produit des effets variés.
La pollution phosphorée dans les sols qui provient des épandages agricoles d’engrais phosphatés peut perturber la biodiversité, même si les effets globaux de ces épandages dépendent des espèces et des endroits, notamment des limites sous-jacentes des écosystèmes en lien avec le phosphore, ainsi que de la période examinée. Almeida et al. (2019[425]) constatent que l’épandage de superphosphate, un engrais chimique phosphaté, a entraîné une diminution de la biomasse fongique lorsqu’elle était combinée à un apport d’azote. Cependant, Korevaar et Geerts (2015[426]) ont montré que la richesse spécifique diminuait au début, mais amorçait un rétablissement après environ 25 ans de fertilisation. Des projets de recherche menés dans les prairies australiennes ont révélé que les apports de superphosphate nuisaient aux populations d’invertébrés, certains groupes affichant un déclin marqué (Oliver et al., 2005[427]).
Les apports de phosphore sous forme de fumier ont également été associés à une diversité et une activité microbiennes élevées (White et Reddy, 2000[428] ; Li et al., 2021[429]). Étant donné que le fumier contient à la fois du phosphore et de l’azote, il est difficile de distinguer les effets dus uniquement au phosphore. Une méta-analyse mondiale réalisée par Nessel et al. (2021[430]) synthétisant les données de 1 679 cas issus de 207 études révèle que les apports d’azote et de phosphore ont entraîné une diminution de l’abondance des invertébrés dans les écosystèmes terrestres et aquatiques, bien que la méta-analyse regroupe la fertilisation organique (fumier) et la fertilisation chimique. L’étude souligne également que les enrichissements combinés en azote et en phosphore avaient des impacts négatifs plus marqués, en particulier dans les régions tropicales (Nessel et al., 2021[430]).
Les travaux sur les effets des apports directs de phosphate naturel sur la biodiversité sont encore peu nombreux. À titre de composé naturel, le phosphate naturel finement broyé peut être utilisé en agriculture biologique pour remplacer les engrais chimiques solubles, bien que la majorité soit traitée pour améliorer la solubilité du phosphore. Les agriculteurs utilisent souvent le phosphate naturel en association avec un inoculum bactérien solubilisateur de phosphate, qui améliore l’assimilation du phosphore par les plantes et peut affecter les communautés bactériennes et fongiques indigènes. Trabelsi et al. (2017[431]) émettent l’hypothèse que la fertilisation avec du phosphate naturel pourrait favoriser des bactéries à croissance rapide telles que les Bacteroidetes et les Gammaproteobacteria lorsque les teneurs en phosphore sont élevées.
Dans le cas de la pollution des eaux par le phosphore, principalement sous l’effet du ruissellement agricole, des rejets d’eaux usées et des effluents industriels (Jwaideh, Sutanudjaja et Dalin, 2022[432]), le phosphore est le principal nutriment responsable de l’eutrophisation de l’eau douce, ainsi que le premier facteur limitant de la croissance des algues dans la plupart des zones d’eau douce (Zhou et al., 2024[433]). Lorsque le phosphore pénètre en excès dans les milieux d’eau douce, il stimule rapidement la prolifération d’algues et l’eutrophisation, entraînant globalement une perte d’espèces de poissons d’eau douce plus de deux fois supérieure à celle provoquée par la pollution azotée (Zhou et al., 2024[433]). Les proliférations d’algues causées par le phosphore nuisent également à la biodiversité en réduisant la diversité du plancton, par exemple (Amorim et Moura, 2021[434]). Les transferts de phosphore des terres vers les plans d’eau douce ont doublé au cours du dernier siècle et continuent d’augmenter (Our Phosphorus Future Network, 2022[290]).
La pollution phosphorée a également des effets significatifs sur le changement climatique, notamment par l’intermédiaire de l’eutrophisation mentionnée plus haut. L’eutrophisation entraînée par le phosphore et la décomposition des algues mortes dans ces environnements appauvris en oxygène favorisent la production de CH₄, un GES. Les systèmes eutrophes émettent généralement plus de CH4 que les systèmes oligotrophes, en raison de l’accumulation de matières organiques sur les sédiments (Nijman et al., 2022[435]). Les sédiments accumulés continuent également d’émettre du CH4 même une fois que les apports externes en nutriments ont été maîtrisés. Des modèles empiriques montrent qu’une augmentation de l’eutrophisation due en partie à la hausse des concentrations en phosphore pourrait faire grimper les émissions de CH4 à l’échelle mondiale jusqu’à l’équivalent de 33 % des émissions annuelles de CO2 résultant de la combustion de combustibles fossiles (Beaulieu, DelSontro et Downing, 2019[436]). Le phosphore influence aussi le cycle du carbone dans les sédiments des mangroves, ce qui entraîne une modification des émissions de GES du sol et des stocks de carbone des écosystèmes de mangrove (Qiu et al., 2024[437]). De même, dans les tourbières, Schillereff et al. (2021[438]) avancent l’idée qu’un niveau élevé de dépôts et d’accumulation de phosphore à long terme est fortement corrélé à l’augmentation de la décomposition des matières organiques et à la diminution de la séquestration du carbone. La persistance de la pollution phosphorée compromet ainsi la fonction de puits de carbone des tourbières à l’avenir.
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← 1. Prévention et lutte contre la pollution, pour être exact ; la formule concise employée tout au long du chapitre couvre bien la prévention également.
← 2. Le choix a été fait de façon concertée avec les pouvoirs publics et des experts du domaine, mais il reste nécessairement en partie dicté par les circonstances. D’autres examens approfondis de questions transversales telles que l’eau et les produits chimiques n’entrent pas dans le cadre du présent rapport, mais sont néanmoins pris en considération dans l’analyse qui est développée dans les autres chapitres.
← 3. Soit l’équivalent de 3.7 Gt de CO2.
← 4. Il en est de même des combustibles fossiles, dont les échanges internationaux atteignent également un volume considérable.
← 5. Voir le chapitre 3 de (OCDE, 2024[2]) pour un examen global et synthétique des impacts exercés sur la biodiversité par l’énergie solaire, l’énergie éolienne et les lignes électriques.
← 6. L’Australie mène par ailleurs actuellement de nouvelles recherches sur les impacts potentiels sur certaines espèces particulières, ainsi que sur les mesures d’atténuation permettant d’assurer une réglementation efficace et efficiente des parcs éoliens marins et terrestres.
← 7. Cela contraste avec les délais actuellement nécessaires. Par exemple, dans certains États membres de l’UE, jusqu’à neuf ans peuvent être nécessaires pour obtenir les permis environnementaux requis pour les grands projets d’énergies renouvelables (Commission européenne, 2022[443]).
← 8. En fonction de l’ampleur des impacts qui doivent être pris en considération, il peut de même être difficile de tenir compte de l’intégralité des effets sur l’environnement exercés en amont dans le cadre d’une EIE portant spécifiquement sur un projet ; l’évaluation des effets indirects, tels que ceux de la consommation d’énergie dans les processus de production en amont, peut en particulier être une tâche complexe.
← 9. Les étendues non exploitées correspondent aux types d’occupation des sols aptes à l’exploitation, mais non activement utilisés pour l’agriculture ou la sylviculture, ou pour les établissements humains.
← 10. Ces 31 parcs comprennent au total 5.6 millions d’hectares de forêts.
← 11. Article 6, alinéas 3 et 4, de la directive 92/43/CEE du Conseil.
← 12. Voir la définition à l’Annex 6.B.
← 13. Adopté par la décision 15/5.
← 14. Bolivie, Brésil, Colombie, Équateur, Guyana, Pérou, Suriname et Venezuela.
← 15. Les aérosols sont des particules solides ou des gouttelettes liquides dispersées dans un gaz (dans l’air, par exemple).
← 16. Par bois mort, il faut entendre les matières ligneuses mortes présentes dans les forêts, dont la masse peut augmenter sous l’effet de facteurs tels que les tempêtes ou les proliférations de scolytes (Milad et al., 2011[440]).
← 17. Des interactions avec les politiques de gestion des aires protégées peuvent également être observées, comme indiqué à la section 6.3.
← 18. La répartition des sources est une pratique consistant à obtenir des informations sur les sources de pollution et à déterminer l’importance de leur contribution aux niveaux de pollution de l’air ambiant.
← 19. Un bassin atmosphérique est une zone géographique qui partage un flux d’air commun du fait de la topographie ou des conditions météorologiques et qui peut s’étendre par-delà les frontières (Banque mondiale, 2025[224]).
← 20. Ces solutions exigent des mesures d’incitation économique afin que le poids des coûts de réduction soit partagé par tous ceux qui bénéficient de la baisse des émissions. Ce partage peut être assuré à travers la création de fonds régionaux, voire par la mise en place d’un système de droits d’émission négociables.
← 21. L’application de ces taxes s’accompagne d’une réduction de l’impôt sur le revenu des personnes physiques et des taxes sur l’emploi, mais aussi d’une harmonisation de la TVA à un taux normal de 22 % et de l’instauration d’un taux réduit harmonisé de 12 % pour certains biens et services. Par ailleurs, le soutien des revenus est relevé pour les deux quintiles les plus bas, de même que le montant des droits d’accise sur les produits du tabac. Ces réformes devraient être introduites progressivement au cours de la période 2021-2025.
← 22. L’application de ces taxes s’accompagne d’une réduction de l’impôt sur le revenu des personnes physiques et des taxes sur l’emploi, mais aussi d’une harmonisation de la TVA à un taux normal de 22 % et de l’instauration d’un taux réduit harmonisé de 12 % pour certains biens et services. Par ailleurs, le soutien des revenus est relevé pour les deux quintiles les plus bas, de même que le montant des droits d’accise sur les produits du tabac. Ces réformes devraient être introduites progressivement au cours de la période 2021-2025.
← 23. En Amérique latine et en Afrique, en particulier, une grande part des apports totaux en nutriments provient également du fumier épandu sur les sols (OCDE, 2021[300]).
← 24. Comme le souligne le chapitre 2, le bilan correspond à la différence entre les apports en nutriments (par exemple, fumier ou engrais de synthèse) et la quantité de nutriments absorbée par les plantes.
← 25. Par exemple, le maïs a des besoins importants en azote durant sa phase de croissance tandis que les cultures de légumineuses telles que le soja peuvent fixer naturellement l’azote de l’atmosphère, ce qui les rend moins tributaires des apports externes (Adenäuer, Laget et Cluff, 2024[299]). En revanche, les cultures de légumineuses ont besoin de davantage de phosphore que des plantes comme les céréales pour fixer l’azote de manière optimale (Mitran et al., 2018[439]).
← 26. Le phosphate naturel comprend i) les roches contenant des minéraux phosphatés (principalement de l’apatite) pouvant être utilisées directement comme engrais et ii) un concentré enrichi du minéral phosphaté (Smit et al., 2009[419]). Dans le premier cas, la roche phosphatée est finement broyée et épandue directement comme engrais. Dans le deuxième cas, l’enrichissement de la roche élimine une grande partie de l’argile, du sable et des autres impuretés, faisant augmenter la concentration en phosphore en séparant les minéraux phosphatés des autres minéraux (Smit et al., 2009[419] ; FAO, 2004[444]).
← 27. Toutefois, il reste à déterminer l’empreinte carbone des pales fabriquées avec ce nouveau matériau sur l’ensemble de leur cycle de vie (Volard, 2023[441]).
← 28. Conformément aux orientations techniques destinées à garantir le respect du principe consistant « à ne pas causer de préjudice important » au titre du règlement de la Commission européenne établissant une facilité pour la reprise et la résilience (2021/C 58/01) (OFB, 2023[104]).
← 29. Selon l’ISO, il existe trois grands types de dispositifs d’éco-étiquetage et d’information environnementale : (i) type I - écolabels : multicritères et vérifiés par une tierce partie (ISO 14024), (ii) type II – autodéclarations environnementales (ISO 14021), et (iii) type 3 - déclarations environnementales (ISO 14025) (ISO, 2019[442]).
← 30. La Commission européenne attend des États membres qu’ils appliquent des sanctions « effectives, proportionnées et dissuasives » (Directive UE 2016/2284).
← 31. En outre, quelques études ont porté sur les effets des taxes n’ayant pas encore été mises en œuvre.
← 32. Service en ligne disponible à cette adresse : https://noxdeklaration.naturvardsverket.se/.