Grandeurs d’entrée et grandeurs de sortie de l’indicateur

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Types de variable de la pollution de l’air intégrées dans les indicateurs de « recherche »

Les indicateurs de recherche établissent un état des lieux ou une prévision des concentrations de polluants atmosphériques (indicateur de teneur en ozone troposphérique utilisé par beaucoup de réseaux de surveillance de la qualité de l’air dans le monde [Garcia & coll., 2001]), des émissions (indicateur d’émissions de CO2/km utilisé par les constructeurs automobiles), ou des impacts environnementaux induits par la dégradation de la qualité de l’air (indicateur de coût économique des impacts sanitaires de la pollution de l’air utilisé par l’Organisation Mondiale de la Santé [Seethaler, 1999b]).
Dans le cas des indicateurs d’impacts, certains comme l’indicateur de coût économique des impacts sanitaires de la pollution de l’air de l’OMS sont focalisés sur la seule description de l’impact, sans se préoccuper de la cause [Seethaler, 1999b]. D’autres visent à mettre en évidence une relation entre différentes variables d’entrée et de sortie. L’indicateur du « réchauffement global potentiel » établit par exemple une relation entre des émissions de gaz à effet de serre et un impact (le réchauffement global potentiel) [Giec, 2001]. L’indicateur de toxicité au CO relie quant à lui une teneur en CO dans l’air respiré, et un impact physiologique mesuré par le taux de carboxy-hémoglobine2 dans le sang [Chovin & coll., 1973].
Dans le cas des indicateurs d’impact basés sur les émissions, la relation entre l’émission d’un gaz et l’impact environnemental induit par cette émission correspond au produit de l’émission du gaz par le potentiel d’impact du gaz, souvent appelé facteur d’impact, et utilisé le plus souvent comme coefficient d’équivalence entre la contribution des différents gaz contribuant au même impact, comme nous l’avons déjà pour l’indicateur « réchauffement global potentiel » et l’indicateur « pollution globale ». Cependant, il n’est pas fait de différence particulière en ce qui concerne le potentiel d’impact de chaque gaz, dans le cas de l’indicateur de « pollution globale ». La contribution de l’émission d’un gaz à la pollution globale dépend de la quantité de gaz émise. Il n’est pas fait non plus de différence en ce qui concerne la gravité des impacts. Celle-ci résulte tout simplement de l’ampleur des impacts. De ce fait, l’agrégation de l’émission des différents polluants selon une arborescence établie en fonction des différents impacts auxquels contribuent les polluants ne présente pas un réel intérêt dans ce cas précis, car la relation entre les émissions et les impacts, puis la mise en perspective des différents impacts au sein de la pollution globale ne dispose d’aucune validité scientifique : le même résultat aurait pu être obtenu en effectuant une moyenne arithmétique directement sur l’ensemble des huit polluants pris simultanément. Cet indicateur présente néanmoins deux intérêts sur le plan conceptuel. D’une part le résultat de l’indicateur est un résultat global facile à comprendre et signifiant. D’autre part, le résultat de l’indicateur s’appuie sur le résultat de sous-indicateurs permettant de mettre en évidence la contribution d’un polluant à un impact, et l’importance de cet impact au sein du résultat global, ce qui nous apparaît très intéressant dans l’élaboration d’un indicateur de pollution de l’air.
Notre indicateur devra proposer une évaluation la plus représentative possible des impacts environnementaux des polluants atmosphériques émis par les objets de transport étudiés, en précisant la relation qui existe entre les émissions de polluants atmosphériques, et l’ampleur de l’impact obtenu.

Complexité des indicateurs de « recherche »

Les indicateurs de pollution atmosphérique orientés « recherche » sont plus ou moins complexes. L’indicateur de « réchauffement global potentiel » ou l’indicateur de « pollution globale » sont assez simples du point de vue de la formule de calcul. Cette simplicité ne signifie pas cependant qu’ils sont simplistes. L’élaboration de l’indicateur « réchauffement global potentiel » a nécessité par exemple la contribution de plusieurs centaines de spécialistes internationaux de l’effet serre, et ce durant plusieurs années. L’apparente simplicité de l’indicateur masque donc l’effort des concepteurs à expliciter le plus simplement possible une réalité observée d’une part, et d’autre part un certain hasard lié au fait que le phénomène de l’effet de serre lui-même peut être représenté par une relation linéaire, compréhensible par tous.
Certains indicateurs sont en revanche bien plus complexes. L’indicateur de « pollution atmosphérique intégrale » propose par exemple une évaluation globale de la pollution de l’air à partir de la somme du rapport, élevé à une certaine puissance, de la concentration mesurée de chaque polluant divisée par une concentration de référence (4) [Bezuglaya & coll., 1993]. Aucune justification théorique ne semble proposée pour donner une validité scientifique à cet indicateur, tant sur la formule que sur la définition des normes et des classes de danger. La formule de calcul doit probablement avoir été déterminée à partir de régression de résultats expérimentaux. Cp Dp ∑ Cp (4) Ig = réf
Cp : concentration en polluant p.
Cpréf : une valeur de référence en l’occurrence la norme de danger (fixée arbitrairement).
Dp : classe de danger (fixée arbitrairement).
L’indicateur « Green’s index » s’attache à l’intégration de la concentration de SO2 et de particules. L’intégration ne dispose pas non plus de justification théorique. Elle semble résulter d’une analyse de régression de puissance, conduisant à une formule peu conventionnelle de l’indicateur (5) [Green & coll., 1996].
GOGER Thierry, Thèse de doctorat 12
I = 84 × (CSO2 )0,41 + 26,6 × COH0,56 (5)
CSO2 : concentration en SO2.
COH : coefficient de Haze estimant la concentration en particules.
Notre indicateur devra s’efforcer de proposer une relation simple et claire entre l’émission des polluants et l’ampleur de l’impact, et justifier la relation retenue.

Objectifs opérationnels

Certains des indicateurs de « recherche » peuvent être utilisés dans un second temps pour des finalités opérationnelles. L’indicateur du « Réchauffement global potentiel » est par exemple très souvent utilisé dans les problématiques décisionnelles en matière de transport/pollution de l’air [Aee, 2001; 2002; Cost 350, 2006; Guinee & coll., 2002; Ocde, 1993; 1994]. Lorsqu’il n’existe pas d’indicateurs de « recherche », la communauté scientifique adapte parfois certains indicateurs ou en élabore de nouveaux de manière à répondre à des objectifs d’aide à la décision ou d’aide à l’information. De ce point de vue, l’offre d’indicateur provient du travail réalisé par la communauté scientifique soit pour son propre compte, soit pour le compte des décideurs ou de la population.

Aide à la décision

Les indicateurs d’aide à la décision sont ceux utilisés par les décideurs. Ils sont assez simples et s’organisent souvent au sein d’un système de gestion de la pollution atmosphérique, dans lequel on trouve aussi les normes de qualité de l’air, les systèmes de surveillance de la qualité de l’air et de mesure des polluants (appareils, logiciels, systèmes de validation de données…), des outils de contrôle des émissions (inventaires des émissions, normes d’émissions, taxes sur les émissions, permis d’émissions, fiscalité, normes de qualité des combustibles…), des outils de communication, des outils de modélisation et de prévision des pollutions (outils statistiques ou numériques, associés aux données météorologiques), des procédures d’alerte pour les pointes d’émissions de pollution, des plans de la qualité de l’air et de protection de l’atmosphère, en marge desquels se situent les plans de transport ou de déplacement, ainsi que les plans d’aménagement du territoire. Les indicateurs opérationnels sont ainsi mis en lien avec des orientations politiques coordonnées, des facteurs déterminants du milieu, des données de terrain et des procédures d’estimation [Aee, 2001; 2002; Cost 350, 2006; Garcia & coll., 2001; Guinee & coll., 2002; Ocde, 1993; 1994].

Systèmes d’indicateurs

Présentation

La plupart des indicateurs s’organisent au sein de systèmes d’indicateurs, établis sur la relation de « cause à effet ». Parmi ces modèles, on peut souligner la large utilisation du cadre d’analyse « Pression-Etat-Réponse » (PSR en anglais), développé par l’Organisation de Coopération et de Développement Économique [Ocde, 1992; 1993]. Les trois autres systèmes d’indicateurs de l’environnement « Forces motrices-Etat-Réponse » (DSR en anglais) choisi par la Commission pour un développement durable des Nations-Unies, « Forces motrices-Pression-Etat-Impact-Réponse » (DPSIR en anglais) établi par l’agence européenne de l’environnement [Aee, 1999; 2000] et « Elément moteur-Pression-Etat-Exposition-Effet-Actions » (DPSEEA en anglais) proposé par l’OMS [Oms, 1999] constituent des pendants du modèle PER.
Le modèle PSR établit simplement que les activités humaines exercent des pressions (comme des émissions de polluants atmosphériques par les transports) sur l’environnement, pouvant induire des changements de l’état de l’environnement (par exemples changement de la qualité de l’air, modification des écosystèmes et des anthroposystèmes). La population générale réagit alors aux changements des pressions ou d’états par des programmes et des politiques environnementales et économiques destinées à prévenir, réduire ou corriger les pressions et/ou les dommages environnementaux. Ce cadre d’analyse offre un intérêt pour l’évaluation de la pollution de l’air car il organise les indicateurs de la pollution de l’air d’une façon logique. Il ne semble cependant pas toujours évident de pouvoir différencier des indicateurs de pression et d’état, car on rassemble dans les indicateurs d’état, aussi bien ceux ayant trait aux mesures de concentrations que ceux se rapportant aux effets des polluants atmosphériques. D’autre part, contrairement à ce que laisse penser le modèle, certaines pressions ne sont pas toujours négatives pour l’environnement, surtout si l’on étend le modèle plus spécifiquement aux exigences de description du développement durable et que l’on retienne, dans ce cas, les pressions économiques, sociales et institutionnelles, qui peuvent avoir des influences positives sur la réduction de la pollution atmosphérique (loi sur l’air, taxes, transport en commun…).
Dans le modèle DSR, le terme « pression » a été remplacé par celui de « force motrice » afin de cerner de façon plus efficace l’addition des indicateurs sociaux, économiques et institutionnels. En outre, l’utilisation du terme « force motrice » autorise que l’impact sur le développement durable soit tant positif que négatif, comme c’est souvent le cas pour les indicateurs sociaux, économiques et institutionnels. Le modèle DSR est en réalité une matrice qui incorpore horizontalement trois types d’indicateurs et verticalement les différentes dimensions du développement durable qui sont sociales, économiques, environnementales et institutionnelles. L’amélioration du modèle DSR par rapport au cadre d’analyse PSR, porte surtout sur la prise en compte des pressions positives et négatives sur l’état de l’environnement. Seulement, la définition de l’état de l’environnement au sens large ne permet pas de différencier l’état de la qualité de l’air des effets de la modification de la qualité de l’air sur l’homme, les écosystèmes et les anthroposystèmes.
Le modèle Force motrice – Pression – État – Impact – Réponse (DPSIR) fournit un cadre exhaustif pour l’analyse des problèmes environnementaux. Des forces motrices, comme l’industrie et le transport, produisent des pressions sur l’environnement, comme les émissions polluantes, qui dès lors dégradent l’état de l’environnement. Il s’ensuit des impacts sur la santé humaine et les écosystèmes, conduisant la population générale à répondre par diverses mesures politiques, comme des réglementations, des informations ou des taxes, pouvant s’adresser à n’importe quelle autre partie du système. En conformité avec les conclusions des sommets de Cardiff et de Vienne, la Commission européenne et l’Agence européenne pour l’environnement développent depuis 1998, un modèle adapté aux nuisances environnementales dues aux transports. Le but principal de TERM (Towards a transport and environment reporting mechanism) est, avec l’utilisation d’une trentaine d’indicateurs de nuisances et de sept questions clés, d’évaluer les systèmes actuels de transport des Etats membres et l’efficacité de leurs politiques de gestion et de surveillance de l’environnement. La plupart des méthodes de calcul des indicateurs pour les pollutions de l’air et les bilans d’énergie se rapportent à des modélisations issues de méthodologies européennes comme MEET3, AUTO-OIL, CORINAIR4. Chaque année, la méthodologie TERM est améliorée afin qu’elle puisse évaluer de mieux en mieux les effets des politiques de transport tout en couvrant les attentes de la population générale.
Le cadre d’analyse Force motrice – Pression – État – Exposition – Effet – Réponse (DPSEEA) a de grandes similarités avec le modèle DPSIR. Les forces les plus importantes sont la croissance de la population et le développement technologique et économique. Ces éléments moteurs donnent lieu à des pressions sur l’environnement, qui peuvent être exprimées par l’occupation ou l’exploitation humaine de l’environnement (agriculture, industrie, transport…). Il existe des pressions tout au long du cycle de vie du secteur ciblé. En réponse à ces pressions, l’état de l’environnement est modifié. Les changements peuvent être complexes et difficiles à évaluer. Ils sont exprimés en termes de risques naturels appliqués aussi bien à la disponibilité et à la qualité des ressources naturelles, qu’aux niveaux de pollution. Les changements ont aussi une composante géographique qu’il faut prendre en compte. Quand il existe des nuisances environnementales, il y a des populations exposées (exposition) et des risques sur la santé (effets). Face à ces problèmes, des réponses de la population générale civile et des organismes d’Etat s’évertuent à diminuer les émissions de polluants. Les indicateurs santé-environnement aboutissent à des valeurs guides, c’est-à-dire à des valeurs à partir desquelles les effets sur la santé sont observables ou suspectées. L’OMS peut ainsi effectuer des comparaisons internationales.

Critiques

Ü Absence de prise en compte des impacts en cascade
Les systèmes d’indicateurs existants constituent une bonne base pour la description de la pollution de l’air, car ils décrivent, d’une manière assez exhaustive et structurée, les éléments intégrés au sein de la notion de pollution de l’air (§ 2.1.5). Un point faible de ces cadres d’analyse réside dans la très grande simplicité de la description de la ou des chaînes d’impact, lorsqu’elle a lieu. Aucun système d’indicateurs ne permet d’évaluer l’ensemble des impacts intégrés dans des chaînes d’impact longues et complexes, comme les impacts indirects sur la santé humaine de la synthèse de carboxyhémoglobine et de la sous-oxygénation résultante, induites par l’exposition au monoxyde de carbone (CO), ou celui de l’effet de serre (figure 2).
Ü Effort de précision dans l’aide à la décision
On observe un affinement dans la précision de l’évaluation de la pollution de l’air offerte par les différents systèmes d’indicateurs successivement élaborés. Les indicateurs de « Pression » du système PER regroupent sans distinction les indicateurs de « Force motrice » et de « Pression » des systèmes DSR, DPSIR et DPSEA. Les indicateurs « d’Etat » du système PER regroupent pour leur part les indicateurs « d’Etat » et les indicateurs « d’Impact », au sein desquels on distingue en outre les indicateurs « d’Exposition » et les indicateurs « d’Effet ». Les indicateurs de « Réponse » sont utilisés quant à eux dans les quatre systèmes sans aucune précision supplémentaire (tableau 2).

Indicateurs de pertinence, d’efficacité

Structuration des attentes des utilisateurs de l’indicateur

L’élaboration des indicateurs d’aide à la décision nécessite de connaître clairement les attentes des utilisateurs de l’indicateur. Kenney et Rousval proposent une méthode d’analyse de la demande dans laquelle les utilisateurs sont amenés à définir, d’après leur système de préférence, les objectifs essentiels qu’ils désirent atteindre [Kenney, 1992; Rousval, 2005]. Ce sont des objectifs de fin qui reflètent le système de valeur du décideur [Kenney, 1992]. Ils se définissent par un contexte décisionnel, un objet, et une direction de préférence. Dans le domaine des transports qui nous intéresse, un objectif de fin peut par exemple être « la limitation de la contribution des transports au réchauffement global ». Le contexte décisionnel correspond ici à « la gestion du réchauffement global », l’objet s’attache aux transports, et l’orientation de préférence va dans le sens d’une diminution de la contribution des transports au réchauffement global.
Cet objectif de fin qualifié très souvent dans la théorie de l’aide à la décision de « finalité », peut être décomposé en sous-objectifs de fin appelés « objectifs » [O’jones, 1970]. Par exemple, « la limitation de la contribution des transports au réchauffement global » peut être déclinée à travers « la limitation de la contribution des transports aux émissions de gaz à effet de serre ». Cet objectif de fin est non décomposable, c’est-à-dire qu’il n’est pas possible de le décliner sous des objectifs de fin de plus bas niveau.
La finalité « limitation de la contribution des transports au réchauffement global » peut aussi elle-même être intégrée au sein d’un objectif de fin de plus haut niveau comme « la préservation de l’environnement ». La terminologie de finalité et d’objectif n’est donc pas une terminologie absolue. Elle donne juste une indication sur la hiérarchie relative des objectifs.
Le moyen d’atteindre l’objectif de fin de plus bas niveau correspond à un objectif de moyen [Kenney, 1992]. Par exemple, « la limitation de la contribution des transports aux émissions de gaz à effet de serre » peut passer par « favoriser des modes de déplacement dits doux (non émetteur de polluants atmosphériques comme le vélo) », ou bien encore par « favoriser des technologies peu ou non émettrices de gaz à effet de serre » (moteur électrique). Un objectif de fin peut donc passer par différents objectifs de moyen. Réciproquement, un objectif de moyen peut agir simultanément sur plusieurs objectifs de fin [Kenney, 1992] : favoriser des déplacements en vélo peut aussi contribuer à la limitation des impacts sonores en agglomération par exemple.
L’application concrète des moyens correspond au « résultat » dans la théorie de l’aide à la décision [O’jones, 1970]. Par exemple, « l’augmentation du nombre de pistes cyclables dans une ville » peut correspondre au résultat de « la favorisation des déplacements à vélo ».
Les conséquences de « l’augmentation du nombre de pistes cyclables dans une ville » sur « la limitation de la contribution des transports aux émissions de gaz à effet de serre » représente « l’effet » [O’jones, 1970].

Types d’aide à la décision

Les indicateurs d’aide à la décision peuvent s’inscrire dans différents types d’aide à la décision : la pertinence, la cohérence, la rentabilité, l’efficience, et l’efficacité [O’jones, 1970] (figure 3). La pertinence correspond à la vérification que l’objectif est bien une facette de la finalité. La cohérence regarde si les moyens permettent d’atteindre l’objectif. La rentabilité mesure l’adéquation entre le résultat et les moyens. L’efficience met en relief les effets par rapport aux moyens. L’efficacité révèle dans quelle mesure les objectifs sont atteints eu égard des résultats obtenus.

Domaines d’application de l’indicateur (infrastructure-trafic ; technologie)

Les indicateurs de pollution de l’air sont utilisés dans deux principaux domaines d’application :
– l’organisation et l’utilisation des infrastructures de transport : l’attention est portée sur la recherche d’une solution modale (ou multimodale) et/ou d’une solution comportementale, qui soient moins génératrices d’impacts environnementaux liés à la pollution de l’air (mais aussi aux autres pollutions non prises en compte dans le cadre de cette thèse : bruit, eau, espace…). L’objet de transport peut dans ce cas intégrer le trafic et/ou les infrastructures ;
– la recherche d’une solution technologique (utilisation d’énergie) qui soit la moins génératrice possible d’impacts environnementaux liés à la pollution de l’air.
Chacun de ces deux domaines d’application peut faire l’objet d’une politique, d’un plan, d’un programme, d’un projet, ou d’une action :
– Une politique de transport est une formulation assez générale des orientations à suivre et des objectifs à atteindre en termes de développement du système de transport considéré (sous-unité de champ) ;
– Un plan est une expression formelle permettant d’inscrire dans le territoire et dans le temps un ensemble de politiques ;
– Un programme est défini comme un calendrier de l’ensemble des mesures de transport visant à mettre en œuvre un plan ;
– Un projet correspond à une application concrète d’un ensemble de mesures de transport ;
– Une action peut être définie comme un choix porté à titre individuel vis-à-vis d’une tactique de transport (choix du ou des modes de transport, de l’itinéraire) ou d’une technologie.
Les politiques, les plans, les programmes ou les projets de transport sont orientés en principe vers l’intérêt général, c’est-à-dire l’intérêt de la population concernée par celle-ci ou celui-ci. L’intérêt général peut être défini comme le bilan entre les avantages donnés par la politique (le plan…) à la population en termes de mobilité et les coûts sur l’environnement induits par la modification de la mobilité. L’intérêt général optimal pourrait se définir à travers une mobilité maximale et des impacts environnementaux minimaux.
L’évaluation peut aussi être orientée du point de vue de l’intérêt individuel. Dans ce cas, l’évaluation s’attache à des actions. L’intérêt individuel fait l’objet d’une faible préoccupation à l’heure actuelle. Cette possibilité d’application ne doit pas être pour autant négligée, dans la mesure où même si le choix en termes de tactiques ou de technologies de transport semble demeurer encore majoritairement gouverné au niveau individuel par l’aspect économique et temporel, l’évaluation des impacts environnementaux constitue un facteur décisionnel de plus en plus important, compte tenu de la préoccupation croissante de la population pour l’environnement.
L’indicateur développé dans cette thèse doit constituer un outil invariant permettant de donner une valeur aux deux domaines d’application (trafic & infrastructure / technologie), et ce quel que soit l’attribut retenu : une politique, un plan, un programme, un projet ou une action. On vise néanmoins prioritairement l’évaluation d’une politique, d’un plan, d’un programme, ou d’une action.

Portée stratégique ou tactique de l’indicateur

Les indicateurs de pollution de l’air sont élaborés pour être utilisés soit dans le cadre d’une évaluation stratégique, soit au niveau d’une évaluation tactique.

Portée stratégique

Au niveau stratégique, on cherche à favoriser un débat enrichissant sur l’opportunité d’un projet ou d’une action, dans le but de parvenir à des projets acceptables pour l’environnement et compatibles avec un développement durable, ou des actions optimales du point de vue de l’intérêt strictement individuel [European Commission, 1997; 1999].
L’évaluation stratégique s’applique ainsi aux politiques, aux plans et aux programmes de transport (on les appelle PPP), qui se situent en amont des projets, ainsi qu’aux actions individuelles. En France, la politique nationale d’aménagement et de développement durable du territoire français repose sur deux choix stratégiques dominants [Michel & coll., 2001] :
– Le renforcement des pôles de développement à vocation européenne et internationale ;
– Le développement local organisé sur la complémentarité et la solidarité des territoires ruraux et urbains, l’organisation d’agglomérations et le soutien des territoires en difficultés.
Dans le domaine des transports, ces choix stratégiques sont mis en œuvre à l’échelle nationale à travers les schémas multimodaux de services collectifs de transport de voyageurs et de transport de marchandises, et à l’échelle des grandes aires urbaines, à travers des plans de déplacements urbains.
Les schémas multimodaux de transport planifient les transports intérieurs en satisfaisant les besoins des usagers dans les conditions économiques, sociales et environnementales les plus avantageuses pour la collectivité. Ils favorisent la complémentarité des transports, notamment dans le choix des infrastructures, l’aménagement des lieux d’échanges et de transformation et par le développement rationnel des transports combinés.
Les plans de déplacements urbains sont formalisés par la loi d’orientation sur les transports intérieurs. Ils ont pour objectif de définir la politique globale de transport et de gestion de la voirie et du stationnement à court et moyen terme (dix ans). Ils sont élaborés à l’initiative de l’autorité territoriale compétente pour l’organisation des transports urbains, assistée des services de l’Etat. Ils définissent les principes de l’organisation des transports de personnes et de marchandises, de la circulation et du stationnement. Ils visent à assurer un équilibre durable entre les besoins en matière de mobilité et de facilité d’accès d’une part, et la protection de l’environnement et de la santé d’autre part, en favorisant les modes les moins polluants et les moins consommateurs d’énergie.
L’évaluation stratégique se situe en amont de la conception de la politique et des décisions de planification qui en découlent. Elle permet de favoriser en outre la transparence et la concertation préalable sur les finalités, à un moment où il est encore possible de peser sur le choix et les enjeux fondamentaux.
Dans une évaluation stratégique, on cherche à identifier la localisation spatiale et temporelle des émissions, puis des impacts environnementaux. De cette manière, la décision peut davantage intégrer la notion d’équité spatiale et temporelle inclue dans le concept de développement durable. Dans le cas de l’évaluation environnementale stratégique (SEA en anglais pour strategic environmental assessment) d’un corridor de transport, les impacts environnementaux locaux c’est-à-dire ceux qui affectent l’environnement proche du corridor sont naturellement envisagés, ainsi que tous les impacts environnementaux délocalisés, à savoir ceux induits par la fabrication du goudron, ceux des carrières pour la production de gravats, ceux induits par la production d’énergie…
Les paramètres de l’environnement à analyser sont cependant trop nombreux pour qu’une approche exhaustive de l’état initial de l’environnement, des émissions, et des impacts soit réalisable dans le cadre d’une évaluation stratégique. En pratique, l’évaluation stratégique se traduit alors par une évaluation assez globale, simplifiée et synthétique des atteintes potentielles (par opposition à atteintes réelles) sur l’environnement, induites par les émissions de polluants atmosphériques [European Commission, 2001].
L’expérience acquise au sein du projet européen COST 350 témoigne néanmoins de la diversité des attentes en termes de précision de l’évaluation des impacts environnementaux au niveau stratégique, et donc de la définition du caractère global de l’évaluation.
Deux approches se distinguent :
– Une approche axée sur les données de transport (§ 1.1.4.1.2) ;
– Une approche inspirée des études d’impacts (EIA en anglais, pour Environmental Impact Assessment) (§ 1.1.4.1.3).
Afin d’obtenir un consensus entre les différents partenaires de COST 350, on a proposé une approche mêlant les deux approches précédentes (§ 1.1.4.1.4).

Présentation de l’action COST 350

COST est une action de Co-Opération en matière de recherche Scientifique et Technique financée par des fonds européens. Elle est structurée en un comité de pilotage et des groupes de travail (WG en anglais pour working groups).
L’action COST 350 « Integrated assessment of environmental impact of traffic and transport infrastructure » (Evaluation intégrée de l’impact environnemental du trafic et des infrastructures de transport) vise à proposer une méthode d’évaluation stratégique des impacts environnementaux du trafic et des infrastructures de transport. Une quarantaine de représentants de vingt pays européens, experts ou spécialistes dans différents domaines y apportent leur contribution.
L’action a débuté en 2002 et se termine en 2006. Durant les quatre années, ses membres se sont réunis une quinzaine de fois.
Le WG1 a assisté le comité de pilotage à définir les orientations de COST 350. Le WG 2 a effectué une analyse de quelques évaluations stratégiques environnementales de programmes de transport effectuées en Europe. Le WG3, auquel nous participons, a proposé des indicateurs d’impact environnemental. Le WG4 s’est intéressé aux paramètres des transports qui interagissent avec ces impacts. Le WG5 s’est focalisé sur l’agrégation des impacts. Finalement, le WG6 auquel nous contribuons également, a réalisé la synthèse des informations au sein d’un rapport final [Cost 350, 2006].
L’action COST 350 est relayée depuis janvier 2006 par l’action COST 356 « Towards the definition of a measurable environmentally sustainable transport » (Vers la définition de méthodes d’évaluation d’un transport durable du point de vue de l’environnement) qui relève d’une thématique assez proche. L’idée de cette action consiste à proposer un ensemble d’indicateurs agrégeant des impacts environnementaux des transports aussi diversifiés que le bruit et le réchauffement global potentiel. La différence entre les deux actions porte sur le fondement des indicateurs, établis davantage sur les recommandations des spécialistes de chaque catégorie d’impact dans COST 356, que sur les attentes des utilisateurs comme dans COST 350 [Cost 356, 2006].

Approche axée sur les données de transport

L’approche orientée « transport » est fondée sur la volonté de donner une idée claire mais peu précise des atteintes potentielles des transports sur l’environnement, à partir des seules données de transport [Cost 350, 2006] (Part C, chap 3). Les tenants de cette approche, constitués principalement des représentants des ministères, des bureaux d’études, des entreprises de construction d’infrastructures de transport, ainsi que des spécialistes de la planification des transports, considèrent qu’une simple idée de la situation suffit, et qu’il est de toute manière impossible d’apporter une information plus précise, faute de moyens adaptés (modèles, données, moyens financiers et humains…). Il s’agit d’une approche très opérationnelle de l’évaluation environnementale stratégique.
L’approche repose sur le postulat explicite de l’existence d’un lien direct de cause à effet entre le flux de transport et l’environnement, et sur une extension implicite de ce postulat à la présomption d’une relation cause-effet linéaire, ce qui est critiquable (§ 1.1.4.1.3).
Les indicateurs (considérés comme des outils) proposés pour évaluer les impacts environnementaux correspondent en réalité à des indicateurs de force motrice (driving force en anglais) ou de pression et non à des indicateurs d’impacts à proprement parler (§ 2.1.5).
On observe ainsi des indicateurs comme le nombre de kilomètres d’extension du réseau de lignes de transport public, ou encore le pourcentage de surface dédiée au transport public par rapport à la surface réservée aux autoroutes.
Cette approche envisage ainsi la globalité à travers l’agrégation pré-impacts, c’est-à-dire qu’au lieu d’agréger les impacts après les avoir définis et évalués, on agrège les causes, et on suppose que ces causes induisent de manière directe l’ensemble des impacts environnementaux.
Cette approche a le mérite d’être simple, transparente et facile à appréhender. Son efficacité en fait une méthode très opérationnelle d’où l’intérêt manifesté par les utilisateurs de méthodes d’évaluation stratégique des impacts environnementaux des transports.

Approche inspirée des études d’impacts

A l’opposé, le groupe des experts et des spécialistes de l’environnement auquel nous appartenons, au sein de COST 350, prône une approche plus précise de l’évaluation des impacts environnementaux [Cost 350, 2006] (Part C, chap 4).
Il se fonde pour cela sur le refus du postulat accepté dans la première approche : la relation de cause à effet entre le transport (infrastructures, trafic…) et l’environnement n’est pas toujours directe et encore moins linéaire.
Si le postulat peut être considéré comme correct pour le réchauffement climatique (§ 2.2.1.2.1), il semble extrêmement critiquable pour d’autres types d’impact comme le trou de la couche d’ozone (§ 2.2.1.2.2) ou la pollution photochimique (§ 2.2.1.2.3), pour ne prendre que deux exemples appartenant à la pollution de l’air.
Il considère d’autre part qu’il est possible de calculer assez aisément plusieurs indicateurs d’impact, basés sur une relation entre une pression (une émission par exemple) et un impact. A ce titre, nous préconisons d’utiliser des facteurs agrégés d’émissions comme ceux établis à partir du rapport entre le bilan des émissions et le parc de véhicules [Hugrel & coll., 2006], dans le calcul des indicateurs de pollution de l’air, car ils permettent de proposer des évaluations simplifiées et globales des émissions de différents polluants atmosphériques.
Cette approche envisage ainsi la globalité à travers une agrégation post-impact, c’est-à-dire une fois les impacts définis et évalués. L’évaluation ne tombe pas de ce fait dans l’écueil d’un lien direct de cause à effet entre le trafic ou plus largement les forces motrices ou les pressions, et les impacts. Elle apporte aussi une précision probablement pertinente y compris dans le cadre d’une décision stratégique.
Deux limites sont néanmoins notables :
– Il est important que les impacts pris en compte puissent être perçus par des décideurs, pour être intégrés au sein du résultat global ;
– L’agrégation des impacts au sein d’un ou de quelques impacts globaux s’avère difficile, tant la nature des impacts est différente, et compte tenu aussi du fait que la procédure d’agrégation doit refléter de manière transparente les considérations scientifiques et le système de valeurs des décideurs.

Approche intermédiaire

Devant la difficulté de parvenir à un consensus quant au choix de l’approche à retenir dans le cadre du rapport final de COST 350, nous avons proposé une approche intermédiaire basée sur l’élaboration de trois ensemble d’indicateurs [Goger, 2005; Goger & coll., 2006a].
L’étude de quelques cas d’évaluation stratégique environnementale réalisée dans le cadre de COST 350 révèle que l’ensemble des politiques, plans, etc. évalués ne bénéficie pas de la même quantité et de la même qualité d’information (incluant l’incertitude associée aux données) [Cost 350, 2006] (Part C, chap 2). La disponibilité de l’information nécessaire à l’évaluation des impacts environnementaux des transports est donc variable selon chaque PPP évalué.
Sur la base de cette constatation on a imaginé définir une échelle de la disponibilité de l’information. Cette échelle n’est pas liée à l’échelle géographique ou à l’échelle du plan ou du programme évalué. Il s’agit d’une échelle s’attachant à décrire la qualité et la quantité d’information disponible pour l’objet de transport évalué. On a construit trois niveaux de disponibilité de l’information.
Le premier niveau est un niveau où il n’y a pas de définition des types d’alternatives de transport. On ne connaît pas les types d’alternatives possibles (routier, fer, naval, aérien). Les caractéristiques comme la dimension (largeur et longueur) de l’infrastructure ou le volume de transport des alternatives de transport sont aussi inconnues. La localisation des alternatives de transport n’est pas non plus déterminée. On considère ainsi que la qualité et la quantité d’information nécessaire à l’évaluation des impacts environnementaux sont trop faibles pour permettre de les évaluer d’une manière directe par des indicateurs d’impacts. On retient alors essentiellement des indicateurs de force motrice ou de pression, c’est-à-dire des indicateurs orientés « transport », et quelques indicateurs d’impact pour donner une idée des atteintes potentielles sur l’environnement.
Le deuxième niveau est un niveau où l’on maîtrise davantage les éléments du futur projet (détaillé précédemment), notamment en termes de volume de transport et de la localisation de l’infrastructure des alternatives de transport. Il n’y a néanmoins pas encore une connaissance totale des alternatives de transport. On considère ainsi que la qualité et la quantité d’information sont suffisantes pour calculer un certain nombre d’impacts (à l’aide d’indicateurs d’impact).
Le troisième niveau correspond à celui où il y a une assez bonne connaissance des types, de la localisation et des dimensions des alternatives de transport, ainsi que du trafic engendré. On estime ainsi que la disponibilité de l’information est presque complète. Il est alors possible d’effectuer une évaluation exhaustive des impacts très proche de celle pratiquée dans le cas d’une étude d’impact, à la différence près que l’on prend en compte l’ensemble des impacts locaux, régionaux et globaux dans l’évaluation stratégique, et non seulement les impacts locaux.
On propose en conséquence trois ensembles d’indicateurs permettant d’apprécier avec plus ou moins de précision les impacts environnementaux des émissions de polluants atmosphériques (incluant l’ampleur de l’impact et sa localisation), selon le niveau de disponibilité de l’information. En ce qui concerne les effets (restreints directs) sur la santé par exemple, l’indicateur « Emissions de polluants toxiques » correspondant au produit du volume de transport par mode de transport et du facteur d’émission agrégé de certains polluants au niveau de chaque mode de transport est proposé dans le cas où l’on ne dispose que de très peu d’information sur le PPP. On préconise d’utiliser plutôt l’indicateur « risque d’affecter la santé humaine (au sens strict) », établi comme le produit de la toxicité (calculée à partir de l’indicateur de « toxicité » (§ 2.3.1)) par le nombre d’habitant dans une zone définie, si la disponibilité de l’information sur le PPP est jugée de niveau intermédiaire. Finalement, un autre indicateur est proposé au niveau de disponibilité maximale d’information : il s’agit du « Nombre de personnes exposées à une concentration supérieure à la norme européenne de qualité de l’air pour les métaux lourds (Cu), les polluants organiques persistants (POP), les particules, NOx (NO2), SOx (SO2) ». Le calcul de l’indicateur s’effectue à partir de la mesure de la concentration de chaque polluant et de l’identification de ceux au-dessus de la norme européenne d’une part, et d’autre part, du calcul du nombre de personnes vivant dans une zone très peuplée proche de l’infrastructure de transport. L’ensemble des indicateurs de chacun des trois niveaux d’information, pour les différentes catégories d’impact environnemental retenus, est présenté en annexe 1.

Portée tactique

L’évaluation peut aussi être menée à une fin tactique. L’évaluation tactique ne consiste plus alors à débattre de l’opportunité d’un projet, mais plutôt de la meilleure manière de le réaliser [Directorate-General Xi, 1994]
L’évaluation tactique s’attache à améliorer l’insertion d’un projet au sein du territoire auquel il est attaché. Il s’agit de déterminer l’insertion la plus favorable à l’environnement du projet, ainsi que l’application de mesures d’atténuation des impacts environnementaux, le choix de l’option « optimale » étant déjà effectuée au niveau stratégique.
L’évaluation des impacts réalisée au niveau d’un projet a ainsi pour intérêt d’améliorer les justifications du choix d’un corridor, d’un fuseau, d’un tracé, ou encore d’une technologie. Elle permet également grâce à l’évaluation ex-post des projets (bilan) d’évaluer la pertinence voire l’efficacité des mesures de réduction et de compensation mises en œuvre.
L’évaluation se situe très en aval dans la procédure de décision, puisqu’à ce stade seul demeure le choix des aménagements relatifs à la mise en œuvre de l’option retenue.
Contrairement au niveau stratégique, l’évaluation tactique est spécifiquement liée à un projet. Elle est donc menée au niveau d’un territoire donné. L’évaluation porte sur l’ensemble des impacts permanents et temporaires, directs et indirects affectant l’environnement local [Directorate-General Xi, 1996a; b].
Compte tenu que l’information est plus importante qu’au niveau stratégique et que les paramètres de l’environnement à analyser sont souvent moins nombreux, l’évaluation tactique est assez exhaustive et s’attache aussi bien aux impacts réels que potentiels [Directorate-General Xi, 1996a; b].

Table des matières

1. Organisation de l’information en vue de construire un indicateur agrégé de la pollution de l’air
1.1. Définition de l’indicateur
1.1.1. Utilisateurs de l’indicateur
1.1.2. Objectifs de l’indicateur
1.1.2.1. Objectif de recherche et d’expertise : aide à l’évaluation
1.1.2.1.1. Exhaustivité et globalité des indicateurs de « recherche »
1.1.2.1.2. Types de variable de la pollution de l’air intégrées dans les indicateurs de « recherche »
1.1.2.1.3. Complexité des indicateurs de « recherche »
1.1.2.2. Objectifs opérationnels
1.1.2.2.1. Aide à la décision
1.1.2.2.1.1. Systèmes d’indicateurs
1.1.2.2.1.2. Indicateurs de pertinence, d’efficacité
1.1.2.2.2. Aide à l’information
1.1.3. Domaines d’application de l’indicateur (infrastructure-trafic ; technologie)
1.1.4. Portée stratégique ou tactique de l’indicateur
1.1.4.1. Portée stratégique
1.1.4.1.1. Présentation de l’action COST 350
1.1.4.1.2. Approche axée sur les données de transport
1.1.4.1.3. Approche inspirée des études d’impacts
1.1.4.1.4. Approche intermédiaire
1.1.4.2. Portée tactique
1.1.5. Structure et métrologie de l’indicateur
1.1.5.1. Structure de l’indicateur
1.1.5.1.1. Etape de « transformation » entre la grandeur d’entrée et la grandeur de sortie de l’indicateur
1.1.5.1.1.1. Grandeurs d’entrée et grandeurs de sortie de l’indicateur
1.1.5.1.1.2. Transformation entre les grandeurs d’entrée et les grandeurs de sortie
1.1.5.1.2. Etape de « synthèse » des grandeurs de sortie de l’indicateur
1.1.5.1.2.1. Agrégation de la contribution des polluants à une catégorie d’impact, ou agrégation de la contribution des catégories d’impact à un impact environnemental global
1.1.5.1.2.2. Méthodologies d’agrégation
1.1.5.1.2.3. Critique des opérateurs de synthèse
1.1.5.2. Métrologie de l’indicateur
1.1.5.2.1. Intégration spatiale et temporelle des grandeurs
1.1.5.2.2. Incertitudes
1.1.6. Critères d’élaboration et méthode d’évaluation de l’indicateur
1.1.6.1. Critères d’élaboration de l’indicateur
1.1.6.2. Méthode d’évaluation de l’indicateur
1.2. Structuration et calcul des émissions de polluants atmosphériques des objets de transport
1.2.1. Champ d’étude des émissions de polluants atmosphériques des objets de transport
1.2.1.1. Modes de transport
1.2.1.2. Cycle de vie des objets de transport
1.2.1.3. Echelle spatio-temporelle d’observation des émissions de polluants atmosphériques des objets de transport
1.2.2. Inventaire des émissions de polluants atmosphériques des objets de transport
1.2.2.1. Méthodologies d’inventaire des émissions de polluants atmosphériques des objets de transport
1.2.2.1.1. Méthodologie d’inventaire des émissions de polluants atmosphériques par filières
1.2.2.1.2. Méthodologie d’inventaire des émissions de polluants atmosphériques par secteur d’activité
1.2.2.2. Emissions de polluants atmosphériques des transports en France
1.2.2.2.1. Emissions globales du secteur des transports en 2004
1.2.2.2.2. Emissions par mode de transport
1.2.2.2.3. Emissions du mode transport routier
1.2.2.2.4. Interprétation des résultats
1.2.3. Mise en perspective des émissions de polluants atmosphériques avec la mobilité offerte par les objets de transport
1.2.3.1. Définition de la mobilité
1.2.3.2. Les éléments de mesure de la mobilité
1.2.3.2.1. Distance
1.2.3.2.2. Temps
1.2.3.2.3. Vitesse
1.2.3.2.4. Accessibilité
1.2.3.2.5. Confort
2. Elaboration d’un indicateur d’impact environnemental global des polluants atmosphériques émis par les transports
2.1. Atmosphère et pollution de l’air
2.1.1. Physico-chimie de l’atmosphère
2.1.2. Définition de la pollution de l’air
2.1.3. Cadre juridique
2.1.4. Développement durable et gestion de l’environnement
2.1.4.1. Les différentes acceptions du développement durable
2.1.4.1.1. L’acception « faible » du concept de développement durable
2.1.4.1.2. L’acception « forte » du concept de développement durable
2.1.4.2. Les implications du concept de développement durable dans la gestion de l’environnement
2.1.4.3. Conclusion
2.1.5. Mécanismes de la pollution atmosphérique
2.1.5.1. Les émissions
2.1.5.2. Le processus de transport-dispersion
2.1.5.3. Les transformations physico-chimiques
2.1.5.4. Les concentrations
2.1.5.5. La déposition atmosphérique
2.1.5.6. Les cibles
2.1.5.7. Les lois d’impact
2.1.5.8. Les impacts
2.2. Typologie et architecture d’agrégation des impacts environnementaux des polluants atmosphériques
2.2.1. Typologie des impacts environnementaux des polluants atmosphériques
2.2.1.1. Méthode d’élaboration de la typologie
2.2.1.2. Catégories d’impact environnemental des polluants atmosphériques
2.2.1.2.1. L’effet de serre
2.2.1.2.2. La diminution de la couche d’ozone
2.2.1.2.3. La pollution photochimique
2.2.1.2.4. L’acidification
2.2.1.2.5. L’eutrophisation
2.2.1.2.6. La pollution sensible
2.2.1.2.7. Les impacts sanitaires restreints directs
2.2.1.2.8. L’écotoxicité directe
2.2.1.2.9. La dégradation du patrimoine bâti commun
2.2.1.2.10. La dégradation du patrimoine bâti historique
2.2.1.3. Critique de la typologie
2.2.1.3.1. Exhaustivité et non redondance des catégories d’impact
2.2.1.3.2. Indépendance des catégories d’impact
2.2.2. Architecture d’agrégation des catégories d’impact environnemental au sein d’un impact environnemental global des polluants atmosphériques
2.2.2.1. Catégories d’impact distinguées socialement
2.2.2.2. Agrégation des catégories d’impact
2.2.2.2.1. Structure d’agrégation des catégories d’impact au regard des cibles affectées
2.2.2.2.2. Structure d’agrégation des catégories d’impact selon leurs dimensions spatio-temporelles
2.2.2.2.3. Hiérarchisation de la préoccupation vis-à-vis des catégories d’impact
2.2.2.2.3.1. Approches utilisées pour établir un système de pondération entre les catégories d’impact
2.2.2.2.3.2. Approche développée pour établir un système de pondération entre les catégories d’impact
2.3. Construction d’un indicateur d’impact environnemental global des polluants atmosphériques
2.3.1. Sélection d’un indicateur d’impact environnemental pour chaque catégorie d’impact
2.3.1.1. Caractéristiques des indicateurs
2.3.1.1.1. Formalisme
2.3.1.1.2. Intégration spatiale
2.3.1.1.3. Intégration temporelle
2.3.1.1.4. Synthèse
2.3.1.2. Sélection des indicateurs
2.3.2. Agrégation des indicateurs au sein d’un indicateur d’impact environnemental global
2.3.2.1. Définition d’une dimension d’impact commune à l’ensemble des catégories d’impact
2.3.2.2. Expression des indicateurs d’impact en termes d’ « équivalent impact global des polluants atmosphériques » et agrégation des impacts au sein d’un impact global
2.3.3. Exemples d’application de l’indicateur d’impact environnemental global des polluants atmosphériques
2.3.3.1. Résultats et interprétations
2.3.3.1.1. Comparaison de l’impact global des polluants atmosphériques émis par le système de transport français entre 1990 et 2005
2.3.3.1.2. Comparaison Diesel/Essence
2.3.3.2. Critiques des résultats
Conclusion
ANNEXE 1 : Trois ensembles d’indicateurs pour l’évaluation environnementale stratégique du trafic et des infrastructures de transport
ANNEXE 2 : Méthodologie d’évaluation sectorielle des émissions de polluants atmosphériques
ANNEXE 3 : Estimations des émissions nationales du secteur des transport en 2004 : approche par filière
ANNEXE 4 : L’effet de serre
ANNEXE 5 : La diminution de la couche d’ozone
ANNEXE 6 : La pollution photochimique
ANNEXE 7 : L’acidification
ANNEXE 8 : L’eutrophisation
ANNEXE 9 : La pollution sensible
ANNEXE 10 : Les impacts sanitaires restreints directs
ANNEXE 11 : L’écotoxicité directe
ANNEXE 12 : La dégradation du patrimoine bâti commun et historique
ANNEXE 13 : Evaluation des indicateurs
ANNEXE 14 : Eléments de calcul de l’impact environnemental global des polluants
atmosphériques émis par le système des transports français en 2005
Glossaire
Acronymes et abréviations
Table des figures
Table des tableaux
Bibliographie

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