Quels outils pour l’évaluation et la gestion des impacts d’utilisation des pesticides ?

2.3.1. L’utilité de la construction des indicateurs agri-environnementaux

Selon une étude réalisée par le Comité d’Orientation pour des Pratiques agricoles Respectueuses de l’Environnement (COPREN) en 2003, portant sur la maîtrise des pollutions de l’eau d’origine

agricole, le modèle Pression-Etat-Réponse (PER) est le plus adéquat pour l’établissement des indicateurs de pratiques agricoles (Figure 23). Pour cette étude, nous nous sommes basés sur trois

types d’indicateurs (COPREN, 2003) :

Ø les indicateurs de pression donnant des précisions quand la pression est exercée par les activités humaines sur l’environnement ;

Ø les indicateurs d’état offrant une description de la situation environnementale ;

Ø les indicateurs de réponse permettant d’évaluer les efforts consentis pour résoudre un

problème environnemental.

Figure 23. Représentation de l’approche Pression - Etat - Réponse dans le cas des pollutions de l’eau

provenant des activités agricoles (CORPEN, 2003)

La détermination des indicateurs nécessite une organisation hiérarchique de l’information (Figure 24) tenant compte, d’une part, des objectifs souhaités par le demandeur et, d’autre part, de la portée que

l’on veut attribuer à l’indicateur dans sa fonction d’information (Maurizi et Verrel 2002). Les

différenciations entre les cinq niveaux d’informations traduisent les choix préalables en matière d’objectif, de méthodologie du travail et de critères de sélection (Figure 24).

Figure 24. L’intégration synthétique des données dans un système d’information

(Maurizi et Verrel 2002 ; inspiré de l’IFEN 1999)

Après la phase de collecte des informations sur le terrain, les données collectées sont sélectionnées et mises en forme pour servir à créer des bases de données bien structurées suite à une première étape de traitement des informations. Le descripteur simplifie, en quelque sorte, l’accès aux données brutes

collectées pour les analyser et pour mieux les appréhender sans objectif de communication, comme par exemple : les doses de matière active appliquées, les superficies traitées, les produits commerciaux

utilisés sur l’exploitation, etc. Cette étape est indispensable pour la bonne gestion des données et son

utilité nous permet de franchir la phase de création d’outils d’aide à la décision qui se traduit par

l’élaboration d’indicateurs et d’indices (Figure 24). Par ailleurs, l’étape de la détermination d’indicateurs apporte plus d’informations sur les données collectées et diffère du descripteur par la richesse de son contenu : il s’agit d’une valeur significative qui attribue un sens objectif et analytique aux données et qui peut être considérée comme un outil de pilotage. La principale caractéristique de

l’indicateur est sa fonction de communication. De plus, la notion de valeur seuil, chiffrée si possible, est souvent liée à la création d’un indicateur, notamment de performance, et, la plupart du temps, elle

est définie relativement aux objectifs attribués à l’indicateur dans le contexte d’évaluation d’une action ou d’une politique mise en place (Maurizi et Verrel 2002). Dans ce sens, Maurizi et Verrel ajoutent

qu’un «indicateur sans valeur seuil ou valeur objectif d’évaluation va décrire des tendances mais

pourra plus difficilement permettre une évaluation». En effet, l’indicateur peut recouvrir la forme

d’un descripteur ou une combinaison de variables (descripteurs) qui doivent être comparées à une

valeur seuil, comme par exemple l’indicateur d’état pour la détermination de la concentration des nitrates dans les eaux destinées à l’alimentation humaine qui ne doit pas dépasser les 50 mg/l.

Une fois que les indicateurs ainsi que la valeur seuil ou objectif sont déterminés, nous pouvons arriver

à la dernière phase permettant d’obtenir un indice qui va être défini comme un outil d’aide à la

décision. Selon Maurizi et Verrel (2002), l’indice se caractérise par une fonction de communication ciblée sur un sujet bien déterminé ou une situation évolutive, voire une classification, afin d’analyser

une action ou une politique de développement durable. En outre, la détermination d’indices traduit une approche résumée et simplifiée de systèmes complexes orientée, en terme de communication, vers un large public. Il est ainsi nécessaire d’organiser les étapes qui précèdent l’obtention de l’indice, dans le

sens d’introduire différents intérêts ou points de vue pour donner aux décideurs sur les systèmes

synthétique. La sélection d’indicateurs et d’indices ainsi que leur validation, sur le plan scientifique et technique, en s’assurant de leur pertinence sont des tâches primordiales basées sur des critères soit de qualités intrinsèques, soit des éléments de faisabilité (Tableau 2).

Tableau 2. Les critères de sélection d’un indicateur établis d’après l’IFEN et une communication personnelle de Fr. Trocherie (Maurizi et Verrel 2002)

Selon Gassiat et Zahm (2010), il existe quatre critères pour choisir les indicateurs agro-environnementaux pertinents :

- le lien entre l’indicateur, l’enjeu environnemental et les pratiques agricoles : dans le cadre du dispositif MAE27, trois enjeux environnementaux sont proposés : ressources naturelles

(qualité des sols, qualité et quantité d’eau), biodiversité (faune et flore), paysage (rural et

urbain) pour évaluer les pratiques agricoles et leur impact sur l’environnement ;

- le statut de l’indicateur sur la chaîne causale des effets (Tableau 3) : classification selon

quatre statuts (état, suivi, pression et impact) ;

- l’échelle spatiale de calcul : mobilisation, en premier lieu, des données au niveau des exploitations agricoles, notamment des parcelles étudiées, et détermination d’indicateurs en

fonction des quatre échelles spatiales : parcelle agricole, exploitation, zonages à enjeu environnemental, zonages administratifs (commune, département, région, nation) ;

- les variables de calcul et leur disponibilité dans les bases de données nationales : possibilité de calculer les indicateurs élaborés par les utilisateurs en se basant sur des données dites secondaires (collectées à partir d’enquêtes officielles ou bien renseignées dans des dossiers administratifs) et sur des données dites primaires (récoltées par l’évaluateur auprès des

bénéficiaires sous forme de questionnaires, d’entretiens ou d’études de cas comme principaux

outils d’enquête).

Tableau 3. Statut des indicateurs agro-environnementaux (Gassiat et Zahm 2010)

Pour conclure, Maurizi et Verrel (2002) indiquent qu’il est nécessaire d’établir une fiche pour décrire l’indicateur, sa méthode de calcul, les bases de données mobilisées pour son calcul, son utilité au niveau opérationnel, ses limites d’application, etc. En outre, pour qualifier un indicateur comme un

bon outil de décision, il doit s’adapter aux changements attendus, être basé sur des données crédibles,

voire réelles et facilement accessibles, et être appréhendé et admis par les utilisateurs en répondant à leurs attentes, à savoir les agriculteurs, les conseillers agricoles, les responsables et les gestionnaires territoriaux.

2.3.2. Conception des indicateurs agri-environnementaux dans notre étude : IRSA et IRTE Pour mener une politique de prévention des risques dus à l’emploi de produits phytosanitaires, il est nécessaire de disposer de critères d’évaluation de ces risques (Vercruysse et Steurbaut 2002). Les politiques actuelles de réduction des produits phytosanitaires en France, telles que le Plan Ecophyto28

2018, utilisent essentiellement des indicateurs « de pression » (Pingault et al.2009), dont l’Indicateur

de Fréquence de Traitement (IFT) qui ne reflète pas les risques liés à la toxicité des produits sur la

santé humaine et l’environnement. Plusieurs types d’indicateurs ont été développés pour répondre à la demande croissante des parties prenantes concernées par l’usage des pesticides, afin d’obtenir des outils d’évaluation et de gestion d’impacts des pratiques phytosanitaires (Finizio and Villa 2002 ; Bockstaller and Girardin 2003 ; Zahm 2003 ; Bockstaller et al. 2008 ; Bockstaller et al. 2009 ; Damalas and Eleftherohorinos 2011). En complément aux indicateurs de pression (Indicateur de

Fréquence de Traitement : IFT, Nombre de Doses Utilisées : NODU, Quantité de Substance Active :

QSA), il existe des indicateurs dits d’impacts (Reus et al. 2002 ; Devillers et al. 2005 ; Damalas and Eleftherohorinos 2011). Ces derniers ont été conçus pour permettre d’évaluer les risques générés par les pesticides sur l’environnement. Ils sont calculés à partir d’une charge de phytosanitaires en utilisant la modélisation et des logiciels spécifiques (exemple : EPRIP 2.1 Environmental Potential Risk Indicator for Pesticide) pour mettre en place des stratégies de gestion durable de lutte contre les bioagresseurs (Trevisan et al. 2009). Ces indicateurs ne tiennent pas compte de la spécificité des matières actives et de leur toxicité (Zahm et al. 2009). D’autres travaux sont orientés vers des

indicateurs spécifiques à un seul organisme non-cible ou à un seul compartiment naturel. La littérature révèle ainsi le manque d’indicateurs globaux (Zahm 2003 ; Gassiat et Zahm 2010 ; Feola et al. 2011) génériques, simples et modulables (Maurizi et Verrel 2002).

Sur les territoires, les différents acteurs de terrain (agriculteurs, gestionnaires, conseillers agricoles,

techniciens de chambres d’agriculture et de coopératives, etc.) soulignent le besoin d’indicateurs de

gestion des risques des pratiques phytosanitaires qui doivent être synthétiques et adaptables aux

circonstances de l’environnement récepteur et de la parcelle cultivée (Van der Werf 1996). Parmi les critères de création d’indicateurs, la prise en compte de différentes échelles spatiales (parcelle culturale, exploitation, bassin versant, région agricole, etc.) (Encadré 3) doit être considérée (Bergkvist 2004 ; Gassiat et Zahm 2010).