Méthodologie d’évaluation hybride des interactions entre la biodiversité et les systèmes urbains

Limites des mesures réglementaires

Biodiversité, un critère parmi tant d’autres et un facteur de risque pour le projet Dans le processus d’évaluation des documents d’urbanismes, des études d’impacts et de la plupart des certifications, le critère de biodiversité est in fine mis en perspective avec d’autres critères environnementaux (ressource en eau, pollution de l’air, etc.) qui sont eux-mêmes relativisés au regard des enjeux sociaux, économiques ou techniques (relief, hydrographie, etc.) rendant compte de l’intérêt public majeur de l’aménagement et notamment des besoins identifiés sur le territoire. L’analyse multicritère est utilisée comme un outil d’aide à la décision tendant à trouver un consensus sur le choix d’un scénario d’aménagement en fonction de plusieurs critères et en fonction du poids qu’il leur ait donné (Bojorquez-Tapia & Sanchez-Colon, 2005). L’alternative d’aménagement retenue et celle qui satisfait le mieux aux différents critères. L’atout principal des méthodes d’analyses multicritères est qu’elles peuvent être présentées et discutées dans le cadre des processus de concertation (Vatn, 2009). Cependant, les spécialistes de l’évaluation environnementale reconnaissent volontiers que les méthodes d’évaluation des impacts restent encore souvent la « boîte noire » de l’évaluation environnementale (Glasson, Therivel, & Chadwick, 1999). En effet, au-delà de l’équilibre, difficile à trouver, entre les critères (environnementaux, sociaux, économiques et technique), elles impliquent un niveau de spécialisation et d’abstraction important, ce qui donne aux seuls experts le contrôle de ces méthodes, qui établissent seuls les critères à partir desquels juger de l’importance des impacts environnementaux, au regard notamment des autres dimensions du projet, par exemple les bénéfices sociaux qu’il est censé apporter (Glasson et al., 1999). Les méthodes manquent souvent de neutralité car elles ont pour but de réduire le risque institutionnel, c’est-à-dire de réduire le risque que le projet d’aménagement ne puisse pas se réaliser. En effet, selon (Vandevelde, 2016), les méthodes  d’évaluations multicritères « sont pétries de valeurs sous-tendant certains choix à faire pour rester dans le domaine du faisable ou possible pour l’aménagement » et « ces valeurs et les choix qui en sont issus ne sont souvent pas discutés ». Ainsi, les impacts sont catégorisés au regard de la faisabilité du projet. Dans le cas de l’aménagement d’infrastructures ferroviaires, par exemple le tracé de la ligne nouvelle Paris-Normandie, les enjeux en matière de biodiversité sont définis comme (Vandevelde, 2016) : – Très forts pour les « secteurs où la présence de contraintes réglementaires (ex : arrêté de protection de biotope), ou de fait (ex : secteur bâti dense) peuvent rendre incompatible le passage de l’infrastructure à un coût raisonnable ; supposent une prise en compte très en amont du projet d’aménagement et la mise en place de mesures spécifiques lourdes, voire exceptionnelles ; nécessitent des autorisations administratives spéciales ; risquent de générer une opposition importante lors de la concertation locale » ; – Forts pour les « secteurs où l’aménagement est difficile en raison de contraintes réglementaires ou assimilées, et de contraintes d’utilisation du sol. L’aménagement dans ces secteurs nécessite la mise en place de mesures de réduction d’impacts importantes » ; – Modérés pour les « zones […] caractérisées par la présence d’enjeux jugés non pertinents à ce stade d’étude, mais qu’il conviendra d’analyser plus précisément dans une phase ultérieure ». Dans le cadre des documents d’urbanisme et des études d’impacts, la biodiversité est un critère d’évaluation parmi d’autres et son importance est jugée au regard du risque pour le projet ne rendant pas forcément compte de ses impacts réels. La frontière est mince entre le risque écologique qu’un projet d’aménagement peut faire peser sur la biodiversité et le risque que la biodiversité présente pour le projet. Cette ambivalence est révélatrice des problématiques liées aux évaluations environnementales actuelles qui penchent souvent en faveur d’un risque plutôt que de l’autre. La détermination du caractère de l’impact est parfois subjective puisque d’une part l’impact est jugé acceptable ou non par le preneur de décision et, d’autre part, la valeur accordée aux enjeux est tributaire du pétitionnaire de l’étude. Les choix conditionnent les actions qui seront menées pour atténuer les impacts d’un projet aménagement sur la biodiversité. Les certifications et les labels ne sont en revanche pas considérés comme une menace pour le projet par leur caractère spontané. Cependant, certaines certifications (toutes sauf EFFINATURE), dont les exigences sont centrées sur des exigences de moyens quant à la qualité matérielle et fonctionnelle des ouvrages, ne garantissent pas forcément la préservation de la biodiversité et la valorisation de la biodiversité d’une opération. Enfin, les labels spécialisés dans la biodiversité (BiodiverCity et Biodiversité pour tous) sont plutôt axés dans la préservation de la biodiversité, mais leur obtention n’a rien d’obligatoire et reste au bon vouloir des aménageurs. Évaluation des impacts des systèmes urbains sur la biodiversité dans un contexte de changement global 

Connaissances lacunaires et mesures compensatoires insuffisantes

Malgré une forte ambition et une volonté de suivi des engagements des maîtres d’ouvrages, la démarche ERC, qui devrait promouvoir l’évitement, débouche souvent sur des mesures de compensation (Tatoni & Frapa, 2015) qui ne sont pas satisfaisantes du point de vue de la biodiversité (Quétier & Lavorel, 2011). En effet, malgré le développement de guide, la méthodologie déployée peine à qualifier et à quantifier les incidences sur la biodiversité (Quétier & Lavorel, 2011). Outre le fait de considérer que les dégradations d’écosystèmes sont compensables, de nombreuses questions restent en suspens, aussi bien en ce qui concerne les bases scientifiques (quels indicateurs ? Quelles équivalences ? etc.) que les dispositions institutionnelles requises à mettre en œuvre (Compensation individuelle ou collective ? Prix ? etc.). Les lacunes de connaissance en matière d’écologie et de biologie des populations induisent une incertitude certaine entre les mesures de compensation et la préservation effective de la biodiversité. À cela s’ajoutent les espèces qui ne sont pas encore connues (ou connues uniquement de quelques spécialistes), en particulier celles des milieux aquatiques (eaux douces ou marines). Ces lacunes rendent les impacts encore plus difficilement prévisibles (i.e. impacts sur les récifs coralliens pour les aménagements portuaires et littoraux). Les avis des experts ne permettent pas, dans certain cas, de réduire les incertitudes sur les connaissances, mais font plutôt un état de ce qui est connu et de ce qui est encore incertain, afin que la décision soit prise en toute âme et conscience (Callon, Lascoumes, & Barthe, 2001) ou afin de rendre l’arbitrage de l’État plus acceptable (Vandevelde, 2016). De plus, la doctrine ERC incite à prendre des mesures compensatoires spatialement et écologiquement la plus proche possible du milieu impacté (Mckenney & Kiesecker, 2010), ce qui n’est pas toujours facile à mettre en œuvre dans un milieu urbanisé. Enfin, l’usage de ces mesures compensatoires est souvent controversé (Vandevelde, 2016). En effet, à la différence du principe de précaution, la séquence ERC ne remet pas en cause la faisabilité du projet : la « dette » de biodiversité disparaît peut-être avec les mesures compensatoires, mais les impacts négatifs pour la biodiversité du site de projet sont toujours bien présents. Mais, la participation du public et des « parties prenantes » (associations) au projet, sous forme de concertation ou d’enquête publique, est progressivement devenue obligatoire et permet de réduire les biais entre la volonté de l’accomplissement du projet et les impacts sur la biodiversité. Après la réalisation du projet, l’autorité environnementale impose un suivi de l’efficacité des mesures d’évitement, de réduction et de compensation (MEDDE 2012). Là encore, la pratique ne suit pas la théorie. En effet, les réglementations ne précisent pas quels sont les indicateurs à surveiller, à quelle fréquence et pendant combien de temps. En général, sur le terrain, les projets de compensation ne sont pas satisfaisants dans l’objectif de préservation de la biodiversité (Quétier, Regnery, & Levrel, 2013). Parfois, certaines mesures ne sont tout simplement pas mises en œuvre. Enfin, les mesures compensatoires peuvent prendre des dizaines d’années avant d’avoir un effet significatif sur la biodiversité, alors que les impacts négatifs des projets sont majeurs et immédiats. 

Les limites des évaluations

Par manque de temps, de moyens financiers et de connaissances sur le sujet, les bureaux d’études ne peuvent pas réaliser des évaluations fines. La biodiversité ex-situ et les pressions autres que le changement d’usage des sols font partie des laisser pour compte dans les évaluations.  La biodiversité ordinaire Les évaluations sont souvent faites en fonction de la sensibilité des espèces observées sur le site du projet, et notamment sur leur statut de protection au titre de la liste rouge des espèces menacées de l’IUCN. Effet, contrairement aux espèces protégées, la destruction des habitats des espèces ordinaires ne nécessite pas de dérogation ou d’autorisation pour les aménageurs. Les praticiens ont encore du mal à se détourner de ces espèces, laissant pour compte les espèces plus ordinaires, elles aussi touchées par les changements globaux, mais qui ne sont pas visées par les mesures compensatoires (Regnery et al., 2013).  Les impacts ex-situ (indirects) Les outils présentés s’intéressent principalement à l’évaluation des impacts sur la biodiversité in-situ, c’est-à-dire la biodiversité présente sur le site d’un projet urbain. Le focus est positionné sur la perte d’habitat naturel, l’évaluation des autres impacts directs (pollution sonore et lumineuse par exemple) est soit inexistante, soit très superficielle en raison de la difficulté à prendre en compte et compenser le dérangement de la faune et de la flore. Les impacts indirects liés aux aménagements (pollutions, surexploitation des ressources, changement climatique et espèces invasives), différés dans l’espace et le temps, ne sont quant à eux ni évalués, ni prédits. Les méthodes proposées jusqu’à présent ne prennent donc pas en compte tous les changements globaux qui s’opèrent à l’échelle locale et à l’échelle planétaire, ni les différents niveaux d’interactions système urbain/biodiversité.

Outils obligatoires/réglementaires versus outils d’initiative volontaire

Si les documents d’urbanismes et les études d’impacts sont aujourd’hui obligatoires pour l’aménagement des communes, la certification ou la labellisation d’un projet est un acte volontaire de la part des aménageurs. Aux échelles plus fines (projet, bâtiment), chacun est donc libre de mener son action pour pouvoir répondre aux critères. Dès lors, deux aménageurs qui auraient de très bons résultats en HQE ou BREEAM peuvent mener des actions très différentes. L’une pourrait par exemple se focaliser sur le transport et l’énergie tandis que l’autre s’appuierait sur les déchets et la biodiversité. Pour avoir une certification ou une labellisation, il n’est pas nécessaire d’être également performant sur tous les critères. Pour conclure, dans la démarche d’évaluation de la biodiversité, seule la phase de description (le diagnostic) est généralement bien conduite. La phase d’évaluation en tant que telle et la séquence ERC  sont sujettes à controverse car les dispositions institutionnelles et les bases scientifiques nécessaires pour atteindre l’absence de perte nette de biodiversité sont lacunaires, laissant les évaluateurs face à leur application (Quétier et al., 2013). Les indicateurs et outils développés sont souvent qualitatifs, construits pour les espèces menacées et ne représentent pas tous les impacts directs et indirects de l’aménagement (et notamment les cinq pressions qui s’exercent sur la biodiversité). L’outil environnemental multicritère obéit à une logique de justification du projet d’aménagement et comme un moyen en vue d’une fin souhaitable qui a peu à voir avec la biodiversité ou l’environnement (Vandevelde, 2016). Les réglementations actuelles tendent à évaluer la biodiversité sur des échelles vastes (territoriale ou zone d’aménagement). Les enjeux biodiversité à cette échelle sont forts et tournent autour de la fragmentation de la Trame Verte et Bleue. Cependant, à l’échelle parcellaire/bâtiment, les enjeux biodiversité sont différents, mais tout aussi importants puisque c’est à cette échelle que la plupart des impacts indirects sont générés. Ces échelles d’aménagement, plus fines, ne sont pas intégrées dans la réglementation, mais de nombreuses certifications et labels se développent. Leur analyse quant aux impacts directs semble plus robuste, mais reste incomplète en ce qui concerne les impacts indirects. De plus, leur utilisation n’a rien d’obligatoire et est à l’initiative des aménageurs. Depuis quelques années, de nouvelles méthodologies s’efforcent de comptabiliser les impacts indirects dans les évaluations environnementales, notamment à travers une approche en cycle de vie. Cette approche est décrite dans la partie suivante. 

Analyse du Cycle de Vie (ACV) 

Grands principes de l’ACV

L’Analyse du Cycle de Vie (ACV) est une méthode consensuelle et normalisée (ISO 14040 à 14044) qui permet une évaluation globale des impacts environnementaux d’un produit, d’un bien ou d’un service. Elle prend en compte les différentes étapes du cycle de vie d’un système (de l’extraction des matières premières à la fin de vie du produit) et permet une évaluation multicritère en calculant plusieurs catégories d’impacts environnementaux : changement climatique, eutrophisation, acidification, etc.). Elle compile et évalue les consommations d’énergie et de matières premières, ainsi que les rejets dans l’environnement. Le cadre méthodologique de l’ACV d’un produit est défini par les normes ISO 14040 (AFNOR, 2006a) à 14044 (AFNOR, 2006b) et réalisé en trois étapes itératives présentées dans la Figure I-7 : Chapitre 1 : État de l’art : biodiversité et milieu urbain 76 Figure I-7 : Cadre méthodologique de l’ACV défini par les normes ISO 14 040 et 14 044 (AFNOR, 2006a, 2006b) 

L’inventaire de Cycle de Vie

La première étape de l’ACV consiste à réaliser l’Inventaire de Cycle de Vie (ICV) du système étudié. Cette étape s’apparente à la phase de diagnostic des évaluations environnementales. Elle s’attache à répertorier tous les flux entrants et sortants du système (i.e. consommation d’eau, d’électricité, émissions de CO2, etc.). Ce bilan des différents flux de matières et d’énergies, réalisé pour chacune des étapes du cycle de vie, permet à l’ACV de délivrer une évaluation multicritère en quantifiant plusieurs types d’impacts environnementaux (i.e. changement climatique, acidification de l’air, eutrophisation, etc.).

Calcul des impacts environnementaux

La deuxième étape de l’ACV consiste à calculer quantitativement les indicateurs d’impact au regard des données collectées dans la phase précédente. Il existe deux catégories d’impacts (cf. Figure I-8) : – La catégorie d’impact « midpoint » qui quantifie les effets globaux des substances émises ou consommées (i.e. effet de serre, destruction de la couche d’ozone stratosphérique, épuisement des ressources naturelles, etc.) ; – La catégorie d’impact « endpoint » qui quantifie les dommages potentiels sur la santé humaine, le réchauffement climatique, la qualité des écosystèmes et la destruction des ressources naturelles. Méthodologie d’Analyse de Cycle de Vie (ISO 14040, 14044) 1- Définition des objectifs et du champ de l’étude 2- Inventaire de Cycle de Vie 3- Évaluation de l’impact 4 – Interprétation  Figure I-8 : Catégories d’impacts en ACV et leur positionnement de long de la chaine de cause à effet, image tirée de (Jolliet et al., 2003) L’agrégation des indicateurs « midpoint » permet d’obtenir les indicateurs de dommage (endpoint). Le passage de l’Inventaire de Cycle de Vie aux indicateurs « midpoint », et le passage des indicateurs « midpoint » aux indicateurs « endpoint » se réalisent grâce à des facteurs de caractérisation qui traduisent tous les éléments considérés pour le calcul des indicateurs dans la même unité. Les approches « midpoint » et « endpoint » sont complémentaires, mais la caractérisation « midpoint » a une relation plus étroite avec les flux environnementaux de l’inventaire, ce qui lui confère une incertitude plus faible. En revanche, la caractérisation « endpoint » est d’interprétation plus facile (Jolliet et al., 2015). La traduction des flux élémentaires en impacts s’opère à l’aide de facteurs de caractérisation. Ils convertissent les substances polluantes émises en unité équivalente, correspondant à la catégorie d’impact à laquelle elle contribue (ex. : le facteur d’équivalent du N2O est de 296 éq. CO2, substance de référence de la catégorie « effet de serre »).

Interprétation des résultats

La troisième étape de l’ACV est consacrée à l’interprétation et à l’analyse des résultats obtenus. Il s’agit de repérer les points forts et les points faibles du système étudié, de manière à proposer des alternatives pour l’améliorer. Chapitre 1 : État de l’art : biodiversité et milieu urbain 78 Des analyses de sensibilité peuvent être réalisées afin d’évaluer l’influence sur les résultats de certains choix (établis à partir d’hypothèses) et de paramètres clés. De même, des analyses d’incertitude permettent de rechercher puis de quantifier l’incertitude introduite dans les résultats d’un inventaire de cycle de vie par les effets cumulés de l’incertitude sur les flux entrants et de la variabilité des données. Enfin, l’étude ACV réalisée doit faire l’objet d’un examen critique par un organisme extérieur indépendant, notamment si les résultats sont utilisés à des fins comparatives. 

ACV et système urbain

Le domaine de la construction fait partie des secteurs industriels qui privilégient largement l’ACV pour évaluer l’impact environnemental de leurs ouvrages. L’ACV intègre notamment les cadres de certaines certifications (BREEAM, LEED, HQE, etc.). Plus récemment, l’ACV a été sélectionnée comme méthode d’évaluation pour mesurer les émissions de gaz à effet de serre des bâtiments neufs, en préparation de la nouvelle Réglementation Environnementale (RE 2020). Afin d’harmoniser les pratiques, le référentiel « Energie-Carbone » pour les bâtiments neufs définit la méthode de calcul des indicateurs relatifs au bilan énergétique et à la performance environnementale du bâtiment sur l’ensemble de son cycle de vie. Enfin, cette méthode est en cours d’adaptation à l’échelle quartier, notamment dans le cadre d’un projet de recherche collaboratif soutenu par l’ADEME (Efficacity, 2020b). L’ACV dans le cadre bâti est soumise à des règles supplémentaires, fixées par les normes européennes retranscrites dans le référentiel : – Pour les produits de construction : la norme NF EN 15 804 « Contribution des ouvrages de construction au développement durable – Déclarations environnementales sur les produits – Règles régissant les catégories de produits de construction » ; – Pour les bâtiments : la norme NF EN 15 978 « Contribution des ouvrages de construction au développement durable – Évaluation de la performance environnementale des bâtiments – Méthode de calcul » Ces normes fixent un ensemble de règles spécifiques, notamment sur la méthode de calcul des indicateurs, qui doivent permettre la comparaison des résultats ACV les uns avec les autres, sans biais (LEBERT & CHEVALIER, 2018). Les ACV liées au secteur de la construction évaluent les effets des systèmes sur l’environnement grâce à un jeu d’indicateurs « midpoint » regroupés en quatre catégories (MTES, 2017) : – Les indicateurs environnementaux : épuisement des ressources abiotiques (éléments et fossiles), acidification des sols, appauvrissement de la couche d’ozone, réchauffement climatique, eutrophisation et formation d’ozone photochimique ; – Les indicateurs de ressources : utilisation d’énergie primaire (renouvelable, non renouvelable et totale), utilisation des ressources d’énergie primaire (renouvelable, non renouvelable et totale), utilisation de matières secondaires, utilisation de combustibles secondaires (renouvelable et non renouvelable), utilisation nette d’eau douce ; Évaluation des impacts des systèmes urbains sur la biodiversité dans un contexte de changement global 79 – Les indicateurs de production de déchets : déchets éliminés (dangereux, non dangereux et radioactifs) ; – Les indicateurs de flux sortant (facultatifs) : composants destinés à la réutilisation, matériaux destinés au recyclage, matériaux destinés à la récupération d’énergie et énergie fournie à l’extérieur. Les ACV bâtiments s’articulent autour de plusieurs étapes retraçant le cycle de vie des ouvrages (cf.Figure I-9).