copy the linklink copied!2. Données et tendances relatives à l’utilisation durable des terres

Ce chapitre met en lumière certaines des données et tendances importantes qui se dégagent des études de cas (Brésil, France, Indonésie, Irlande, Mexique et Nouvelle-Zélande), mais aussi à l’échelle régionale et mondiale, dans les domaines qui touchent à la problématique associant l’utilisation des terres, la biodiversité, le climat et l’alimentation. Il fournit ainsi des informations sur l’évolution de l’occupation des sols et des écosystèmes ; des émissions de gaz à effet de serre de l’agriculture et du secteur UTCATF (utilisation des terres, changement d’affectation des terres et foresterie) ; de l’intensité d’émission de la production agricole ; et de l’étendue des aires protégées. Il met aussi en évidence l’importance économique des échanges internationaux de produits agricoles et forestiers, et leurs répercussions sur l’utilisation des terres dans les pays étudiés.

Ce chapitre présente les données et tendances relatives à l’utilisation des terres, aux modifications de l’occupation des sols (en tant qu’indicateur partiel de la biodiversité), aux émissions de GES du secteur UTCATF, aux pertes et gaspillages alimentaires, et aux échanges internationaux dans les six pays étudiés – Brésil, France, Indonésie, Irlande, Mexique et Nouvelle-Zélande – ainsi que dans la zone OCDE et à l’échelle mondiale, à des fins de comparaison. Il met également en lumière les tendances mondiales et régionales en matière de sécurité alimentaire.

copy the linklink copied!Occupation des sols et écosystèmes

Le Graphique 2.1 indique quelle était en 2015 la part des différents types d’occupation des sols sur la totalité du territoire considéré, d’après les données publiées récemment par la Climate Change Initiative-Land Cover (CCI-LC)1. Les types d’occupation des sols assimilables à des zones non aménagées comprennent les espaces boisés, les prairies, les zones humides et les formations arbustives. Globalement, depuis 1992, les conversions ont consisté dans leur majeure partie à transformer des espaces naturels en terres cultivables.

Le Graphique 2.2 présente les profils de conversion des terres en Indonésie, au Brésil et dans la zone OCDE au cours de la période 1992-2015. L’ampleur de la conversion des terres présente d’importantes variations entre les différents pays et l’OCDE. Par exemple, 2.3 % de la superficie terrestre de l’Irlande et 8.4 % de celle de l’Indonésie ont fait l’objet d’une conversion. Le profil des changements de couverture des sols présente également des différences selon les pays. En Indonésie, la plus grande partie de ces changements a correspondu à la conversion d’espaces boisés en terres cultivables, alors que dans l’ensemble de la zone de l’OCDE, la part des surfaces converties en espaces boisés a été légèrement supérieure à celle des espaces boisés convertis à d’autres types d’occupation. Au Brésil, la superficie des espaces boisés convertis en terres cultivables entre 1992 et 2015 a été plus élevée que dans la totalité des pays de l’OCDE. Cependant, les données relatives à la conversion entre certaines des catégories du GIEC présentées dans le Graphique 2.2 doivent être traitées avec prudence, car certains types d’occupation sont difficiles à distinguer de manière fiable par télédétection2.

Graphique 2.1. Part des principaux types d’occupation des sols dans le total, 2015

Graphique 2.2. Conversion des terres au Brésil, en Indonésie et dans les pays de l’OCDE

L’évolution des espaces forestiers – qu’il faut distinguer des « espaces boisés » précédemment mentionnés en raison des différentes définitions utilisées par les diverses sources de données – intervenue depuis 1990 dans les six pays, dans la zone OCDE et dans le monde est décrite dans le Graphique 2.3. À l’échelle mondiale, la superficie forestière totale est demeurée stable (puisque sa part dans la superficie terrestre totale est passée de 31.7 % en 1990 à 30.6 % en 2014), mais cette vision globale peut occulter d’importantes variations selon les pays. Un important recul des forêts s’est en particulier produit dans les régions tropicales (FAO, 2016[2]), en particulier au Brésil et en Indonésie, où de sensibles diminutions de la superficie des forêts ont été enregistrées (FAOSTAT, 2017[3]). Par contre, les activités de boisement, surtout en Chine, mais aussi dans plusieurs pays de l’OCDE, ont accru la superficie forestière dans les régions tempérées. La superficie des forêts primaires est demeurée relativement constante dans les pays de l’OCDE (9.9 % en 2014 contre 10 % en 1990). Des réductions des superficies de forêts primaires ont cependant été constatées en Indonésie (recul de 27.3 % à 25.5 % de la superficie terrestre du pays entre 1990 et 2014) et au Brésil (recul de 26.1 % à 24.3 % de la superficie terrestre du pays entre 1990 et 2014).

Graphique 2.3. Évolutions de la superficie forestière (en pourcentage de la superficie terrestre totale)

copy the linklink copied!Émissions de gaz à effet de serre

Quant aux émissions de GES des secteurs de l’agriculture et de la foresterie, le Graphique 2.4 montre qu'elles sont très variables selon les pays. En Indonésie, où de forts niveaux de déforestation ont été enregistrés et où la teneur en carbone des zones forestières est élevée (en particulier dans les tourbières), les émissions liées à la foresterie ont contribué pour environ la moitié aux émissions nationales de GES en 2014. Par contre, dans beaucoup de pays de l’OCDE (à l’exception notable de la Nouvelle-Zélande, où l’agriculture contribue pour environ la moitié aux émissions nationales de GES, malgré d’importantes réductions des émissions imputables au secteur forestier), les émissions de GES dues à l’utilisation des terres, au changement d’affectation des terres et à la foresterie ont contribué pour une part relativement réduite aux émissions totales de GES en 2014.

Le Graphique 2.4 montre également la contribution des secteurs de l’agriculture et de la foresterie au PIB des pays étudiés. Bien qu’il n’en aille pas de même dans la zone OCDE considérée dans son ensemble, la contribution de l’agriculture au PIB est supérieure à celle de la foresterie dans tous ces pays. Cette dernière demeure inférieure à 2 % dans tous les pays à l’exception de la Nouvelle-Zélande, où elle atteint 2.4 %, alors que la part de l’agriculture dans le PIB présente des variations plus marquées d’un pays à l’autre. La contribution de l’agriculture au PIB va de 1.9 % à 3.2 % en France, en Irlande et au Mexique et se situe entre 6 % et 13.3 % au Brésil, en Nouvelle-Zélande et en Indonésie, ce qui porte à croire que ce secteur revêt une plus grande importance économique dans ce dernier groupe de pays.

Graphique 2.4. Émissions du secteur utilisation des terres, changement d’affectation des terres et foresterie (UTCATF) et de l’agriculture, et part des forêts et de l’agriculture dans le PIB (2014)

Les émissions mondiales de GES imputables à l’agriculture ont augmenté de 11.0 % entre 1990 et 2010, alors que celles des pays de l’OCDE ont diminué de 9.5 % au cours de la même période (Graphique 2.5). La valeur brute de la production agricole mondiale a augmenté dans de plus fortes proportions que les émissions mondiales du secteur, mettant en évidence un découplage relatif. Parmi les pays de l’OCDE, les données suggèrent un découplage absolu des émissions et de la création de valeur imputables à l’agriculture au cours de la période, vu que des augmentations de la valeur ont été assurées alors même que les émissions de GES ont baissé en volume absolu. Cependant, la tendance à la hausse des prix alimentaires entre 2000 et 2012 explique probablement au moins une partie de l’augmentation de la valeur dans les pays de l’OCDE comme dans les pays non membres. Le Graphique 2.6 présente l’intensité des émissions de GES de l’agriculture dans les différents pays, mesurées en gigagrammes d’équivalent-CO₂ par million de dollars des États-Unis de recettes agricoles. Cela suggère une nette convergence des intensités des émissions directes de GES du secteur agricole des différents pays au fil du temps. Il convient toutefois de noter que les émissions indirectes dues au changement d’affectation des terres ne sont pas prises en considération, alors qu’elles sont non négligeables dans certains pays.

Graphique 2.5. Émissions directes de GES de l’agriculture et valeur brute de la production agricole

Les sources des émissions agricoles de GES ont été très variables d’un pays à l’autre au fil du temps (Graphique 2.7). Tout comme dans l’ensemble de la zone OCDE, les émissions agricoles ont enregistré une diminution progressive en France. C’est là en grande partie le résultat d’une réduction des émissions imputables à la fermentation entérique et aux engrais de synthèse. Par contre, les émissions de GES dues à la fermentation entérique et aux engrais de synthèse ont entraîné d’importantes augmentations des émissions agricoles au Brésil. Les émissions attribuables aux engrais de synthèse ont de même progressé en Indonésie, et elles sont venues s’ajouter aux augmentations marquées des émissions de méthane du secteur rizicole du pays. La Nouvelle-Zélande n’a montré qu’une faible évolution des émissions agricoles au cours de la période considérée, puisque les augmentations de la contribution des engrais de synthèse ont été comparables en volume aux réductions des émissions imputables à la fermentation entérique. Les intensités d’émission de GES par produit, pour la production bovine et laitière en l’occurrence, sont respectivement décrites dans le Graphique 2.8 et le Graphique 2.9, qui font apparaître dans la plupart des cas une baisse des intensités d’émission, quoique selon des rythmes variables.

Graphique 2.6. Intensité des émissions directes de GES de l’agriculture

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Encadré 2.1. Systèmes de production et échanges dans le secteur de l’élevage

Les systèmes de production du secteur de l’élevage, de bovins laitiers et à viande notamment, sont économiquement importants pour la quasi-totalité des pays étudiés. Dans le même temps, l’élevage de bovins contribue pour une part importante aux impacts sur la sphère de l’utilisation des terres, au travers du changement d’affectation des terres, converties en pâturages ou à la production de fourrage, des émissions directes de GES dues aux effluents d’élevage, et de la pollution. Les systèmes de production laitière et bovine vont de l’élevage extensif axé sur le pâturage jusqu’aux méthodes d’élevage intensif en parc d’engraissement. Ces différents systèmes se distinguent par leurs performances économiques et par leurs impacts sur l’environnement.

Gerber et al. affirment par exemple (2013[8]) que le lait et la viande bovine issus des systèmes d’élevage intensif à haut rendement se caractérisent par une moindre intensité d’émissions en raison des effets d’échelle et des gains de productivité entraînés par les pratiques visant à réduire les émissions, telles que la gestion des troupeaux et l’utilisation d’un fourrage de grande qualité. Le Graphique 2.8 et le Graphique 2.9 confirment que les émissions unitaires sont effectivement plus basses dans des pays tels que la Nouvelle-Zélande, l’Irlande et la France qu’en Indonésie ou au Brésil, où les systèmes de production sont plus extensifs.

Les systèmes d’élevage intensif présentent cependant d'importantes différences que ne laissent pas transparaître les chiffres fondés exclusivement sur les émissions générées à l’intérieur de l’exploitation. L’analyse du cycle de vie, qui tient compte des émissions en amont (et en aval) (voir chapitre 5)1, montre que les systèmes de production laitière de Nouvelle-Zélande et d’Irlande, qui reposent principalement sur le pâturage, sont moins intensifs en émissions que celui de la France, par exemple, du fait qu’ils importent moins de fourrage (Weiss et Leip, 2012[9]). Par conséquent, le changement d’affectation des terres dû indirectement à l’élevage intensif de bovins – qui est responsable de pas moins d’un tiers des émissions de GES de l’UE d’après l’étude réalisée par Weiss et Leip (2012[9]) – peut gravement limiter les possibilités d’intensification si celle-ci vise à diminuer l’empreinte GES du secteur de l’élevage (Bowles, Alexander et Hadjikakou, 2019[10] ; Styles et al., 2018[11]).

Échanges de produits de l’élevage

Si une plus grande partie de la production bovine et laitière mondiale est assurée par les systèmes de production les plus efficaces, les échanges internationaux peuvent en théorie contribuer à l’efficience de la production mondiale, et réduire ainsi les émissions de GES et les autres impacts sur l’environnement. L’augmentation de la demande (intérieure et) internationale dope les exportations de viande bovine et de produits laitiers dans les pays étudiés, en particulier en Nouvelle-Zélande, en Irlande, au Brésil et au Mexique. L'Irlande, par exemple, a exporté 85 % de sa production de viande bovine et 90 % de sa production laitière en 2016 (Agriculture and Food Development Authority, 2017[12] ; Fitzgerald, 2019[13]). L’Irlande et la Nouvelle-Zélande sont certes des producteurs relativement efficients du point de vue des émissions de GES, mais l’augmentation de leur production remet en cause leur capacité à respecter leurs engagements de réduction de leurs émissions nationales. Il paraît par ailleurs douteux que les impacts environnementaux plus larges liés à la production destinée à l’exportation puissent être supportables à long terme. En Nouvelle-Zélande, par exemple, où les produits laitiers ont représenté un quart de l’ensemble des exportations de biens en 2018 (Stats NZ, 2019[14]), l’élevage laitier a désormais remplacé l’élevage d’ovins, dont les impacts sont moins importants, ce qui donne lieu à une forte augmentation de la pollution de l’eau (Ministère de l’Environnement, 2019[15]). La filière laitière représente une aubaine sur le plan économique, mais il apparaît que ses impacts environnementaux imposent des coûts sociaux supérieurs aux recettes d’exportation obtenues. (Foote, Joy et Death, 2015[16])

← 1. La méthodologie utilisée pour évaluer les impacts de certaines utilisations des terres a d’importantes implications pour la prise de décisions, puisqu’elle exerce une influence directe sur la perception de l’ampleur des éventuels hiatus et synergies entre les différentes composantes de la sphère de l’utilisation des terres.

Graphique 2.7. Émissions agricoles par source

Graphique 2.8. Émissions de GES générées à l'intérieur de l’exploitation, par kg de viande bovine produite

Graphique 2.9. Émissions de GES générées à l'intérieur de l’exploitation, par kg de lait produit

copy the linklink copied!Systèmes alimentaires

Il existe également d’autres indicateurs agroenvironnementaux, tels que l’indice des oiseaux des milieux agricoles, les ventes de pesticides ou le bilan nutritif. Ces indicateurs fournissent un complément d’informations sur la durabilité de l’agriculture3. L’OCDE suit l’évolution de ces indicateurs pour les pays de l’OCDE comme pour quelques autres, bien que des données complètes ne soient pas toujours disponibles pour tous les pays. Les données chronologiques sur l'indice des oiseaux des milieux agricoles sont par exemple disponibles pour la France (et mettent en évidence une diminution au fil du temps). Les données sur les ventes de pesticides sont disponibles pour la France, le Mexique, et la Nouvelle-Zélande.

La sécurité alimentaire constitue un motif de préoccupation croissant. À l’échelle mondiale, d’après la FAO et al., (2017[17])le nombre estimé de personnes sous-alimentées – qui avait évolué à la baisse au cours de la dernière décennie – est passé de 777 millions en 2015 à 815 millions en 2016 (pour atteindre 11 % de la population mondiale). Les problèmes de sécurité alimentaire sont pour partie une conséquence du manque d’efficience dont souffrent les systèmes alimentaires mondiaux, et leur récente aggravation peut être attribuée à des conflits en plus grand nombre. Ces problèmes sont souvent exacerbés par les chocs climatiques, qui devraient augmenter en fréquence et en gravité du fait des émissions anthropiques de GES, de même que par la résilience réduite des écosystèmes en raison de leur dégradation et de la diminution de la biodiversité. Par contre, associées à des modes de consommation néfastes, ce même manque d’efficience produit également des problèmes inverses dans diverses régions. La prévalence mondiale de l’obésité est en rapide progression, et 13 % de la population adulte de la planète était considérée comme obèse en 2014. La situation est particulièrement grave en Amérique du Nord, en Europe et en Océanie, où 28 % des adultes sont classés comme obèses, contre 7 % en Asie et 11 % en Afrique. En Amérique latine et dans les Caraïbes, un quart environ de la population adulte est actuellement considérée souffrir d’obésité (FAO et al., 2017[17]). Pour remédier aux problèmes de sécurité alimentaire, en particulier dans le contexte des futures mutations de l’environnement, il sera essentiel de s’attaquer au manque d’efficience des systèmes alimentaires mondiaux, de réduire les émissions anthropiques de GES et de lutter contre la dégradation des écosystèmes.

Les Perspectives agricoles de l’OCDE et de la FAO 2018-2027 (2018[18]) prévoient un ralentissement considérable de la progression de la demande totale (y compris à des fins non alimentaires) de la plupart des produits par rapport à la décennie précédente (Graphique 2.10). La croissance future des productions végétales devrait être principalement assurée par une augmentation des rendements. L’accroissement des rendements devrait accuser un léger ralentissement, mais l’augmentation de la production pourrait être assurée par une réduction des vastes écarts de rendement existants, en particulier en Afrique subsaharienne. Les Perspectives indiquent toutefois que l’insécurité alimentaire demeurera une préoccupation mondiale de premier plan. De surcroît, étant donné que les régions où la demande alimentaire devrait s’accroître ne coïncident pas avec celles où l’offre peut être accrue de manière durable, les échanges internationaux prendront de plus en plus d’importance pour s’adapter au changement climatique et parvenir à l’atténuer, tout comme pour mettre en œuvre les ODD.

Les pertes et gaspillages alimentaires (PGA) ont également des conséquences majeures sur l'utilisation des terres, la biodiversité, le changement climatique et les ressources en eau. D’après les estimations, un tiers de toute la production alimentaire destinée à la consommation humaine est perdue ou gaspillée (FAO, 2013[19]). Cela équivaut approximativement à 1.3 milliard de tonnes par an d’une valeur estimée à 936 milliards USD, donnant lieu à la production d’environ 4.4 Gt de CO₂. Par rapport aux pays, les PGA se situent au troisième rang des émetteurs mondiaux (uniquement devancés par les États-Unis et la Chine) (FAO, 2013[19] ; FAO, 2015[20] ; FAO, 2013[21]). Point important en ce qui concerne la problématique de l’utilisation des terres, la production de 30 % environ des terres agricoles mondiales est gaspillée chaque année, ce qui représente 1.4 milliard d’hectares (FAO, 2013[21]), soit une superficie supérieure à l’ensemble des terres émergées des pays étudiés.

Graphique 2.10. Croissance annuelle de la consommation des principaux groupes de produits, 2008-17 et 2018-27

Graphique 2.11. Gaspillage de produits alimentaires, en kg par habitant et par an

Les estimations du gaspillage alimentaire par habitant dans les six pays étudiés sont très variables. Les volumes dont il est fait état dans le Graphique 2.11 ne sont pas tous directement comparables (du fait des méthodologies utilisées pour les obtenir), et ils devraient être traités avec prudence. En général, les PGA au niveau des ménages sont constituées de produits alimentaires comestibles et seraient potentiellement évitables, bien que le degré de faisabilité et de désirabilité de l’objectif d’éviter les PGA post-production et pré-consommation varie non seulement en fonction du type de produits alimentaires mais aussi du stade de la chaine mondiale d’approvisionnement auquel surviennent les pertes. Une considérable incertitude entoure par ailleurs ces données. À titre d’exemple, d’après certaines sources, l’Indonésie ne se classe pas seulement au deuxième rang mondial (derrière l’Arabie saoudite) des pays où le gaspillage alimentaire par habitant est le plus élevé (315 kg/habitant/an) (EIU, 2018[22]) : elle compte en outre plus de 30 % d’enfants de moins de 5 ans victimes de malnutrition (PAM, 2018[28]). Cependant, d’autres estimations du gaspillage alimentaire des ménages en Indonésie font apparaître d’importantes variations allant de 6 kg/habitant/an (EIU, 2019[29])4 à 253 kg/habitant/an (Meidiana et Gamse, 2010[30]), ce qui met en évidence la considérable incertitude dont souffrent ces données. Le niveau élevé de gaspillage post-production et pré-consommation observé au Brésil (bien supérieur à celui d’autres pays) est probablement le résultat d’un examen des données sur une base par habitant, ce qui favorise une surestimation des chiffres dans les pays gros exportateurs de produits agricoles. En pourcentage de la production, le gaspillage alimentaire post-production et pré-consommation du Brésil est similaire à celui de l’Indonésie et il n’est que légèrement supérieur à ceux du Mexique et de la Nouvelle-Zélande. Le gaspillage alimentaire des ménages est généralement plus élevé dans les pays développés que dans ceux en développement.

copy the linklink copied!Échanges internationaux

D’après les estimations, la consommation de biens faisant l’objet d’échanges internationaux représente 25 % de la contribution de l’agriculture et de la foresterie à l’extinction des oiseaux, et 21 % de leurs impacts sur la séquestration de carbone terrestre (Marques et al., 2019[31]). À l’échelle mondiale, 20 % de la production de blé, 12 % de celle de maïs et plus de 60 % de celle de soja est exportée (Fischer, Byerlee et Esmeades, 2014[32]). De fait, le Brésil exporte les deux tiers (41 Mt sur 62 Mt) de sa production de soja (ibid.). L’Indonésie est le plus gros producteur mondial d’huile de palme et elle a exporté 76.5 % de sa production en 2013 (FAOSTAT, 2017[3]). La production indonésienne d’huile de palme a augmenté de 4.9 % par an au cours de la période 1991-2010 (Fischer, Byerlee et Esmeades, 2014[32]). Au-delà de ces exemples, les échanges internationaux de biens dont la production exerce des effets notables sur la sphère de l’utilisation des terres s’avèrent importants dans tous les pays étudiés. Une comparaison des échanges de produits forestiers et des échanges de produits agricoles fait apparaître que ces derniers constituent la catégorie la plus importante (i) sur le plan économique, mais aussi, dans la plupart des cas, (ii) sous l’angle des impacts sur la sphère de l’utilisation des terres5. Cependant, lorsque les produits forestiers sont issus de forêts primaires, les impacts sur la sphère de l’utilisation des terres par unité échangée, et notamment ceux sur la biodiversité, sont élevés et souvent irréversibles.

D’un point de vue économique, les recettes d’exportation tirées de l’agriculture ont été en 2016 de quatre (Indonésie) à 52 (Mexique) fois supérieures à celles tirées des produits forestiers (FAO, 2018[33]). Le Graphique 2.12 illustre l’importance économique des échanges internationaux de produits agricoles, mesurée par la part des exportations dans la valeur ajoutée de l’agriculture dans les pays étudiés pendant une période de 10 ans à compter de 2005. L’importance des exportations agricoles est très variable selon les pays, mais elle a augmenté au cours de cette période dans chacun d’eux, sauf en Indonésie (où elle a légèrement diminué).

Graphique 2.12. Part des exportations dans la valeur ajoutée de l’agriculture

Le Graphique 2.13 montre l’importance économique des échanges internationaux de produits agricoles en s’appuyant sur un autre indicateur, leur part dans l’ensemble des échanges internationaux de biens. La part des produits agricoles dans les importations de biens se situe entre 7 % (Brésil) et 12.3 % (Indonésie) dans les pays étudiés, mais la part des exportations agricoles dans l’ensemble des exportations présente des variations plus marquées, puisqu’elle va de 7.5 % (Mexique) à 57.1 % (Nouvelle-Zélande). Le Graphique 2.13 facilite également l’interprétation des évolutions présentées dans le Graphique 2.12 ci-dessus. Les pays dans lesquels la part des exportations dans la valeur ajoutée de l’agriculture est la plus élevée (Irlande, Nouvelle-Zélande, France) tendent à exporter davantage de produits à forte valeur ajoutée (tels que les produits animaux, les produits alimentaires transformées et les boissons), tandis que les autres exportent plutôt des produits primaires comme le soja ou le caoutchouc.

Graphique 2.13. Part de différents produits agricoles dans l’ensemble des échanges de biens (en valeur), 2016

L’empreinte spatiale de la production et de la consommation nationales constitue un moyen de comparer les impacts sur la sphère de l’utilisation des terres incorporés dans les échanges internationaux. Le Graphique 2.14 illustre les résultats de la méthode d’estimation adoptée par le Global Footprint Network (2018[36]) ventilés selon le type d’occupation des sols, et il montre que dans certains pays les besoins en terres intégrés dans les flux internationaux de biens se révèlent non négligeables6. Les pays dont l’empreinte écologique de la consommation est supérieure à celle de leur production destinée à l’exportation (Irlande, Mexique) sont de fait importateurs nets de terres). Les autres pays étudiés sont « exportateurs » nets de biocapacité, ce qui signifie que leurs exportations incorporent davantage de terres biologiquement productives que leurs importations. Si dans le cas du Brésil, les terres cultivables apportent une contribution aux exportations nettes de biocapacité plus de deux fois supérieure à celles des espaces forestiers ou des pâturages, dans celui de la Nouvelle-Zélande et de l’Indonésie, les espaces forestiers constituent la principale source d’exportations nettes de biocapacité7. Pour finir, compte tenu de la part importante de son secteur de l’élevage dans ses exportations, l’Irlande est « importateur » net de terres agricoles mais « exportateur » net de pâturages. Bien que le Graphique 2.14 présente le solde net des échanges internationaux de terres incorporés dans la production et la consommation (« flux virtuels de terres »), il convient de noter que le volume brut des flux virtuels de terres est sensiblement supérieur à leur volume net en raison des boucles d’échanges circulaires sur des marchés des produits agricoles de plus en plus intégrés (Harchaoui et Chatzimpiros, 2017[37]).

Graphique 2.14. Exportations nettes de biocapacité, 2014

Les structures des échanges illustrées par le Graphique 2.12, le Graphique 2.13. et le Graphique 2.14 ont d'importantes répercussions sur la sphère de l’utilisation des terres dans les pays étudiés comme ailleurs. Au Brésil, par exemple, plus de 50 % de la diminution du couvert forestier enregistrée entre 2005 et 2015 a été attribuée à la déforestation liée à la production de produits de base (Global Forest Watch, 2019[38]), principalement de viande bovine et de soja, deux des principaux produits d’exportation du pays (Henders, Persson et Kastner, 2015[39]). Du fait des évolutions plus récentes de l’utilisation des terres, cette proportion pourrait s’être modifiée, mais un certain nombre d’études antérieures estiment qu’une part approximative de 30 % des émissions du Brésil imputables aux CAT a toujours été incorporée dans ses exportations (Saikku, Soimakallio et Pingoud, 2012[40] ; Karstensen, Peters et Andrew, 2013[41]). En Indonésie, les données quantitatives sur les facteurs de déforestation sont rares, mais, d’après les estimations, de 23 % à 50 % de la déforestation survenue après 2000 pourraient être attribués à l’expansion des palmeraies à huile (Austin et al., 2019[42] ; Henders, Persson et Kastner, 2015[39]) en vue de la production d’huile de palme, un produit d’exportation essentiel. Les impacts néfastes sur la biodiversité associés à la production de produits d’exportation ont également été estimés. Chaudhary et Kastner (2016[43]), par exemple, soulignent que, de tous les pays, l’Indonésie est celui dont les impacts sur la biodiversité sont les plus élevés en termes de disparitions d’espèces attribuables aux exportations de denrées alimentaires, le niveau de ces impacts étant plus de deux fois supérieur à celui de la Thaïlande, qui se classe à la seconde place8.

Au Mexique, une étude suggère que les impacts sur l’environnement exercés à l’échelle mondiale par la production agricole ont certes été réduits à la suite de la libéralisation des échanges dans le cadre de l’Accord de libre-échange nord-américain (ALENA), mais que les plus graves de ces impacts sur l’environnement se sont déplacés des États-Unis vers le Mexique (Martinez-Melendez et Bennett, 2016[44]). De fait, l’intensification de l’agriculture dans le sillage de l’ALENA a vraisemblablement été à l’origine de considérables impacts sur la biodiversité résultant du remplacement à grande échelle des systèmes de culture traditionnels par des systèmes de production modernes à forte intensité d’intrants (Orozco-Ramírez et al., 2017[45] ; CNUCED, 2013[46]). Dans le cas de la France, les études se sont essentiellement efforcées de déterminer dans quelle mesure les produits importés impliquent une déforestation et des menaces pour la biodiversité à l’étranger. Selon Envol Vert (2018[47]), par exemple, l’empreinte de déforestation du consommateur français moyen s’élève à 352 m² par an, dont 59 % sont imputables au soja (principalement en provenance du Brésil) incorporé dans les produits animaux.

Les échanges internationaux sont à l’origine d’impacts sur l’utilisation des terres à l’échelle nationale dans les pays développés également. La Nouvelle-Zélande et l’Irlande exportent toutes deux de grandes quantités de lait et de viande bovine, dont la production est intensive en émissions. Les exportations de ces produits continuent de progresser, mais ce modèle de croissance commence « à montrer ses limites écologiques » en Nouvelle-Zélande (OCDE, 2017, p. 15[48]). Outre les impacts sur l’utilisation des terres et sur les émissions sur le territoire national, les importations d’aliments pour animaux ont aussi des effets sur l’utilisation des terres à l’étranger. En Irlande, par exemple, parmi les produits agricoles, les aliments pour animaux constituent la principale catégorie de produits d’importation (en volume) selon le ministère de l’Agriculture, de l’Alimentation et de la Mer (Department of Agriculture Food and the Marine, 2018[49]).

Références

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[24] Aguilar Gutiérrez, G. (2016), Food Losses and Food Waste in Mexico: Quantification and Some Proposals for Public Policy, International Workshop on Food Loss and Food Waste, novembre 7–9.

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[61] Tallard, G., P. Liapis et G. Pilgrim (2016), « The Implications of Agricultural Trade and Market Developments for Food Security », Documents de l’OCDE sur l’alimentation, l’agriculture et les pêcheries, n° 95, Éditions OCDE, Paris, https://dx.doi.org/10.1787/5jlr579rkqwk-en.

[60] Teuber, R. et D. Jensen (2016), Food losses and food waste – Extent, underlying drivers and impact assessment, Université de Copenhague, http://www.ifro.ku.dk/english.

[59] The Royal Society (2007), Biodiversity - climate interactions: adaptation, mitigation and human livelihoods, The Royal Society.

[58] Tilman, D. et al. (2017), « Future threats to biodiversity and pathways to their prevention », Nature, vol. 546/7656, pp. 73-81, https://doi.org/10.1038/nature22900.

[57] Tonosaki, M. (2009), « Harvested wood products accounting in the post Kyoto commitment period », Journal of Wood Science, vol. 55/6, pp. 390-394, https://doi.org/10.1007/s10086-009-1052-2.

[7] Trading Economics (2018), Trading Economics Currency Data, https://tradingeconomics.com/indonesia/currency.

[56] UCS (2014), Deforestation Success Stories: Tropical Nations Where Forest Protection and Reforestation Policies Have Worked, Union of Concerned Scientists, http://www.ucsusa.org/forestsuccess.

[55] Van der Esch, S. et al. (2017), Exploring future changes in land use and land condition and the impacts on food, water, climate change and biodiversity: Scenarios for the Global Land Outlook, PBL Netherlands Environment Agency, La Haye, https://www.pbl.nl/sites/default/files/cms/publicaties/pbl-2017-exploring-future-changes-in-land-use-and-land-condition-2076b.pdf (consulté le 11 janvier 2019).

[9] Weiss, F. et A. Leip (2012), « Greenhouse gas emissions from the EU livestock sector: A life cycle assessment carried out with the CAPRI model », Agriculture, Ecosystems & Environment, vol. 149, pp. 124-134, https://doi.org/10.1016/J.AGEE.2011.12.015.

[54] Willett, W. et al. (2019), « Food in the Anthropocene: the EAT-Lancet Commission on healthy diets from », The Lancet, vol. 393/10170, pp. 447-492, https://doi.org/10.1016/S0140-6736(18)31788-4.

[53] Wreford, A., A. Ignaciuk et G. Gruère (2017), « Overcoming barriers to the adoption of climate-friendly practices in agriculture », Documents de l’OCDE sur l’alimentation, l’agriculture et les pêcheries, n° 101, Éditions OCDE, Paris, https://dx.doi.org/10.1787/97767de8-en.

[52] Wright, T., A. Rahmanulloh et A. Abdi (2017), Indonesia Biofuels Annual Report 2017, USDA Foreign Agricultural Service, https://gain.fas.usda.gov/Recent%20GAIN%20Publications/Biofuels%20Annual_Jakarta_Indonesia_6-20-2017.pdf.

[25] Yates, S. (2013), Summary of existing information on domestic food waste in New Zealand Document quality control, Waste Not Consulting.

copy the linklink copied!Annexe 2.A. Modifications de l’occupation des sols en France, en Irlande, au Mexique et en Nouvelle-Zélande

Graphique annexe 2.A.1. Conversion des terres en France, en Irlande, au Mexique et en Nouvelle-Zélande

Notes

← 1. Les séries de données de la CCI-LC sont pour l’heure les seules séries statistiques d’ampleur mondiale susceptibles de donner une idée suffisamment harmonisée du type et de l’intensité des changements intervenus entre différents types d’occupation des sols. Voir (Haščič et Mackie, 2018[1]) pour une description de la série de données.

← 2. Les erreurs de classification sont plus probables entre les différents types de couvert végétal, car ces catégories sont souvent similaires et plus difficiles à distinguer les unes des autres de manière fiable. Par exemple, les conversions observées de zones humides en espaces boisés dont fait état le Graphique 2.1 présentent en partie problématique du fait de l’ambiguïté de la classification : les différences biophysiques entre les zones humides définies (Couverture arbustive ou herbacée, inondée, eau douce, salée ou saumâtre) et les catégories de forêts inondées (Couverture forestière, inondée, eau douce ou saumâtre ; couverture forestière, inondée, eau salée) sont minces et difficiles à percevoir de manière fiable par télédétection (Haščič et Mackie, 2018[1]).

← 3. Par exemple, l’indice des oiseaux des milieux agricoles retrace l’évolution moyenne d'un groupe d’espèces pour suivre l’état des habitats agricoles. De manière générale, une baisse de l'indice signifie que l’évolution des populations des espèces d’oiseaux est globalement négative, d’où une diminution de la biodiversité (OCDE, 2014[51])

← 4. Des changements méthodologiques entre l’indice de durabilité alimentaire de 2017 et celui de 2018 ont fait passer les estimations du gaspillage alimentaire des ménages indonésiens de 315 kg/habitant/an à 6 kg/habitant/an, pour plus de précisions voir http://foodsustainability.eiu.com/wp-content/uploads/sites/34/2018/11/FSI-2018-Methodology-Paper_full_December-2018.pdf.

← 5. L’agriculture de subsistance et les autres formes de production agricole destinée à la consommation intérieure revêtent manifestement une grande importance dans certains contextes, et elles représentent une part importante de la création de valeur économique et des impacts sur l’utilisation des terres de l’ensemble de la production agricole. Il n’en est toutefois pas tenu compte dans les statistiques des échanges présentées dans ce chapitre.

← 6. Le débat autour de la robustesse de cette approche se poursuit et porte notamment sur la fiabilité de l’indicateur choisi (l’utilisation des terres) pour mesurer la variable d’intérêt (l’impact sur l’environnement), ainsi que sur la difficulté de comparer des impacts environnementaux hétérogènes selon les endroits (voir par exemple (Galli et al., 2016[50]) à ce sujet). Dans le Graphique 2.14, par exemple, les impacts sur la sphère de l’utilisation des terres associés aux exportations virtuelles d’espaces forestiers sont vraisemblablement très différents selon qu’il s’agit des forêts tropicales de l’Indonésie et du Brésil ou des forêts tempérées des autres pays étudiés.

← 7. Du point de vue de l’environnement, les exportations nettes de biocapacité des espaces forestiers n’ont pas d’impacts négatifs sur la sphère de l’utilisation des terres, pour autant qu’elles trouvent leur origine dans des forêts gérées de manière durable.

← 8. Les disparitions d’espèces attribuables aux exportations de denrées alimentaires sont estimées à l’aide d’un modèle établissant une relation entre les superficies et l’abondance des espèces en milieu rural (le modèle SAR). Pour une description complète, voir (Chaudhary et Kastner, 2016[43]).

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: Vers une utilisation durable des terres : Aligner les politiques en matière de biodiversité, de climat et d’alimentation

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