Chapitre 3. Exemples d’analyses voies de transfert-impact et de leur traduction sur le plan de l’action publique

3.1.1 Pollution atmosphérique urbaine

En mars 2014, la ville de Paris a connu un exceptionnel pic de pollution particulaire pendant dix jours (Graphique 3.1). Une AVTI a révélé que la moitié des particules grossières (PM₁₀) étaient des particules de nitrate d’ammonium (NH₄NO₃) formées par un mélange de NO_x, émis principalement par les moyens de transport urbain, et de NH₃ issus d’activités agricoles dans des zones relativement éloignées (Nord-Ouest de la France et au-delà) (PRIMEQUAL, 2015). Ce mélange était dû aux conditions anticycloniques (haute pression) de ces jours-là, qui maintenaient les concentrations en NO_x et en NH₃ à des niveaux élevés (effet d’inversion thermique). L’autre moitié des particules provenait de la combustion de biomasse (chauffage au bois), de la combustion d’énergie (y compris dans les transports), de composés organiques volatils (COV) et de sulfate d’ammonium. Cette découverte a été rendue possible par des avancées scientifiques récentes qui ont amélioré la précision des mesures de NH₄NO₃.

Graphique 3.1. Dépassement du seuil d’alerte aux particules à Paris en mars 2014

À gauche, la Tour Eiffel avant l’épisode de pollution particulaire. À droite, une image prise du même endroit le 14 mars 2014.

Source: http://www.natura-sciences.com/environnement/particules-fines-pics-pollution810.html, consulté le 27 juin 2018.

Cette constatation rendue possible par l’AVTI a eu un effet direct sur l’action des pouvoirs publics. Elle a amené les autorités françaises à considérer que, pour réduire la pollution de l’air en ville, il est tout aussi légitime d’agir sur les pratiques d’épandage d’engrais que sur la circulation. Les mesures suivantes, notamment, ont été prises dans les zones de provenance des émissions atmosphériques polluantes : modification des limites de vitesse sur les routes, gratuité du stationnement résidentiel, appel aux agriculteurs et aux entreprises pour qu’ils diminuent temporairement l’utilisation d’engrais et l’activité industrielle (respectivement), et promotion des transports publics. En outre, au plus fort du pic de pollution (17 mars 2014), des mesures plus radicales ont été prises : restrictions d’utilisation des véhicules, réduction des limites de vitesse, limitation de la circulation des poids lourds, gratuité des transports publics, interdiction de brûler des déchets verts (même agricoles). On voit ici comment l’AVTI a conduit les autorités à s’attaquer à la pollution due non seulement au chauffage résidentiel et aux transports, mais aussi, fait plus rare, à l’agriculture ; par le passé, ce dernier secteur n’avait pas été pris en compte dans la réflexion sur la réduction de la pollution de l’air en milieu urbain.

Le rôle de l’agriculture dans la pollution de l’air urbain a aussi été mis en lumière récemment au Royaume-Uni. Une AVTI y a montré que l’épisode extrême de smog qu’a connu tout le Royaume-Uni (de la Cornouailles à Aberdeen) du 26 mars au 8 avril 2014 était principalement dû à des particules de NH₄NO₃ provenant des émissions agricoles de NH₃ sur le continent européen, et non, comme on l’avait avancé dans un premier temps, à des poussières venues du Sahara (Vieno et al., 2016). Comme le montrent Thunis et al. (2017), les émissions d’origine agricole ont un impact significatif sur la qualité de l’air dans de nombreuses villes de l’UE.

3.1.2 Eutrophisation des écosystèmes terrestres

Dans le Land allemand de Bade-Wurtemberg, la surveillance au sol conjuguée à une AVTI à haute résolution a révélé que d’importantes quantités d’azote étaient déposées sur de vastes étendues du territoire du Land, ce qui n’avait pas été mis en évidence par les modèles de transport chimique et une AVTI à plus faible résolution (Graphique 3.2). Par exemple, le dépôt moyen annuel sur les forêts de conifères s’est révélé supérieur de 47 % à ce qu’on pensait jusqu’alors. L’AVTI à haute résolution a aussi mis en évidence des différences de vulnérabilité des habitats aux dépôts d’azote.

Graphique 3.2. Dépôts d’azote dans le Bade-Wurtemberg, 2009

Note : Dépôts d’azote oxydé et d’azote réduit. Outre le degré de résolution, la principale différence entre les deux cartes réside dans la méthode employée pour estimer les dépôts d’azote, avec d’un côté (à droite) l’établissement d’une carte ajustée en fonction des relevés effectifs sur le terrain et de l’autre (à gauche) un exercice de modélisation. Il importe de noter que le degré de résolution influence fortement l’estimation des charges critiques d’eutrophisation et de leur dépassement, qui se fonde sur l’écosystème dominant dans chaque carré du quadrillage et sur les dispositions applicables de la législation de l’UE, en l’occurrence la directive Habitats dans le cas de la carte à haute résolution (à droite) et la directive sur les plafonds d’émission nationaux dans celui de la carte à plus basse résolution (à gauche).

Source : LUBW (2016, 2018), Gauger (2017).

Ces constatations permises par l’AVTI ont des conséquences directes pour l’action publique en ce qu’elles pointent la nécessité d’une réglementation plus efficace des sources d’azote dans les zones d’émission. À l’heure actuelle, des valeurs limites d’émission sont appliquées uniquement au transport routier, aux installations industrielles et aux grandes installations d’élevage (qui représentent seulement 1 % des émissions agricoles d’azote) lorsque les charges critiques d’eutrophisation sont dépassées. Comme dans le reste de l’Allemagne, il n’existe pas de valeurs limites pour les autres activités agricoles, même si toutes les exploitations agricoles ont l’obligation d’estimer annuellement le bilan azoté de leur activité. Pourtant, dans le Bade-Wurtemberg, les dépôts d’azote proviennent en majorité (à 55 %) de l’agriculture, alors que les transports en produisent 22 % et les activités industrielles, 23 %.

Aux Pays-Bas, c’est à la suite d’AVTI que les pouvoirs publics ont instauré récemment des règlements spécifiques par secteur géographique dans le cadre de leur approche préventive de protection des écosystèmes naturels. Depuis le 1er juillet 2015, en application de l’approche intégrée de l’azote (PAS), l’autorisation de nouvelles activités (agriculture, industrie, circulation...) est subordonnée à une évaluation préalable des répercussions des dépôts d’azote sur les sites Natura 2000 (estimées au moyen de l’outil de calcul AERIUS4). Aux Pays-Bas, la plupart des sites Natura 2000 (118 sur 160) sont touchés par un excès de dépôts d’azote (ministère de l’Économie, 2015).

Le Portugal aussi s’achemine vers une meilleure évaluation des risques de dépôts, comme l’ont montré récemment des études évaluant la vulnérabilité des écosystèmes méditerranéens au NH₃ (Pinho et al., 2016). Cependant, il faut impérativement définir un niveau de résolution adapté. Pas moins de 231 types d’habitats sont recensés dans la directive Habitats de l’UE (92/43/CE), et chacun a probablement sa propre charge critique.

On pourrait affiner la prise en compte des effets des dépôts d’azote sur la biodiversité terrestre dans les AVTI en évaluant les concentrations critiques d’azote dans les sols des zones naturelles protégées (dans la solution du sol). De fait, la charge historique est une caractéristique significative de la composition spécifique des sols. Les bactéries du sol (acteurs clés du cycle de l’azote) et les mycorhizes (champignons qui participent à la croissance des plantes) sont très sensibles aux variations de l’azote dans le sol.

3.1.3 Utilité des AVTI pour l’action publique en matière de gestion des risques de pollution de l’air

Dioxyde d’azote (NO₂)

Bien que les émissions de NO_x n’aient cessé de diminuer depuis 2000, la plupart des pays de l’UE comptent au moins une grande ville où la concentration annuelle moyenne de NO₂ dépasse (parfois très nettement) les valeurs limites légales de l’Union (qui sont égales aux valeurs guides de l’Organisation mondiale de la santé (OMS) pour la qualité de l’air) (Graphique 3.3)5. En 2013, certaines stations de mesure ont enregistré des concentrations annuelles moyennes plus de deux fois supérieures à la valeur limite de l’Union européenne (UE) en Allemagne, en France et au Royaume-Uni (Graphique 3.3). En février 2017, la Commission européenne a adressé un dernier avertissement à l’Allemagne, à l’Espagne, à la France, à l’Italie et au Royaume-Uni au motif que ces pays n’avaient pas remédié aux infractions répétées aux limites en matière de pollution atmosphérique fixées pour le NO₂6_.

Graphique 3.3 Les concentrations de dioxyde d’azote (NO₂) dépassent la limite légale dans beaucoup de grandes villes de l’UE, bien que les émissions d’oxydes d’azote (NO_x) aient baissé au niveau national

Note : Concentrations de NO₂ : valeurs moyennes enregistrées par les stations de mesure.

Source : OCDE (2015 pour la partie A ; 2017 pour la partie B).

Les dépassements répétés des limites de pollution de l’air par le NO₂ sont en partie dus à une sous-estimation des émissions automobiles de NO_x. Il se révèle que les transports contribuent davantage qu’on le pensait auparavant à ces émissions – parfois quatre fois plus (Karl et al., 2017)7.

Néanmoins, les concentrations locales de NO₂ sont très dépendantes de l’emplacement des sources d’émission de NO_x et de leurs voies de transfert atmosphérique. Un recours accru aux AVTI permettrait de mieux corréler les zones menacées par le NO₂ et les zones émettrices de NO_x et aideraient ainsi les pouvoirs publics à prendre des décisions en connaissance de cause.

Aérosols azotés

On peut faire la même observation à propos de la pollution par les particules, dont les NO_x et le NH₃ sont des précurseurs. Malgré des améliorations, l’exposition de la population à des concentrations nocives de particules reste un problème chronique dans la plupart des pays de l’UE8. Moins d’un pays membre de l’OCDE sur trois est en conformité avec les Lignes directrices de l’OMS relatives à la qualité de l’air, selon lesquelles il ne faut pas être exposé, en moyenne annuelle, à une concentration de particules fines (PM_2.5) supérieure à 10 microgrammes par mètre cube (OCDE, 2017). En Chine et en Inde, deux pays qui ne se trouvent pas dans la zone OCDE, l’exposition aux PM_2.5 a continué d’augmenter malgré des niveaux déjà extrêmement élevés (Graphique 3.4). Le nombre de décès prématurés dus aux PM_2.5 a augmenté entre 2000 et 2015, aussi bien dans les économies émergentes que dans les pays de l’OCDE dans leur ensemble (Roy et Braathen, 2017).

Graphique 3.4. Les concentrations de particules dépassent les limites légales et devraient continuer de les dépasser en cas de politiques inchangées

Partie A : Les concentrations moyennes de particules fines (PM_2.5) sont tirées d’observations par satellite, de modèles de transferts chimiques et des relevés des stations de mesure.

Partie B : Concentrations annuelles moyennes de particules grossières (PM₁₀) dans les villes de plus de 100 000 habitants.

Source : OCDE (2017 pour la partie A ; 2012 pour la partie B).

Aux États-Unis, le Conseil consultatif scientifique de l’Agence pour la protection de l’environnement (USEPA-SAB) a établi une carte des risques de dépôts d’aérosols azotés. Son étude montre que les dépôts humides d’ammonium (NH₄⁺) ont normalement lieu à proximité ou sous le vent des grands centres agricoles, et qu’il y a une corrélation entre la teneur en nitrate (NO₃^-) des dépôts humides et les émissions de NO_x (USEPA-SAB, 2011)9. Un recours accru aux AVTI permettrait de mieux corréler les zones menacées par les aérosols azotés et les zones émettrices de NO_x et de NH₃, et aiderait ainsi les pouvoirs publics à prendre des décisions en connaissance de cause.

Ozone troposphérique

On peut faire la même observation à propos de la pollution par l’ozone troposphérique, dont le NO_x est l’un des précurseurs. Malgré des améliorations, l’exposition de la population à des concentrations nocives d’ozone troposphérique reste un problème chronique dans la plupart des pays de l’UE (Graphique 3.5)10. La baisse des émissions de NO_x n’a pas entraîné (de façon linéaire) une diminution de l’ozone troposphérique. Depuis plusieurs décennies, l’évolution de l’ozone troposphérique se caractérise au contraire par une certaine complexité (Cooper et al., 2014).

Graphique 3.5. L’exposition de la population urbaine à l’ozone troposphérique est problématique et devrait le rester en cas de politiques inchangées

Partie A : Dépassements cumulés de plus de 70 µg/m³ du maximum journalier de la moyenne sur 8 heures sur tous les jours d’une année, selon les mesures prises par les stations au sol dans certains pays d’Europe. Par comparaison, les Lignes directrices de l’Organisation mondiale de la Santé (OMS) relatives à la qualité de l’air et les valeurs cibles de l’Union européenne (UE) sont, respectivement, de 100 µg/m³ et 120 µg/m³ pour le maximum journalier de la moyenne sur 8 heures.

Partie B : Concentrations annuelles moyennes d’ozone troposphérique dans les villes de plus de 100 000 habitants.

Source : OCDE (2017 pour la partie A ; 2012 pour la partie B).

Comme dans le cas du NO₂, l’évolution des concentrations d’ozone troposphérique est fonction non seulement du niveau des émissions de précurseurs, mais aussi de leur localisation, des voies de transfert dans l’atmosphère et des conditions climatiques11. Il apparaît en particulier que les concentrations d’ozone troposphérique sont souvent plus fortes en aval qu’à l’intérieur des zones urbaines12.

3.2.1 Pollution des eaux côtières

Le bassin hydrographique de la baie de Chesapeake s’étend sur 230 000 kilomètres carrés et six États américains (Delaware, Maryland, Pennsylvanie, New York, Virginie, Virginie-Occidentale) plus le District de Columbia. Son territoire est occupé par des forêts (64 %), des terres agricoles (24 %), des agglomérations (8 %) et d’autres surfaces (4 %). Les charges en azote, en phosphore et en sédiments charriées par le bassin hydrographique vers les eaux côtières de la baie représentent le principal motif de préoccupation. Elles entraînent chaque été la raréfaction, voire la disparition de l’oxygène dissous dans la baie et dans les cours d’eau à marées. Des niveaux minimums d’oxygène dissous ont été définis pour les différentes espèces qu’abrite la baie, en fonction de la profondeur de l’eau (Graphique 3.6).

Graphique 3.6. Critères relatifs à l’oxygène dissous retenus pour la baie de Chesapeake

Note : L’échelle de 1 à 6 repose sur la quantité minimale d’oxygène (mg/l) nécessaire à la survie des espèces.

Source : Linker et al. (2016).

En décembre 2010, les autorités ont fixé une charge journalière maximale totale (CJMT) d’azote et de phosphore pouvant être introduite dans la zone intertidale de la baie, afin d’assurer le respect des normes relatives à l’oxygène dissous. La CJMT tient compte des apports des grandes sources terrestres d’éléments nutritifs (agriculture, assainissement) et des dépôts atmosphériques d’azote dans le bassin. Il s’agit du premier système de CJMT mis en place aux États-Unis qui prend en compte ces dépôts atmosphériques. La réduction attendue des émissions de NO_x au niveau national (en application de la loi sur la qualité de l’air, Clean Air Act) est déduite de la CJMT, ce qui diminue l’effort d’abaissement des apports en éléments nutritifs exigé des sources terrestres. Une autre CJMT a été définie concernant les dépôts atmosphériques directs d’azote dans les eaux côtières.

Un « bassin d’air » – le territoire dont les sources d’émissions contribuent le plus aux dépôts dans le bassin hydrographique de la baie – a été délimité pour chaque forme d’azote afin de modéliser les dépôts d’azote. Le bassin d’air du NH₃ est semblable à celui des NO_x, mais légèrement plus petit (Graphique 3.7). Les deux bassins sont environ neuf fois plus étendus que le bassin hydrographique de la baie. Quelque 50 % des dépôts d’azote dans la baie proviennent de sources situées à l’intérieur de son bassin hydrographique. À cela s’ajoutent 25 % qui proviennent du reste du bassin d’air de la baie. Les 25 % restants correspondent au solde des échanges avec l’océan.

Graphique 3.7. Bassins d’air de la baie de Chesapeake pour les oxydes d’azote (NO_x) et l’ammoniac (NH₃)

Note : La zone foncée à l’intérieur des bassins d’air représente le bassin hydrographique de la baie de Chesapeake.

Source : Linker et al. (2016).

L’AVTI est étayée par des modélisations intégrées en plusieurs étapes. Pour commencer, des données issues d’un modèle de réaffectation des terres, d’un modèle des bassins d’air et d’un logiciel de construction de scénarios sont utilisées comme données d’entrée dans un modèle du bassin hydrographique (Graphique 3.8). Le modèle de réaffectation des terres prédit les changements concernant l’utilisation des sols, les réseaux d’assainissement et les fosses septiques qui découlent des modifications des politiques foncières. Le modèle des bassins d’air, qui est une application nationale du modèle de qualité de l’air CMAQ, prédit la variation des dépôts d’azote inorganique sous l’effet de la modification des émissions13. Le logiciel de construction de scénarios combine les résultats de ces modèles avec des données provenant d’autres sources, comme le recensement agricole des États-Unis, pour produire des données d’entrée pour le modèle du bassin hydrographique.

Graphique 3.8. Cadre de modélisation du programme de la baie de Chesapeake

Source : www.chesapeakebay.net/who/group/modeling_team, consulté le 11 avril 2018.

À partir des données d’entrée, le modèle du bassin hydrographique prédit ensuite les charges en azote, en phosphore et en sédiments14. Le modèle WQSTM de l’estuaire, ou modèle de la baie de Chesapeake, prédit l’évolution de la qualité de l’eau de la baie due aux modifications des charges prévues par le modèle du bassin hydrographique15. La dernière étape est une analyse par rapport aux normes de qualité de l’eau de la baie, qui examine les estimations de l’oxygène dissous, de la chlorophylle et de la transparence de l’eau issues des modèles pour évaluer le respect de ces normes dans le temps et dans l’espace.

Les dépôts directs d’azote sur les eaux côtières sont estimés sur la base des réductions des émissions de sources mobiles au niveau fédéral et conformément au règlement sur la pollution atmosphérique inter-États (Cross-State Air Pollution Rule)16, et sur la base des réductions au niveau des États17. Les dépôts de NO_x sur les eaux côtières ont diminué depuis le milieu des années 80, ceux de NH₃ sont stables ou en hausse (Graphique 3.1). L’objectif de CJMT a été fixé à 15.7 millions de livres (7 100 tonnes) d’azote à l’horizon 2020, ce qui correspond à une baisse de 40 % des dépôts d’azote par rapport à 1985.

La cogestion de l’azote atmosphérique et terrestre rejeté dans la baie de Chesapeake reflète la réalité du cycle de l’azote. Grâce à l’AVTI, elle assure un meilleur rapport coût-efficacité dans la gestion du risque d’hypoxie. Le programme de la baie de Chesapeake a été globalement efficace depuis la définition de la CJMT, même si des progrès demeurent nécessaires pour ramener les charges en azote au niveau cible fixé pour 2025 (Tableau 2.2). D’après les estimations, les charges azotées dans le bassin hydrographique de la baie ont diminué de 9 % entre 2009 et 2016. Elles proviennent pour 42 % de l’agriculture, pour 33 % des eaux usées et ruissellements urbains et pour 25 % des dépôts atmosphériques (Tableau 3.2).

De façon plus générale, les modèles qui prédisent comment l’azote atmosphérique est déposé dans la mer pourraient être utiles pour gérer le risque de prolifération d’algues. Certains chercheurs ont par exemple simulé les dépôts d’azote en mer du Nord et estimé qu’il serait possible de prévoir ces proliférations par la superposition des données de prévision météorologique (Djambazov et Pericleous, 2015).

3.2.2 Pollution des eaux lacustres

À l’intérieur d’un bassin lacustre, l’azote qui est entraîné par lessivage depuis différents points vers les eaux souterraines puis vers le lac atteint celui-ci à des moments différents, et les dégradations qui en résultent (l’eutrophisation, par exemple) sont échelonnées dans le temps. De même que la différenciation spatiale était importante dans l’exemple précédent (baie de Chesapeake), de même une politique qui prend en compte la variabilité temporelle sera sans doute d’un meilleur rapport coût-efficacité qu’une politique qui l’ignore. C’est ce que plusieurs études récentes ont cherché à démontrer.

Cox et al. (2013) ont ainsi mené une analyse simplifiée des voies de migration de l’azote d’origine agricole à travers les eaux souterraines dans l’optique de la gestion du risque de pollution du lac Rotorua par le NO₃^-. Ils ont eu recours à un modèle géophysique pour estimer le temps de résidence moyen dans les eaux souterraines au niveau des parcelles composant le bassin du lac (Graphique 3.9). Ils estiment qu’une réglementation opérant une différenciation temporelle est efficiente dans les bassins où la migration de l’azote vers le lac se fait principalement via les eaux souterraines (et non par ruissellement) et où sa durée est très variable.

Graphique 3.9. Temps de migration de l’azote dans le bassin du lac Rotorua

Source : Cox et al. (2013).

Un système d’échange de « quotas d’azote millésimés » (QAM) peut constituer un outil efficient de gestion du risque d’eutrophisation pour les lacs dont une AVTI peut permettre de prévoir les apports d’azote au fil du temps (voir notamment Anastasiadis et al., 2013). Dans ce type de système, les autorités responsables délivrent une quantité donnée de quotas pour chaque année millésime, c’est-à-dire pour chaque année où l’azote atteindra le lac. Les quotas constituent par conséquent des droits à accroître la charge du lac en azote une année donnée, et donc des droits conditionnels de rejet d’azote depuis les exploitations agricoles18 ajustés en fonction des temps de latence dans les eaux souterraines. Dans ce système, les exploitants doivent restituer une partie de leurs quotas chaque année, pour couvrir la charge supplémentaire à venir dans le lac que provoqueront les rejets d’azote de leur exploitation au cours de l’année considérée.

Dans un système de QAM, les exploitants agricoles doivent chaque année mettre en adéquation leurs pertes par lessivage avec leurs quotas millésimés, lesquels correspondent à l’année en cours plus le temps de latence. Prenons l’exemple d’un exploitant agricole pour lequel le temps de latence est de 30 ans et dont les pertes par lessivage sont de 100 kg d’azote en 2018 ; en 2018, il doit restituer 100 kg de quotas millésimés 2048. Cependant, l’azote est aussi transporté par ruissellement de surface (flux rapide). Supposons donc que 50 % de l’azote migre par ruissellement et 50 % via les eaux souterraines. Dans ce cas, l’exploitant agricole doit, en 2018, restituer 50 kg de quotas millésimés 2018 et 50 kg de quotas millésimés 2048.

Dans tout bassin caractérisé par un temps de latence de l’azote dans les eaux souterraines, il existe une charge historique, c’est-à-dire de l’azote qui s’est infiltré antérieurement dans les eaux souterraines et ne s’est pas encore transformé en charge dans le lac. Comme il est très difficile d’empêcher l’azote déjà présent dans les eaux souterraines d’atteindre le lac, les autorités doivent prendre en compte les charges historiques lorsqu’elles fixent des cibles environnementales pour toutes les sources d’azote. Souvent, cela passe par un durcissement progressif des objectifs environnementaux. Anastasiadis et al. (2011) examinent la conception des réglementations qui tiennent compte des charges historiques.

La capacité à réagir aux changements (adaptabilité) est un important critère de faisabilité des systèmes de QAM, dont la mise en œuvre s’étale forcément sur une longue période. Comme tous les systèmes d’échange de quotas, ces systèmes offrent une grande souplesse pour choisir comment et où (à l’intérieur du bassin lacustre) réduire les émissions d’azote pour respecter le plafond. Cependant, une fois le plafond mis en place, il peut être difficile de le revoir à la baisse (par exemple, si des nouvelles données deviennent disponibles sur la qualité des eaux du lac). On peut, jusqu’à un certain point, atténuer ce problème en programmant à l’avance plusieurs « phases » et en prévoyant la possibilité de modifier le plafond à l’issue de chacune (Drummond et al., 2015).

3.2.3 Contamination des eaux souterraines

Dans l’État américain de l’Oregon, la Southern Willamette Valley (SWV) a été déclarée en 2004 zone de gestion des eaux souterraines (groundwater management area, GWMA) après que des concentrations de NO₃^- élevées, souvent supérieures à la norme de qualité de l’eau potable (10 mg/l), eurent été relevées dans de nombreux puits privés. En fait, la GWMA, qui couvre près de 60 000 ha, a été délimitée non selon des critères scientifiques (sur la base d’une AVTI), mais selon des critères de faisabilité administrative : il s’agit du périmètre dans lequel est puisée l’eau potable distribuée sur le réseau public19.

Les limites administratives de la GWMA de la vallée ne coïncident pas avec celles de la zone à risque ou de la zone d’émission au sens des AVTI. Pour gérer le risque de contamination des eaux souterraines dans le bassin de la Willamette, il serait davantage indiqué d’englober intégralement la zone de plaine du cours d’eau (en tant qu’entité hydrogéologique) au lieu d’en inclure seulement une partie, comme dans la GWMA (Encadré 3.1). De fait, la contamination par le NO₃^- concerne seulement les eaux souterraines peu profondes, c’est-à-dire la partie peu profonde de l’aquifère Willamette, qui borde la rivière du même nom et a été baptisée « l’aquifère alluvial »20.

Or, la GWMA de la SWV met l’accent sur la protection des réseaux d’eau publics, dont on suppose que chacun se caractérise par des voies de contamination qui lui sont propres. C’est pourquoi des zones de protection de l’eau potable ont été définies autour de chaque captage public. Des évaluations (source water assessments) sont menées pour identifier les possibles sources de contamination à l’intérieur des zones de protection de l’eau potable (agriculture, fosses septiques, puits laissés à l’abandon, établissements humains à forte densité...) et déterminer le degré de risque (élevé, moyen ou faible) selon les critères généraux définis par l’Agence fédérale pour la protection de l’environnement des États-Unis (USEPA).

Il s’agit là d’une sorte d’AVTI, mais qui n’est pas réalisée à la bonne échelle. Selon la terminologie de l’AVTI, la « zone à risque » est l’aquifère alluvial et la « zone d’émission » est la plaine de la Willamette. Étant donné la connectivité entre l’aquifère alluvial et la rivière Willamette, une gestion des risques axée sur cet aquifère favoriserait des synergies entre les mesures de protection de la qualité des eaux souterraines et celles visant à protéger la qualité des eaux de surface (comme les CJMT).

Encadré 3.1. Voies de recharge des eaux souterraines dans le bassin de la Willamette (Oregon)

Conlon et al. (2005) ont estimé les voies de recharge de l’aquifère de Willamette au moyen d’un modèle précipitations-ruissellement (Precipitation-Runoff Modelling System, PRMS). Il en ressort que la recharge des eaux souterraines a lieu en grande partie dans le secteur de la chaîne côtière, ainsi que dans la partie occidentale et la partie haute de la chaîne des Cascades. Cependant, selon toute vraisemblance, les eaux pluviales ne s’infiltrent qu’à une faible profondeur avant de rejoindre les cours d’eau de ces secteurs. Considérée au niveau du bassin, cette infiltration n’est pas une recharge des eaux souterraines, mais un écoulement superficiel dans la zone pédologique. Dans ces conditions, la majeure partie des précipitations qui s’abattent sur le secteur de la chaîne côtière et sur la partie occidentale et la partie haute de la chaîne des Cascades se déverse dans les cours d’eau de ces secteurs et n’alimente guère les eaux souterraines de la plaine (Graphique 3.10). Par conséquent, la recharge des nappes souterraines peu profondes de la plaine se fait localement.

Graphique 3.10. Hydrologie du bassin de la Willamette

Note : Le bassin de la Willamette comporte une plaine située entre la chaîne côtière et la chaîne des Cascades.

Source : Conlon et al. (2005).

3.2.4 Utilité des AVTI pour l’action publique en matière de gestion des risques de pollution de l’eau

L’exemple des « zones mortes océaniques » permettra d’illustrer l’utilité des AVTI pour l’action publique en matière de gestion des risques de pollution de l’eau. Ces zones ne cessent de gagner du terrain, y compris dans la zone OCDE, de sorte que l’identification des sources d’éléments nutritifs qui en sont à l’origine est une priorité (Graphique 3.2).

Encadré 3.2. Il est largement établi que les zones mortes océaniques connaissent une extension rapide

Lorsque l’apport en oxygène dans les eaux de fond s’amenuise, les concentrations peuvent tomber en dessous des niveaux nécessaires au maintien de la vie animale. On parle alors d’« hypoxie ». Les zones hypoxiques sont parfois appelées « zones mortes », terme employé pour la première fois pour qualifier la zone hypoxique du nord du golfe du Mexique, où aboutissent de grandes quantités d’éléments nutritifs en provenance des bassins du Mississippi et de l’Atchafalaya (Rabalais et al., 2010). Les captures des chalutiers sur ces lieux de pêche sont dérisoires, voire nulles.

Les zones mortes océaniques sont étroitement liées aux activités humaines. Leur répartition dans le monde est en relation avec les grands foyers de population et les grands bassins hydrographiques qui exportent des quantités massives d’éléments nutritifs.

Les effets environnementaux néfastes des zones mortes sont la disparition d’habitats, la mortalité directe, la diminution des ressources alimentaires et l’altération des migrations de nombreuses espèces de poissons (de fond et pélagiques) (Breitburg et al., 2009). L’augmentation du volume d’éléments nutritifs a aussi des répercussions sur la composition du phytoplancton (Turner et al., 1998). En outre, les zones mortes perturbent les services écosystémiques comme les cycles des éléments nutritifs (Sturdivant et al., 2012).

Les zones mortes varient avec les saisons. Aux latitudes tempérées, les eaux de fond peuvent rester hypoxiques de quelques heures à plusieurs mois pendant l’été et l’automne. Heureusement, les systèmes marins côtiers peuvent être remis en état si des efforts soutenus sont faits pour réduire les charges en éléments nutritifs. Cependant, lorsqu’une zone morte apparaît dans un écosystème marin côtier, le phénomène se répète souvent tous les ans (Baird et al., 2004).

Les données disponibles sur les zones mortes montrent clairement que la fertilité de beaucoup d’écosystèmes côtiers a commencé à s’accroître rapidement il y a une cinquantaine d’années. À la fin des années 60, des zones mortes étaient signalées çà et là en Amérique du Nord et en Europe septentrionale (Diaz et al., 2013). Deux décennies plus tard, à l’orée des années 90, elles étaient devenues monnaie courante dans ces mêmes secteurs et au Japon (ibid.). Dans les années 2000, elles ont ensuite gagné l’Amérique du Sud, l’Europe méridionale et l’Australie (ibid.).

Au niveau mondial, quelque 884 zones côtières subissant les effets d’une eutrophisation ont été recensées ; parmi elles, 576 connaissent des problèmes d’hypoxie, 234 sont sous la menace de tels problèmes et 74 peuvent être considérées comme étant en voie de retour à la normale grâce à des mesures de gestion des éléments nutritifs (Graphique 3.11). À ce chiffre s’ajoutent probablement de nombreuses zones hypoxiques dans les régions tropicales qui n’ont pas été répertoriées parce que les capacités scientifiques nécessaires à leur détection font défaut sur place (Altieri et al., 2017). On estime que plus de 10 % des récifs coralliens sont soumis à un fort risque d’hypoxie (ibid.).

Les zones mortes océaniques sont particulièrement vulnérables au changement climatique : d’après Altieri et Gedan (2015), quasiment toutes se trouvent dans des régions qui connaîtront une hausse des températures d’au moins 2 °C d’ici à la fin du siècle. La modification du climat aggrave les situations d’hypoxie en augmentant la température des océans, leur acidification et leur niveau, et en renforçant les précipitations, les vents et les tempêtes.

Graphique 3.11. Répartition des zones mortes océaniques

Hypoxique - employé pour désigner des zones dont des données scientifiques démontrent que l’hypoxie a été provoquée au moins en partie par une surabondance d’azote et de phosphore. C’est ce qu’on appelle des « zones mortes ».

Eutrophe - employé pour désigner des zones dans lesquelles on observe les effets de l’eutrophisation : taux élevés d’azote et de phosphore, taux élevés de chlorophylle a, proliférations algales nocives, modification des communautés benthiques, atteintes aux récifs coralliens, destruction des poissons... Ce sont des zones qui risquent de devenir hypoxiques. Certaines le sont peut-être déjà, mais on ne dispose pas de données scientifiques suffisantes pour se prononcer.

En progrès - employé pour désigner des zones qui ont connu de faibles taux d’oxygène dissous et une situation d’hypoxie, mais dont l’état s’améliore à présent.

BRIICS - Brésil, Russie, Inde, Indonésie, Chine et Afrique du Sud.

Source : Données recueillies par Robert Diaz, Virginia Institute of Marine Science, situation au 22 juin 2018.

PNUE (2012) fait le lien entre la formation de zones mortes dans l’océan et l’essor des régions agricoles, l’urbanisation et l’aménagement des côtes. Selon PNUE (2012), « souvent inefficiente, l’utilisation d’engrais apporte de l’azote et du phosphore aux cours d’eau et aux eaux souterraines, qui, ajoutés aux éléments nutritifs provenant des effluents d’élevage et des eaux usées insuffisamment traitées, accroissent considérablement la quantité des éléments nutritifs rejetés dans les eaux côtières directement et par l’intermédiaire des cours d’eau qui reçoivent les rejets des foyers de population et de l’agriculture en amont ».

Les zones mortes demeurent un motif de préoccupation même dans les pays de l’OCDE, où l’efficacité d’utilisation de l’azote et les bilans azotés ont pourtant été améliorés dans les années 2000 en agriculture (Graphique 3.12). Comme dans le cas déjà évoqué de la baie de Chesapeake (voir section 3.2.1), la formation de zones mortes n’est pas seulement le fait de l’agriculture ou des sources terrestres. Une analyse des origines de l’azote apporté dans les eaux marines par les cours d’eau montre que la part cumulée des dépôts atmosphériques et de la fixation biologique naturelle dépasse en fait celle des apports agricoles, et que les eaux usées sont responsables de la plus faible proportion (Tableau 3.3)21. Il est indispensable d’identifier les différentes sources d’azote, leurs périmètres d’émission et les outils permettant de maîtriser efficacement le risque de zones mortes qu’elles entraînent – un rôle taillé sur mesure pour l’AVTI.

Graphique 3.12. Azote agricole dans la zone OCDE : moins d’excédents et une utilisation plus efficiente

Partie A : Bilan national à la surface du sol.

Partie B : Consommation d’engrais commerciaux en kg/ha de surface agricole. Valeur de la production végétale en USD aux prix et parités de pouvoir d’achat de 2010. OCDE hors République tchèque.

Source : OCDE (2017).