Bruxelles, le 13.3.2019

COM(2019) 142 final

RAPPORT DE LA COMMISSION AU PARLEMENT EUROPÉEN, AU CONSEIL, AU COMITÉ ÉCONOMIQUE ET SOCIAL EUROPÉEN ET AU COMITÉ DES RÉGIONS

sur l’état de l’expansion, à l’échelle mondiale, de la production de certaines cultures destinées à l’alimentation humaine et animale


Table des matières

I.Introduction

II.Cadre juridique de l’UE sur les biocarburants, les bioliquides et les combustibles issus de la biomasse

III.Recensement des biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse présentant un risque élevé d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols

III.1Expansion mondiale dans les matières premières agricoles

III.2Estimation de l’expansion des matières premières sur des terres présentant un important stock de carbone

III.3Définir en quoi une expansion gagne «nettement» sur des terres présentant un important stock de carbone

IV.Certification du faible risque, pour des biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse, d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols

V.Conclusions



I.Introduction

La nouvelle directive sur les énergies renouvelables 1 (ci-après «RED II» ou «la directive») est entrée en vigueur le 24 décembre 2018 2 . Cette directive encourage le développement des énergies renouvelables au cours de la prochaine décennie au moyen d’un objectif contraignant d’au moins 32 % d’énergie renouvelable à l’échelle de l’UE d’ici à 2030, à réaliser collectivement par les États membres. Pour ce faire, la directive prévoit un certain nombre de mesures sectorielles visant à promouvoir la poursuite du déploiement des énergies renouvelables dans les secteurs de l’électricité, du chauffage, du refroidissement et des transports, dans le but général de contribuer à la réduction des émissions de gaz à effet de serre (GES), à l’amélioration de la sécurité énergétique, au renforcement de la primauté technologique et industrielle de l’Europe dans le domaine des énergies renouvelables et à la création d’emplois et de croissance.

La directive renforce également le cadre de développement durable de l’UE pour la bioénergie, afin de garantir une baisse pérenne des émissions de gaz à effet de serre et de réduire au minimum les incidences non intentionnelles sur l’environnement. Plus particulièrement, elle présente une nouvelle approche en matière d’émissions liées aux changements indirects dans l’affectation des sols («indirect land-use change» ou «ILUC») qui sont associés à la production de biocarburants, de bioliquides et de combustibles issus de la biomasse. À cette fin, la directive fixe des limites nationales, qui seront progressivement réduites à zéro au plus tard en 2030, pour les biocarburants, les bioliquides et les combustibles issus de la biomasse présentant un risque élevé d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols («carburants à risque élevé d’ILUC»), produits à partir de cultures destinées à l’alimentation humaine ou animale et dont la zone de production gagne nettement sur les terres présentant un important stock de carbone. Ces limites auront une incidence sur la quantité de ces carburants qui peut être prise en compte dans le calcul de la part nationale globale des énergies renouvelables et de la part des énergies renouvelables dans les transports. Toutefois, la directive prévoit une exemption à ces limites pour les biocarburants, les bioliquides et les combustibles issus de la biomasse qui sont certifiés comme présentant un faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols.

Dans ce contexte, la directive exige de la Commission qu’elle adopte un acte délégué définissant des critères à la fois i) pour la détermination des matières premières présentant un risque élevé d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols et dont la zone de production gagne nettement sur les terres présentant un important stock de carbone, et ii) pour la certification des biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse présentant un faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols («carburants à faible risque d’ILUC»). L’acte délégué doit accompagner le présent rapport («le rapport») sur l’état de l’expansion, à l’échelle mondiale, de la production des cultures destinées à l’alimentation humaine et animale concernées. Le présent rapport fournit des informations liées aux critères définis dans l’acte délégué susmentionné afin de recenser les carburants présentant un risque élevé d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols, issus de cultures destinées à l’alimentation humaine ou animale dont l’expansion gagne nettement sur des terres présentant un important stock de carbone, ainsi que les carburants pour lesquels ce risque est faible. La section 2 du présent rapport décrit l’évolution des politiques de l’UE pour faire face aux effets des changements indirects dans l’affectation des sols. La section 3 examine les données les plus récentes sur l’état de l’expansion, à l’échelle mondiale, de la production des cultures destinées à l’alimentation humaine et animale concernées. Les sections 4 et 5 décrivent respectivement les modalités de détermination des carburants présentant un risque élevé d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols, issus de cultures destinées à l’alimentation humaine ou animale dont l’expansion gagne nettement sur des terres présentant un important stock de carbone, ainsi que les modalités de certification des carburants pour lesquels ce risque est faible.

II.Cadre juridique de l’UE sur les biocarburants, les bioliquides et les combustibles issus de la biomasse

Le secteur des transports est particulièrement complexe du point de vue de l’énergie et du climat: il consomme environ un tiers de la demande totale d’énergie de l’UE, dépend presque entièrement des combustibles fossiles et ses émissions de gaz à effet de serre sont en augmentation. Afin de relever ces défis, au début des années 2000, la législation de l’UE 3 imposait déjà aux États membres de fixer des objectifs indicatifs nationaux pour les biocarburants et les autres carburants renouvelables dans les transports, étant donné qu’en raison des progrès technologiques, les moteurs de la plupart des véhicules en circulation dans l’Union à cette époque étaient déjà adaptés pour fonctionner avec des carburants contenant un mélange à faible teneur en biocarburants. Les biocarburants étaient alors la seule source d’énergie renouvelable disponible pour commencer à décarboner le secteur des transports, pour lequel on s’attendait à une augmentation de 50 % des émissions de CO2 entre 1990 et 2010.

La directive de 2009 sur les énergies renouvelables 4 («RED») a continué de promouvoir la décarbonation du secteur des transports en fixant un objectif contraignant spécifique de 10 % d’énergies renouvelables dans les transports d’ici à 2020. Selon les données et les estimations communiquées, les énergies renouvelables représentaient environ 7 % de l’ensemble de la consommation finale d’énergie dans les transports en 2017. Étant donné que l’électricité produite à partir de sources renouvelables, le biogaz et les matières premières avancées ne jouent actuellement qu’un rôle limité dans les transports, l’essentiel de l’utilisation des énergies renouvelables dans ce secteur provient des biocarburants conventionnels 5 .

Par ailleurs, la directive RED de 2009 sur les énergies renouvelables fixe des critères contraignants en matière de réduction des émissions de gaz à effet de serre et de durabilité, que les biocarburants 6 et les bioliquides, tels que définis dans cette directive, doivent respecter pour pouvoir être comptabilisés aux fins des objectifs nationaux et de l’UE sur les énergies renouvelables et bénéficier de régimes d’aide publique. Ces critères définissent des zones interdites (principalement des terres présentant un important stock de carbone ou une grande biodiversité) qui ne peuvent servir de source pour les matières premières utilisées dans la production de biocarburants et de bioliquides, et déterminent des exigences minimales de réduction des émissions de gaz à effet de serre que doivent respecter les biocarburants et les bioliquides par rapport aux combustibles fossiles. Ces critères ont contribué à limiter le risque d’effets directs sur l’affectation des sols associés à la production de biocarburants et de bioliquides conventionnels, mais ils n’ont pas d’incidence sur les effets indirects.

Changements indirects dans l’affectation des sols associés aux biocarburants conventionnels

Des effets indirects peuvent survenir lorsque des pâturages ou des terres agricoles auparavant destinés aux marchés de l’alimentation humaine et animale sont convertis pour la production de combustibles issus de la biomasse. Il faudra pourtant continuer de satisfaire la demande en denrées alimentaires et en aliments pour animaux, soit par l’intensification de la production actuelle, soit par la mise en production de terres non agricoles ailleurs. Dans ce dernier cas, le changement indirect dans l’affectation des sols (conversion de terres non agricoles en terres agricoles pour produire des denrées alimentaires ou des aliments pour animaux) peut entraîner des émissions de gaz à effet de serre 7 , en particulier lorsqu’il s’agit de terres présentant un stock de carbone important, comme des forêts, des zones humides et des tourbières. Ces émissions de gaz à effet de serre, qui ne sont pas prises en compte dans les critères de réduction de ces gaz établis dans la directive RED, peuvent être considérables et pourraient annuler, en partie ou en totalité, les réductions d’émissions de gaz à effet de serre liées aux différents biocarburants 8 . Cela tient au fait que, d’après les prévisions, la quasi-totalité de la production de biocarburants en 2020 devrait provenir de cultures sur des sols qui pourraient servir les marchés de l’alimentation humaine et animale.

Cependant, il n’est pas possible d’observer ou de mesurer les changements indirects dans l’affectation des sols. Une modélisation est nécessaire pour estimer les incidences potentielles. Une telle modélisation comporte un certain nombre de limites, mais elle est néanmoins suffisamment robuste pour démontrer le risque de changement indirect dans l’affectation des sols associé aux biocarburants conventionnels. Dans ce contexte, la directive ILUC de 2015 9 relative aux changements indirects dans l’affectation des sols adopte un principe de précaution afin de réduire au minimum l’impact global des changements indirects dans l’affectation des sols, en fixant une limite à la part des biocarburants 10 et bioliquides conventionnels qui peut être comptabilisée aux fins de la réalisation des objectifs nationaux en matière d’énergies renouvelables et de l’objectif de 10 % d’énergies renouvelables dans le secteur des transports. Cette mesure est assortie d’une obligation, pour chaque État membre, de fixer un objectif indicatif pour les carburants renouvelables avancés avec une valeur de référence de 0,5 % pour 2020, afin d’encourager la transition vers ces carburants, qui sont considérés comme ayant une incidence moindre, voire nulle, en termes de changements indirects dans l’affectation des sols.

En outre, la directive de 2015 inclut des facteurs relatifs aux changements indirects dans l’affectation des sols pour différentes catégories de matières premières issues de cultures destinées à l’alimentation humaine et animale. Ces facteurs indiquent les émissions découlant de changements indirects dans l’affectation des sols associés à la production de biocarburants et de bioliquides conventionnels et doivent être utilisés par les fournisseurs de carburants à des fins de déclaration, mais pas pour calculer les réductions d’émissions de gaz à effet de serre provenant de la production de biocarburants.

La prise en compte des changements indirects dans l’affectation des sols par la directive RED II

La directive RED II adopte une approche plus ciblée pour réduire les effets des changements indirects dans l’affectation des sols associés aux biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse conventionnels 11 . Étant donné que les émissions liées aux changements indirects dans l’affectation des sols ne peuvent être mesurées avec le niveau de précision requis pour être incluses dans la méthode de calcul des émissions de gaz à effet de serre de l’UE, elle conserve l’approche consistant à limiter la quantité de biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse conventionnels 12 consommés dans les transports qui peut être prise en compte dans le calcul de la part globale nationale des énergies renouvelables et de la part sectorielle dans les transports. Cette limite s’exprime toutefois sous la forme de plafonds nationaux qui correspondent aux niveaux existants de ces carburants dans chaque État membre en 2020.

Une certaine souplesse est admise, car ces limites nationales peuvent encore augmenter d’un point de pourcentage, mais tout en maintenant un maximum global de manière à ce que ces carburants ne puissent pas dépasser 7 % de la consommation finale d’énergie dans les secteurs des transports routier et ferroviaire en 2020. En outre, les États membres peuvent fixer une limite inférieure pour les biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse associés à un risque élevé de changements indirects dans l’affectation des sols, tels que les carburants produits à partir de cultures oléagineuses.

Parallèlement, la promotion des biocarburants et biogaz avancés est renforcée au moyen d’un objectif contraignant spécifique d’une part minimale de 3,5 % pour 2030, avec deux étapes intermédiaires (0,2 % en 2022 et 1 % en 2025).

De plus, même si les États membres peuvent inclure les biocarburants et les combustibles issus de la biomasse conventionnels pour atteindre l’objectif de 14 % d’énergie renouvelable dans la consommation d’énergie du secteur des transports, ils peuvent aussi baisser le niveau de cet objectif s’ils décident de tenir compte d’une moindre quantité de ces carburants ou combustibles pour la réalisation de cet objectif. Par exemple, si un État membre décide de ne pas comptabiliser du tout les biocarburants et combustibles issus de la biomasse conventionnels, l’objectif pourrait être diminué de 7 % au maximum.

Par ailleurs, la directive instaure une limite supplémentaire pour les biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse produits à partir de cultures destinées à l’alimentation humaine ou animale dont la zone de production gagne nettement sur des terres présentant un stock de carbone important, car pour ces biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse, il existe à l’évidence un risque élevé d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols 13 . Étant donné que l’expansion sur des terres présentant un important stock de carbone résulte d’une demande accrue de cultures, une nouvelle augmentation de la demande de matières premières pour la production de biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse ne peut qu’aggraver la situation, à moins que des mesures de prévention des effets de déplacement, telles que la certification du faible risque d’induire des changements indirectes, soient prises. Par conséquent, la contribution de ces carburants à l’objectif en matière d’énergie renouvelable dans les transports (ainsi qu’au calcul de la part globale nationale d’énergies renouvelables) sera limitée à partir de 2021 au niveau de consommation de ces carburants en 2019. À compter du 31 décembre 2023 et jusqu’en 2030 au plus tard, leur contribution devra progressivement être réduite à 0 %.

Cependant, la directive permet d’exclure de cette limite les biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse produits à partir de ces matières premières, à condition qu’ils soient certifiés comme étant à faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols. Une telle certification est possible pour les matières premières destinées aux biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse produits dans des conditions qui évitent les effets des changements indirects d’affectation des sols, dans la mesure où elles ont été cultivées sur des terres inutilisées ou proviennent de cultures qui ont bénéficié de pratiques agricoles améliorées, comme indiqué plus en détail dans le présent rapport.

III.Recensement des biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse présentant un risque élevé d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols 

L’établissement des critères de détermination des matières premières à risque élevé d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols, et dont la zone de production gagne nettement sur des terres présentant un important stock de carbone, comprend deux tâches:

1.définir l’expansion des matières premières utilisées pour produire des biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse sur des terres présentant un important stock de carbone; et

2.définir le terme «nettement» dans la notion d’expansion des matières premières.

Afin cette fin, la Commission a effectué de vastes travaux de recherche et une large consultation publique, notamment:

-une analyse de la littérature scientifique pertinente;

-une évaluation mondiale fondée sur les données du SIG (système d’information géographique) et

-une consultation élargie, à travers plusieurs rencontres avec des experts et des parties prenantes qui ont fourni à la Commission de précieuses contributions, prises en compte aux fins du présent rapport et de l’acte délégué.

III.1Expansion mondiale dans les matières premières agricoles

Au cours des dernières décennies, la croissance de la population mondiale et l’élévation du niveau de vie ont conduit à une augmentation de la demande en denrées alimentaires, aliments pour animaux, énergie et fibres provenant des écosystèmes de la planète. Cette demande accrue a entraîné une hausse des besoins en matières premières agricoles à l’échelle mondiale, une tendance qui devrait se poursuivre dans le futur 14 . L’utilisation accrue des biocarburants dans l’UE a contribué à cette demande existante en matières premières agricoles.

Le présent rapport vise à cerner les tendances mondiales observées depuis 2008 en ce qui concerne l’expansion des matières premières concernées. Cette date a été retenue afin de garantir la cohérence avec les dates butoirs pour la protection des terres présentant une grande biodiversité et des terres présentant un stock de carbone important, prévues par l’article 29 de la directive.

Comme le montre le tableau 1, au cours de la période 2008-2016, la production de toutes les matières premières agricoles principales utilisées pour la production de biocarburants conventionnels a augmenté, à l’exception de l’orge et du seigle. Cette croissance de la production est particulièrement marquée en ce qui concerne l’huile de palme, le soja et le maïs, ce qui se reflète également dans les données concernant les superficies récoltées. L’augmentation de la production de blé, de tournesol, de colza et de betterave sucrière découle majoritairement d’une augmentation de la productivité.

 

Tableau 1: Expansion de la production mondiale des principales matières premières pour les biocarburants (2008-2016); source: calcul propre fondé sur les données de FAOstat et de l’USDA-FAS.

Pour réagir à la hausse de la demande agricole, on peut habituellement augmenter les rendements et étendre les terres agricoles. Dans une situation où à la fois les terres agricoles adéquates disponibles et les augmentations potentielles de rendement sont limitées, la demande accrue en cultures agricoles devient le principal moteur de la déforestation. D’autres facteurs clés, comme l’obtention d’une rentabilité maximale de la production et le respect de la législation correspondante en vigueur, sont également susceptibles de jouer un rôle dans la détermination de la façon dont la demande accrue doit être satisfaite et de la mesure dans laquelle elle provoque la déforestation.

III.2Estimation de l’expansion des matières premières sur des terres présentant un important stock de carbone

En raison de la hausse de la demande mondiale en matières premières agricoles, une partie de la demande en biocarburants a été satisfaite par l’intermédiaire d’une expansion des terres consacrées à l’agriculture dans le monde. Lorsque cette expansion se fait sur des terres présentant un important stock de carbone, elle peut se traduire par des émissions de gaz à effet de serre considérables et une grave perte de biodiversité. Afin d’estimer l’expansion des matières premières concernées sur des terres riches en carbone (telles que définies dans la directive RED II), le centre commun de recherche (JRC) et la Commission européenne ont procédé à une analyse de la littérature scientifique pertinente (voir annexe I) complétée par une analyse fondée sur le SIG (voir annexe II).

Analyse de la littérature scientifique

L’analyse de littérature scientifique relative à l’expansion des surfaces de production de produits agricoles sur des terres présentant un important stock de carbone a révélé qu’aucune étude ne fournit de résultats pour l’ensemble des matières premières utilisées dans la production de biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse. Les études sont habituellement davantage axées sur des régions et des cultures spécifiques, très majoritairement le soja et l’huile de palme, les données concernant d’autres cultures étant très limitées. En outre, les diverses études portent non seulement sur des périodes différentes d’expansion des cultures, mais appliquent aussi différentes approches concernant le laps de temps qui s’écoule entre la déforestation et l’expansion des cultures. Par conséquent, les études qui portent sur la couverture du sol pendant une ou deux années seulement avant la plantation des cultures relient moins la déforestation à une culture que celles qui portent sur la couverture du sol depuis une période antérieure. Cela peut conduire à une sous-estimation de l’incidence d’une culture en termes de déforestation car, même si les zones déboisées ne sont pas immédiatement utilisées pour la production agricole, l’objectif final d’utiliser les terres pour une telle production peut être l’un des moteurs les plus importants de la déforestation. Dans la mesure du possible, les résultats de ces études régionales ont été combinés pour obtenir une estimation globale de l’expansion pour chaque culture, comme indiqué succinctement ci-après.

Soja

Vu l’insuffisance des études apportant des données récentes à l’échelle mondiale, les informations provenant d’études et de bases de données sur le Brésil, d’autres pays d’Amérique du Sud et le reste du monde ont été combinées. Pour le Brésil, les données concernant l’expansion du soja depuis 2008 sont extraites de la base de données brésilienne IBGE-SIDRA, et combinées avec des données sur l’expansion dans les zones forestières du Cerrado [Gibbs et al. 2015], avec une moyenne pour la période 2009-2013 en Amazonie [Richards et al. 2017] et dans le reste du Brésil [Agroicone 2018]. [Graesser et al. 2015] fournissent des données sur l’expansion des cultures dans les forêts d’autres pays d’Amérique latine. Pour le reste du monde, dans les pays où les plus fortes expansions ont été observées concernant le soja depuis 2008, à savoir l’Inde, l’Ukraine, la Russie et le Canada, peu de motifs d’inquiétude ont été relevés dans la littérature en ce qui concerne une déforestation directe entraînée par la culture du soja. Par conséquent, une part d’expansion sur les forêts à hauteur de 2 % a été supposée pour le reste du monde. La fraction moyenne mondiale de l’expansion du soja sur des terres présentant un stock de carbone important a donc été estimée à 8 %.

Huile de palme

En s’appuyant sur un échantillonnage des plantations d’huile de palme dans des données satellites, [Vijay et al. 2016] ont estimé la fraction de l’expansion de l’huile de palme sur les forêts entre 1989 et 2013, et présenté les résultats par pays. Si l'on met en relation ces moyennes nationales avec l’augmentation de la superficie nationale sur laquelle de l’huile de palme a été récoltée entre 2008 et 2016, on établit qu’à l’échelle mondiale, 45 % de l’expansion de l’huile de palme s’est faite sur des terres qui étaient recouvertes de forêts en 1989. Ce résultat est encore conforté par la constatation que les résultats pour l’Indonésie et la Malaisie se situent dans les mêmes plages de valeurs que d’autres études également consacrées spécifiquement à ces régions. Les données supplémentaires de [Henders et al. 2015] ont attribué à l’expansion de l’huile de palme une moyenne de 0,43 Mha/an de déforestation observée sur la période 2008-2011. Ce chiffre représente également 45 % de l’augmentation estimée de la superficie mondiale de plantation d’huile de palme durant cette période 15 . Plusieurs études ont également analysé la fraction de l’expansion de l’huile de palme sur les tourbières. En pondérant au maximum les résultats de [Miettinen et al. 2012, 2016], qui peuvent être considérés comme l’étude la plus avancée dans ce domaine, et en supposant l’absence de drainage de tourbières pour l’huile de palme dans le reste du monde, on obtient une estimation moyenne pondérée interpolée de 23 % d’expansion de l’huile de palme sur les tourbières à l’échelle mondiale entre 2008 et 2011.

Canne à sucre

Plus de 80% de l’expansion de la canne à sucre à l’échelle mondiale a eu lieu au Brésil de 2008 à 2015. [Adami et al. 2012] ont indiqué que seulement 0,6 % de l’expansion de la canne à sucre dans le Centre-Sud du Brésil s’est faite sur des forêts entre 2000 et 2009. Même si la région représentait environ 90 % de l’expansion mondiale de la canne à sucre au cours de cette période, d’autres régions brésiliennes ont connu une certaine expansion non couverte par cette étude. [Sparovek et al. 2008] conviennent que sur la période 1996-2006, l’expansion de la canne à sucre dans la région Centre-Sud du Brésil s’est faite quasi intégralement sur des pâturages ou sur d’autres cultures; toutefois, 27 % d’expansion supplémentaire ont concerné des zones «périphériques» autour et à l’intérieur du biome de l’Amazone, dans le Nordeste et dans le biome de la forêt atlantique. Dans ces régions périphériques, il y a eu corrélation entre le recul des forêts par localité et l’expansion de la canne à sucre. Néanmoins, aucun chiffre n’est mentionné dans le document concernant la part de l’expansion sur les forêts. Par conséquent, aucune quantification adéquate de la déforestation par la canne à sucre n’a pu être calculée à partir de la documentation.

Maïs

Habituellement, les céréales comme le maïs ne sont pas considérées comme une cause de déforestation, car la majeure partie de la production a lieu dans des zones tempérées où la déforestation est généralement modeste. Parallèlement, le maïs est aussi une culture tropicale, souvent cultivée par de petits exploitants, et souvent en alternance avec le soja dans les grandes exploitations. En Chine, l’expansion s’est concentrée sur des terres marginales dans le nord-est du pays [Hansen 2017], dont on suppose qu’il s’agit majoritairement de steppes herbeuses, et non de forêts. Au Brésil et en Argentine, l’expansion a pu être reliée au même pourcentage de déforestation que pour le soja au Brésil. [Lark et al. 2015] ont établi que l’expansion du maïs aux États-Unis entre 2008 et 2012 s’est faite à hauteur de 3 % aux dépens de la forêt, de 8 % aux dépens de zones arbustives et de 2 % aux dépens de zones humides. Néanmoins, aucune estimation mondiale de la conversion des terres n’a été retrouvée dans la documentation.

Autres cultures

Il existe très peu de données pour les autres cultures, surtout à l’échelle mondiale. Les seules séries de données concernant l’expansion de cultures qui portent sur le monde entier ne donnent de résultats que par pays [FAO 2018] [USDA 2018]. Par conséquent, l’une des approches possibles consiste à corréler l’expansion des cultures au niveau national avec la déforestation également au niveau national [Cuypers et al. 2013], [Malins 2018], mais cela ne peut être considéré comme une preuve suffisante pour relier une culture à la déforestation, car il peut arriver que la culture en question ne soit pas cultivée dans la partie du pays où a lieu la déforestation.

Sur la base de l’analyse critique de la littérature scientifique, on peut conclure que les meilleures estimations de la fraction de l’expansion du soja sur des terres présentant un stock de carbone important sont de 8 % pour le soja et de 45 % pour l’huile de palme. Les données disponibles dans la littérature étaient insuffisantes pour établir des estimations robustes des autres cultures.

Évaluation basée sur le SIG de l’expansion des cultures destinées aux biocarburants sur des zones riches en carbone

Dans le but de prendre en compte toutes les cultures concernées de manière cohérente, l’analyse de la littérature a été complétée par une évaluation basée sur le SIG de l’expansion des cultures destinées aux biocarburants sur des terres riches en carbone, à partir de données provenant du World Resource Institute (WRI) et du Sustainability Consortium de l’Université de l’Arkansas (voir encadré 1).



Encadré 1: Méthodologie de l’évaluation globale basée sur le SIG

Afin d’observer la déforestation liée à l’expansion de toutes les cultures concernées par les biocarburants depuis 2008, la méthodologie appliquée utilise une approche de modélisation géospatiale qui combine une cartographie de la déforestation établie par Global Forest Watch (GFW) avec des cartes des cultures et des pâturages provenant de MapSPAM et EarthStat. Cette méthode couvre l’expansion de toutes les cultures concernées destinées à l’alimentation humaine et animale depuis 2008, ayant gagné sur des terres dont le couvert forestier était supérieur à 10 %. La taille de pixel était d’environ 100 hectares au niveau de l’équateur. L’étendue des tourbières a été définie à l’aide des mêmes cartes que [Miettinen et al. 2016]. Pour Sumatra et Kalimantan, [Miettinen et al. 2016] ont inclus les tourbières figurant dans les atlas des tourbières à l’échelle 1:700 000 de l’organisation Wetlands International [Wahyunto et al. 2003, Wahyunto et al. 2004].

L’analyse n’a porté que sur les pixels où les cultures de matières premières agricoles représentaient la principale cause de déforestation, selon la cartographie récente élaborée par [Curtis et al. 2018]. Cette carte a été superposée à celles qui illustrent les zones de production de cultures présentant un intérêt sur le plan des biocarburants. La déforestation totale et les émissions à l’intérieur d’un pixel d’1 kilomètre/100 ha donné ont été attribuées aux différentes cultures destinées aux biocarburants au prorata de la superficie de la culture concernée par rapport à la superficie totale de terres agricoles à l’intérieur du pixel, définie comme la somme des terres cultivées et des pâturages. De cette façon, la contribution relative de chaque culture destinée aux biocarburants par rapport à l’empreinte agricole totale du pixel a servi de base pour la répartition de la déforestation à l’intérieur d’un même pixel. Pour plus d’informations sur la méthodologie suivie, voir l’annexe 2.

Le tableau 2 ci-après résume les résultats de l’évaluation fondée sur le SIG, qui indiquent un écart important entre les matières premières pertinentes pour les biocarburants en ce qui concerne la mesure dans laquelle leur expansion est associée à la déforestation. Entre 2008 et 2015, les données montrent que les zones de production de tournesol, de betterave sucrière et de colza n’ont progressé que lentement, et que seule une part négligeable de l’expansion s’est faite sur des terres présentant un stock de carbone important. En ce qui concerne le maïs, la canne à sucre et le soja, l’expansion totale a été plus marquée, mais les parts de cette expansion sur les forêts sont inférieures à 5 % pour chaque matière première. En revanche, pour l’huile de palme, l’analyse a révélé à la fois la plus forte vitesse d’expansion générale et la plus grande part d’expansion aux dépens de forêts (70 %). L’huile de palme est aussi la seule culture dont une grande part de l’expansion se fait sur des tourbières (18 %).

Les résultats de l’évaluation fondée sur le SIG semblent aller dans le sens des tendances générales observées dans la littérature scientifique examinée pour le présent rapport. Dans le cas de l’huile de palme, la part estimée de l’expansion sur les forêts se situe dans la fourchette haute des conclusions figurant dans la littérature scientifique, ce qui indique une importante part d’expansion aux dépens des forêts, généralement comprise entre 40 et 50 %. L’une des explications possibles de cette différence réside dans le décalage dans le temps entre le déboisement et la mise en culture des palmiers 16 .

Aux termes de la directive RED II, toutes les zones qui étaient des forêts en janvier 2008 comptent comme des surfaces déboisées si elles sont utilisées pour la production de matières premières destinées à la production de biocarburants, quelle que soit la date à laquelle la culture effective des matières premières a débuté. Cette règle a été prise en compte dans l’évaluation fondée sur le SIG, alors que la plupart des études régionales s’appuient sur un délai plus court entre la déforestation et la plantation des palmiers. En revanche, la part de l’expansion sur les tourbières calculée à partir de l’analyse est largement conforme aux estimations figurant dans la littérature scientifique. L’estimation plus prudente de 45 % pour la part moyenne mondiale de l’expansion de l’huile de palme sur les forêts et de 23 % pour la part d’expansion de la zone de production sur les tourbières peut donc être considérée comme la meilleure preuve scientifique disponible.

L’estimation fondée sur le SIG pour la conversion de terres en cultures de soja, qui est de 4 %, est inférieure aux estimations combinées fondées sur la littérature régionale, qui s’élève à 8 %. Cet écart peut s’expliquer par le fait que la littérature régionale se fonde sur des données locales, complétées par l’appréciation d’experts, en ce qui concerne les cultures qui succèdent directement au déboisement pour un pixel donné, ce qui n’est pas pratiquable à l’échelle mondiale de l’évaluation fondée sur le SIG. C’est la raison pour laquelle l’estimation à 8 % de la part de l’expansion du soja sur les forêts, tirée de la littérature régionale, peut être considérée comme conforme aux meilleures données scientifiques disponibles.  

 Tableau 2: Observation de l’expansion des surfaces plantées 17 de cultures destinées à l’alimentation humaine et animale (selon les statistiques de la FAO et de l’USDA), associée à la déforestation selon WRI 2018.

Risques d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols associés aux biocarburants issus de culture destinées à l’alimentation humaine et animale

Les résultats de l’étude présentée plus haut fondée sur le SIG vont dans le sens des résultats de la modélisation des changements indirects dans l’affectation des sols, qui a observé de manière constante que les cultures oléagineuses utilisées pour la production de biocarburants, telles que l’huile de palme, le colza, le soja et le tournesol, sont associées à un risque accru de changements indirects dans l’affectation des sols, par rapport à d’autres matières premières pour la production de combustibles conventionnels, telles que les cultures à forte teneur en sucre ou en amidon. Cette tendance a également été confirmée par une récente étude portant sur les recherches scientifiques, partout dans le monde, relatives aux changements indirects dans l’affectation des sols 18 .

Par ailleurs, l’annexe VIII de la directive RED II contient une liste des facteurs d’émissions estimatives provisoires liées aux changements indirects dans l’affectation des sols, dans laquelle les cultures oléagineuses présentent un facteur de changements indirects dans l’affectation des sols environ quatre fois supérieur à celui d’autres types de cultures. Par conséquent, l’article 26, paragraphe 1, de la directive RED II permet aux États membres de fixer une limite inférieure pour la part des biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse produits à partir de cultures destinées à l’alimentation humaine et animale, avec une référence spécifique aux plantes oléagineuses. Toutefois, compte tenu de l’incertitude entourant la modélisation des changements indirects dans l’affectation des sols, il est plus approprié, à ce stade, de s’abstenir d’établir une distinction entre les différentes catégories de cultures telles que les plantes riches en amidon, les plantes sucrières et les plantes oléagineuses lors de la fixation des critères servant à déterminer pour quels combustibles ou carburants induisant un risque de changements indirects dans l’affectation des sols, produits à partir de cultures destinées à l’alimentation humaine ou animale, la zone de production gagne nettement sur des terres présentant un important stock de carbone.

III.3Définir en quoi une expansion gagne «nettement» sur des terres présentant un important stock de carbone

Conformément au mandat de la directive RED II, la Commission a obligation de définir en quoi l’expansion d’une matière première pour biocarburants gagne «nettement» sur des terres présentant un important stock de carbone, dans le but de faire en sorte que tous les biocarburants pris en compte dans le cadre de l’objectif pour 2030 en matière d’énergies renouvelables permettent de réaliser des réductions nettes d’émissions de gaz à effet de serre (par rapport aux carburants ou combustibles fossiles). À cet effet, trois facteurs jouent un rôle crucial pour définir en quoi l’expansion gagne «nettement» sur des terres: l’ampleur absolue et pertinente de l’expansion depuis une année donnée, comparée à la superficie totale de production de la culture en cause; la part de l’expansion sur des terres présentant un important stock de carbone; le type de cultures en cause et les superficies présentant un stock de carbone important.

Le premier facteur atteste qu’une matière première donnée gagne effectivement sur de nouvelles terres. À cette fin, il faut considérer à la fois l’augmentation annuelle absolue moyenne dans la zone de production (à savoir 100 000 ha correspondant à une expansion importante) et l’augmentation relative (à savoir 1 % correspondant à une augmentation annuelle moyenne de la productivité ) par rapport à la superficie de production totale de la matière première concernée. Ce double seuil permet d’exclure les matières premières pour lesquelles l’expansion de la superficie totale de production observée est nulle ou seulement très limitée, principalement parce que les hausses de production sont générées en améliorant les rendements plutôt que par l’extension de la zone de production. Ces matières premières n’entraîneraient pas une déforestation significative ni, partant, de fortes émissions de GES liées au changement d’affectation des sols. Tel est le cas, par exemple, de l’huile de tournesol, car sa superficie de production a progressé de moins de 100 000 ha et de seulement 0,5 % par an sur la période 2008-2016, tandis que sa production totale a augmenté de 3,4 % chaque année sur la même période.

Pour les matières premières qui dépassent ce double seuil, le second critère décisif est la part de l’expansion sur des terres présentant un important stock de carbone. Ce paramètre détermine dans quelle mesure les biocarburants sont susceptibles de réduire les émissions de gaz à effet de serre. Lorsque les émissions de gaz à effet de serre issues de l’expansion d’une matière première sur des terres présentant un important stock de carbone sont supérieures aux réductions directes des émissions de gaz à effet de serre liées aux biocarburants provenant d’un certain type de matières premières, la production de ces biocarburants ne permettra pas de réduire les émissions de gaz à effet de serre par rapport aux carburants fossiles.

Dans le cadre de la directive RED II, les biocarburants doivent permettre de réduire les émissions de gaz à effet de serre d’au moins 50 % 19 par rapport à l’emploi de carburants fossiles, sur la base d’une analyse de toutes les émissions directes au cours du cycle de vie, mais qui n’inclut pas les émissions indirectes. Comme examiné dans l’encadré 2, les biocarburants produits à partir de cultures dépassant le seuil général de 14 % d’expansion de la production sur des terres présentant un stock de carbone important ne permettraient pas de réductions d’émissions. Selon le principe de précaution, il semble approprié d’appliquer au niveau observé un facteur d’actualisation d’environ 30 %. Un seuil plus prudent de 10 % est donc requis pour garantir que les biocarburants permettent des réductions nettes d’émissions de GES importantes et que la perte de biodiversité associée au changement d’affectation des sols soit réduite au minimum.

Enfin, il importe, pour définir en quoi l’expansion gagne «nettement», il importe de tenir compte des différences considérables dans le type de terres présentant un stock de carbone important et dans le type de matières premières considérées.

Ainsi, les tourbières doivent être drainées pour établir et maintenir une plantation d’huile de palme. La décomposition de la tourbe entraîne d’importantes émissions de CO2, dont la libération se poursuit aussi longtemps que la plantation est en production et que la tourbière n’est pas réhumidifiée. Durant les vingt premières années après le drainage, ces émissions de CO2 s’accumulent pour représenter jusqu’à environ trois fois les émissions supposées ci-dessus pour la déforestation de la même superficie. En conséquence, cette incidence notable devrait être prise en compte lors du calcul de l’importance des émissions provenant de terres présentant un important stock de carbone, par exemple au moyen d’un coefficient multiplicateur de 2,6 pour l’expansion sur les tourbières 20 . En outre, les cultures permanentes (palmier et canne à sucre) ainsi que le maïs et la betterave sucrière présentent des rendements nettement supérieurs, en termes de contenu énergétique des produits commercialisés 21 , par rapport à ce qui est supposé ci-dessus pour le calcul du seuil de 14 % 22 . Ces cultures sont prises en compte par le «facteur de productivité» indiqué à l’encadré 3.

En conclusion, l’encadré 3 indique la formule retenue pour calculer si une matière première pour biocarburant se situe au-dessus ou en dessous du seuil de 10 % d’expansion. Cette formule tient compte de la part de l’expansion sur des terres présentant un stock important de carbone telle que définie dans la directive RED II, et du facteur de productivité des différentes matières premières.



Encadré 2: Impact du changement indirect d’affectation des sols sur les réductions d’émissions de GES liées aux biocarburants

Si des terres présentant un stock de carbone dans le sol ou la végétation sont converties en vue de la culture de matières premières pour biocarburants, une partie du carbone stocké sera généralement rejetée à l’atmosphère, entraînant la formation de dioxyde de carbone (CO2). L’incidence négative qui en résulte sur les émissions e gaz à effet de serre peut être compensée par l’incidence positive liée aux biocarburants ou bioliquides, largement dans certains cas.

Il convient donc, afin de déterminer si l’expansion d’une matière première pour biocarburants gagne «nettement» sur des terres présentant un important stock de carbone, de prendre en considération tous les effets sur le carbone de la conversion correspondante. Cette démarche est indispensable pour garantir que les biocarburants induisent des réductions d’émissions de gaz à effet de serre. Sur la base des résultats de l’évaluation SIG, la perte moyenne de stock de carbone lorsqu’une matière première pour biocarburant gagne sur des terres présentant un stock important de carbone 23 peut être estimée à environ 107 tonnes de carbone (C) par hectare 24 . Réparti sur 20 ans 25 , ce chiffre équivaut à des émissions de CO2 annuelles de 19,6 tonnes par hectare.

Il convient de noter que les réductions d’émissions de GES dépendent également de la teneur énergétique de la matière première produite sur le sol chaque année. Pour les cultures annuelles, à l’exception du maïs et de la betterave sucrière, le rendement énergétique peut être estimé à environ 55 GJ/ha/an 26 . En combinant les deux chiffres, on peut estimer à environ 360 gCO2/MJ les émissions liées au changement d’affectation des sols associées à la production de biocarburants sur des terres déforestées. À titre de comparaison, les réductions d’émissions résultant du remplacement de carburants fossiles par des biocarburants produits avec ces cultures peuvent être évaluées à environ 52 gCO2/MJ 27 .

Sur la base de ces hypothèses, on peut estimer que les émissions liées au changement d’affectation des sols vont annuler les réductions directes de GES résultant du remplacement des carburants fossiles lorsque l’expansion des cultures pour biocarburants sur des terres présentant un stock important de carbone atteint une part de 14% (52 gCO2/MJ / 360 gCO2/MJ=0,14).

Encadré 3: Formule de calcul de la part de l’expansion sur des terres présentant un important stock de carbone

part de l’expansion sur des terres présentant un important stock de carbone;

part de l’expansion sur des terres visées à l’article 29, paragraphe 4, points b) et c), de la directive RED II 28 ;

part de l’expansion sur des terres visées à l’article 29, paragraphe 4, point a), de la directive RED II 29 ;

= facteur de productivité.

PF est égal à 1,7 pour le maïs, à 2,5 pour l’huile de palme, à 3,2 pour la betterave sucrière, à 2,2 pour la canne à sucre et à 1 pour toutes les autres cultures 30 .

IV.Certification du faible risque, pour des biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse, d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols 

Dans certaines circonstances, les incidences liées aux changements indirects dans l’affectation des sols peuvent, dans le cas des biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse généralement considérés comme présentant un risque élevé d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols, peuvent être évitées, et la culture des matières premières en cause peut même se révéler bénéfique pour les sones de production concernées. Comme indiqué à la section 2, la cause principale des changements indirects dans l’affectation des sols est la demande accrue en matières premières résultant d’une augmentation de la consommation de biocarburants conventionnels. Cet effet de déplacement peut être évité par des biocarburants certifiés à faible risque d’induire des changement indirects d’affectation des sols.

Empêcher le déplacement des terres par des mesures d’additionnalité

Les biocarburants à faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols sont des biocarburants produits à partir de matières premières supplémentaires qui ont été cultivées sur des terres inutilisées ou qui résultent d’une hausse de la productivité. La production de biocarburants à partir de ces matières premières supplémentaires ne provoquera pas de changements indirects dans l’affectation des sols car elles ne sont pas en concurrence avec la production destinée à l’alimentation humaine et animale, et les effets de déplacement sont évités. Comme l’exige la directive, ces matières premières supplémentaires pourront être considérées comme carburant ou combustible à faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols uniquement si elles sont produites de manière durable.

Afin d’atteindre l’objectif lié à la notion de faible risque de changements indirects dans l’affectation des sols, des critères stricts sont nécessaires pour encourager efficacement les meilleures pratiques et éviter les gains exceptionnels. Dans le même temps, ces mesures doivent être réalisables en pratique et éviter une charge administrative excessive. La directive révisée énumère deux sources de matières premières supplémentaires pouvant être utilisées pour la production de carburants ou combustibles à faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols. Il s’agit des matières premières qui découlent de l’application de mesures visant à accroître la productivité agricole sur les terres déjà utilisées et des matières premières provenant de cultures sur des terres qui n’étaient pas utilisées jusqu’à présent pour des cultures.

Veiller à l’additionnalité au-delà du scénario de statu quo

Cependant, les augmentations moyennes de productivité ne sont pas encore suffisantes pour éviter tous les risques des effets de déplacement, car la productivité agricole s’améliore constamment alors que la notion d’additionnalité, qui se trouve au cœur de la certification pour un faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols, nécessite de prendre des mesures qui vont plus loin que le scénario de référence. Dans ce contexte, la directive RED II stipule que seules les hausses de productivité qui vont au-delà du niveau attendu d’augmentation devraient être retenues.

À cet effet, il est nécessaire à la fois d’examiner si la mesure va au-delà des pratiques courantes au moment de sa mise en œuvre, et de limiter l’éligibilité des mesures à une période raisonnable qui permette aux opérateurs économiques de récupérer les coûts d’investissement et garantisse le maintien de l’efficacité du cadre. Une durée d’éligibilité limitée à 10 ans est appropriée à cette fin 31 . En outre, les hausses de productivité réalisées devraient être comparées à un scénario de référence dynamique tenant compte des tendances mondiales en matière de rendements des cultures. Il est ainsi tenu compte du fait que certaines améliorations des rendements sont obtenues sur la durée en raison du progrès technologique (semences plus productives), sans intervention active de l’agriculteur.

Toutefois, afin de pouvoir être mise en œuvre et vérifiée dans la pratique, l’approche suivie pour déterminer le scénario de référence dynamique doit être robuste et simple. C’est pourquoi le scénario de référence dynamique devrait être fondé sur la combinaison entre les rendements moyens atteints par l’agriculteur sur la période de 3 ans qui précède l’année d’application de la mesure d’additionnalité et la tendance à long terme des rendements observées pour la matière première en cause.

L’éligibilité des matières premières additionnelles résultant des mesures concernant la hausse de la productivité ou la culture de matières premières sur des terres inutilisées devrait être restreinte aux cas réellement additionnels par rapport au scénario du statu quo. Le cadre le mieux accepté pour évaluer l’additionnalité des projets est le mécanisme de développement propre (MDP), développé dans le cadre du Protocole de Kyoto (voir encadré 4). Il convient de noter que le MDP est principalement axé sur les projets industriels, et que par conséquent son approche ne peut être suivie entièrement, mais que ses exigences concernant les investissements et l’analyse des obstacles sont pertinentes pour la certification du faible risque d’induire un changement indirect dans l’affectation des sols. L’application de telles exigences à la certification du faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols impliquerait que les mesures visant à augmenter la productivité ou à cultiver des matières premières sur des terres auparavant inutilisées ne seraient pas financièrement attrayantes ou se heurteraient à des obstacles empêchant leur mise en œuvre (tenant par exemple aux compétences/à la technologie etc.) sans la prime de marché associée à la demande de l’UE en biocarburants 32 .

Encadré 4 Additionnalité dans le cadre du mécanisme de développement propre

Le MDP permet à des projets de réduction des émissions dans les pays en développement d’obtenir des unités de réduction certifiée des émissions (crédits carbone ou «CER» en anglais), équivalant chacune à une tonne de CO2. Ces crédits carbone peuvent être échangés et vendus, et utilisés par les pays industrialisés pour remplir une partie de leurs objectifs de réduction des émissions dans le cadre du Protocole de Kyoto.

Un ensemble complet de méthodes a été élaboré dans le cadre du MDP, notamment des règles visant à garantir l’additionnalité d’un projet 33 . La vérification de l’additionnalité comprend quatre étapes.

Étape 1 Identification des alternatives à l’activité de projet

Étape 2 Étude des options d’investissement

Étape 3 Analyse des barrières

Étape 4 Analyse des pratiques courantes.

Aux fins de la certification des biocarburants à faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols, il suffit de vérifier le respect des étapes 2 et 3, étant donné que la portée des mesures éligibles pour la production de matières premières destinées à ces biocarburants est clairement décrite dans la directive RED II et que la répétition du même type de mesures d’accroissement de la productivité est prévue par la législation.



Garantir une vérification et un audit robuste de la conformité

La démonstration du respect de ce critère nécessite une évaluation approfondie qui pourrait ne pas être justifiée dans certaines circonstances et pourrait constituer un obstacle au succès de la mise en œuvre de l’approche. Par exemple, les petits exploitants 34 , en particulier dans les pays en développement, ne disposent souvent pas de la capacité administrative et des connaissances requises pour mener à bien de telles évaluations, alors qu’ils sont manifestement confrontés à des barrières qui entravent la mise en œuvre des mesures d’augmentation de la productivité. De même, l’additionnalité peut être présumée pour des projets qui utilisent des terres abandonnées ou fortement dégradées, car dans ce cas, la situation des terres en question reflète déjà l’existence de barrières qui empêchent leur mise en culture.

On peut s’attendre à ce que les systèmes volontaires, qui ont acquis une expérience étendue dans la mise en œuvre des critères de durabilité pour les biocarburants à travers le monde, jouent un rôle fondamental dans la mise en œuvre de la méthode de certification du faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols. La Commission a déjà reconnu 13 systèmes volontaires pour la démonstration du respect des critères de durabilité et de réduction des émissions de gaz à effet de serre. Son habilitation à reconnaître ces systèmes a été étendue dans le cadre de la directive RED II afin de couvrir également les carburants ou combustibles à faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols.

Afin de garantir une mise en œuvre robuste et harmonisée, la Commission va présenter des règles techniques supplémentaires concernant les méthodes concrètes de vérification et d’audit dans un acte d’exécution, conformément à l’article 30, paragraphe 8, de la directive RED II. La Commission adoptera cet acte d’exécution au plus tard le 30 juin 2021. Les systèmes volontaires peuvent certifier des carburants ou combustibles à faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols, en élaborant individuellement leurs propres normes comme ils le font pour la certification de conformité aux critères de durabilité, et la Commission peut reconnaître ces systèmes conformément aux dispositions prévues par la directive RED II.

V.Conclusions

La demande mondiale croissante en cultures destinées à l’alimentation humaine et animale impose au secteur agricole d’augmenter constamment sa production. Il y parvient à la fois en augmentant les rendements et par l’expansion de la surface agricole. Si cette expansion a lieu sur des terres présentant un stock de carbone important ou des habitats à forte biodiversité, ce processus peut avoir des répercussions négatives en termes de changements indirects dans l’affectation des sols.

Dans ce contexte, la directive RED II limite la contribution des biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse conventionnels consommés dans les transports à l’objectif de l’Union en matière d’énergies renouvelables pour 2030. En outre, la contribution des biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse présentant un risque élevé d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols sera limitée aux niveaux de 2019 à partir de 2020, puis réduite progressivement à zéro entre 2023 et 2030 au plus tard.

Selon les meilleures données scientifiques probantes disponibles sur l’expansion agricole depuis 2008, présentées dans ce rapport, l’huile de palme est actuellement la seule matière première dont l’expansion de la zone de production sur des terres présentant un stock de carbone important est tellement marquée que les émissions de gaz à effet de serre qui résultent des changements d’affectation des sols annulent toutes les réductions d’émissions de gaz à effet de serre liées aux carburants ou combustibles produits à partir de cette matière première par rapport à l’emploi de carburants ou combustibles fossiles. Par conséquent, l’huile de palme peut être considérée comme une matière première à risque élevé d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols dont la zone de production gagne nettement sur des terres présentant un stock de carbone important.

Toutefois, il est important de noter que les incidences négatives en termes de changements indirects dans l’affectation des sols, au sens de l’article 26 de la directive RED II, ne sont pas imputables à la totalité de l’huile de palme utilisée comme matière première pour la production de bioénergie. Une partie de la production pourrait donc être considérée comme étant à faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols. Deux types de mesures peuvent servir à identifier cette production, à savoir l’augmentation de la productivité sur les terres existantes et la culture de la matière première sur des terres inutilisées, par exemple des terres abandonnées ou très dégradées. Ces mesures sont essentielles pour éviter que la production de biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse entre en concurrence avec la nécessité de répondre à la demande croissante en cultures destinées à l’alimentation humaine et animale. La directive exclut de la suppression progressive tous les carburants ou combustibles certifiés comme étant à faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols. Les critères de certification des carburants ou combustibles à faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols pourraient effectivement atténuer les effets de déplacement associés à la demande de ces carburants ou combustibles si seules les matières premières supplémentaires utilisées pour la production de biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse sont prises en compte.

La Commission va continuer d’analyser les évolutions dans le secteur agricole, notamment l’état de l’expansion des zones agricoles, en s’appuyant sur de nouvelles preuves scientifiques, et rassemblera l’expérience dans la certification des carburants ou combustibles à faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols dans le cadre de la préparation de la révision du présent rapport, d’ici le 30 juin 2021 au plus tard. Par la suite, la Commission examinera les données figurant dans le rapport à la lumière de l’évolution des circonstances et des preuves scientifiques disponibles les plus récentes. Il est important de rappeler que le présent rapport ne reflète que la situation actuelle, fondée sur les tendances récentes, et que les évaluations ultérieures sont susceptibles de parvenir à des conclusions différentes en ce qui concerne les matières premières classées comme étant à risque élevé d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols, en fonction des évolutions futures dans le secteur agricole mondial.

(1)    Directive (UE) 2018/2001 du Parlement européen et du Conseil du 11 décembre 2018 relative à la promotion de l’utilisation de l’énergie produite à partir de sources renouvelables.
(2)    Les États membres doivent transposer ses dispositions dans leur droit national au plus tard le 30 juin 2021.
(3)      Directive 2003/30/CE du Parlement européen et du Conseil du 8 mai 2003 visant à promouvoir l’utilisation de biocarburants ou autres carburants renouvelables dans les transports.
(4)      Directive 2009/28/CE du Parlement européen et du Conseil du 23 avril 2009 relative à la promotion de l’utilisation de l’énergie produite à partir de sources renouvelables et modifiant puis abrogeant les directives 2001/77/CE et 2003/30/CE.
(5)      Biocarburants produits à partir de cultures destinées à l’alimentation humaine ou animale.
(6)      La définition des «biocarburants» dans la directive de 2009 englobe les combustibles à la fois liquides et gazeux issus de la biomasse et utilisés dans les transports. Ce n’est plus le cas dans la directive RED II, dans laquelle les «biocarburants» sont définis comme englobant uniquement les combustibles liquides issus de la biomasse et utilisés dans les transports.
(7)      Lorsque les forêts sont abattues et que les tourbières sont drainées, le CO2 stocké dans les arbres et le sol est libéré.
(8)      SWD(2012) 343 final.
(9)      Directive (UE) 2015/1513 du Parlement européen et du Conseil du 9 septembre 2015 modifiant la directive 98/70/CE concernant la qualité de l’essence et des carburants diesel et modifiant la directive 2009/28/CE relative à la promotion de l’utilisation de l’énergie produite à partir de sources renouvelables.
(10)      Les «biocarburants» tels que définis dans la directive RED de 2009.
(11)      Le terme «combustibles issus de la biomasse» est une nouvelle notion introduite dans la directive RED II, qui définit ces combustibles ou carburants comme des combustibles ou carburants solides et gazeux produits à partir de la biomasse.
(12)      Dès lors que la limite ne concerne que les combustibles issus de la biomasse conventionnels consommés dans les transports, c’est-à-dire en pratique les carburants gazeux utilisés pour le transport (qui font partie de la définition des biocarburants dans la directive RED), il n’y a pas de modification notable concernant les combustibles couverts par cette limite.
(13)      Il importe de noter que l’expansion de la superficie totale de production observée sur des terres qui présentent un stock de carbone important ne constitue pas un changement direct dans l’affectation des sols au sens de la directive sur les énergies renouvelables. L’expansion est davantage liée à une demande accrue de cultures provenant de tous les secteurs. Le changement direct dans l’affectation des sols présentant un stock de carbone important en vue de la production de biocarburants, bioliquides et combustibles issus de la biomasse est interdit par les critères de l’UE en matière de durabilité.
(14)      Rapport 2017 du Centre commun de recherche: «Report Challenges of Global Agriculture in a Climate Change Context by 2050».
(15)      Des données sont disponibles pour tous les pays en ce qui concerne la superficie récoltée. En revanche, cette superficie est inférieure à la superficie plantée en raison du fait que les palmiers immatures ne portent pas de fruits. Cependant, le rapport entre l’augmentation de la superficie plantée et la superficie récoltée dépend également de la fraction de superficie de palmiers immatures replantés. Une augmentation de la superficie plantée a été constatée dans les statistiques nationales de l’Indonésie et de la Malaisie, et combinée avec les augmentations ajustées de la superficie récoltée pour le reste du monde.
(16)      Comparé aux données de la littérature, l’évaluation sur la base du SIG impute moins de déforestation aux cultures qui succèdent immédiatement au déboisement, mais davantage aux cultures qui peuvent également constituer des facteurs locaux de déforestation, mais qui sont souvent plantées plusieurs années après le déboisement, ce qui correspond à l’approche suivie aux fins des critères de durabilité REDII.
(17)      L’augmentation brute de la surface plantée correspond à la somme de l’expansion dans tous les pays où la superficie n’a pas diminué. Pour les cultures annuelles, les surfaces cultivées ont été alignées sur la superficie récoltée; pour les cultures pluriannuelles, un ajustement a été appliqué pour prendre en considération la superficie de cultures non parvenues à maturité.
(18)      Woltjer, et al 2017: Analyse des travaux et données scientifiques les plus récentes sur les émissions de gaz à effet de serre liées aux changements indirects dans l'affectation des sols associés à la production de biocarburants et de bioliquides
(19)      Des critères plus strictes en matière de réductions des émissions de gaz à effet de serre s’appliquent aux biocarburants produits dans des installations entrées en service après le 5 octobre 2015, et en outre, les biocarburants produits dans des installations anciennes permettent souvent des réductions plus fortes.
(20)      La perte de carbone par le drainage de tourbières sur vingt ans est estimé environ 2,6 fois supérieur à la perte nette de carbone estimative liée à la conversion de forêt en cultures d’huile de palme sur sol minéral (107 tonnes par hectare).
(21)      Par analogie avec l’approche adoptée par la directive RED II pour les émissions provenant des cultures, les émissions liées au changement d’affectation des sols ont été attribuées à tous les produits commercialisés issus de la culture concernée (par exemple huile végétale et farine de graines oléagineuses, mais pas les résidus de culture) en fonction de leur contenu énergétique.
(22)      Si l’on considère les rendements moyens pour 2008-15 dans les 10 premiers pays exportateurs (pondérés en fonction des exportations), les rendements de cet ensemble de cultures sont supérieurs à la «référence» de 55 GJ/ha/an d’un facteur 1,7 pour le maïs, 2,5 pour l’huile de palme, 3,2 pour la betterave sucrière et 2,2 pour la canne à sucre.
(23)      Zones humides (y compris les tourbières), zones forestières continues et zones forestières avec un couvert forestier compris entre 10 et 30 %. La catégorie de sol est basée sur le statut de la zone en question en 2008. Les zones dont le couvert forestier est compris entre 10 et 30 % ne sont pas protégées si les biocarburants produits à partir de matières premières cultivées sur la terre concernée après sa conversion sont toujours conformes aux critères de réduction des gaz à effet de serre, ce qui devrait être le cas pour les cultures pérennes.
(24)      Les émissions des forêts tropicales, qui font généralement l’objet d’un abattage sélectif au moment où celles-ci sont converties en culture de palmiers à huile, sont considérablement plus élevées en moyenne, ce qui est néanmoins compensé en partie par le stock de carbone plus élevé de la plantation elle-même. Les changements nets prennent également en compte le carbone stocké dans la biomasse souterraine.
(25)      Une période de 20 ans est d’ores et déjà établie comme durée d’amortissement pour le calcul des émissions provenant de changements directs déclarés dans l’affectation des sols dans la directive RED.
(26)      Le rendement énergétique comprend l’énergie (LHV) présente à la fois dans le biocarburant et dans les sous-produits pris en considération pour le calcul des valeurs par défaut pour les économies d’énergie à l’annexe V de la directive. Le rendement considéré est la moyenne pour 2008-2015 dans les dix premiers pays exportateurs (pondérés par exportations).
(27)      Les biocarburants induisent habituellement plus que le minimum requis de réductions d’émissions, qui est de 50 %. Aux fins du présent calcul, on suppose une moyenne de 55 %.
(28)      Zones forestières continues.
(29)      Zones humides, y compris les tourbières.
(30)      Les valeurs de PF sont spécifiques et ont été calculées sur la base des rendements atteints dans les dix premiers pays exportateurs (pondérés par leur part dans les exportations). L’huile de palme, la canne à sucre et le maïs ont une valeur largement supérieure à celle des autres cultures considérées, et font donc l’objet de «facteurs de productivité» spécifiques de 2,5, 2,2 3,2 et 1,7 respectivement, alors que les autres cultures peuvent grosso modo se voir attribuer un facteur de productivité égal à 1.
(31)      Ecofys (2016) Methodologies identification and certification of low ILUC risk biofuels.
(32)      Aux termes de REDII, les biocarburants produits à partir de matières premières à risque élevé d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols seront progressivement abandonnés d’ici à 2030, sauf pour ceux certifiés à faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols. Il est donc probable que les biocarburants, bioliquides ou combustibles issus de la biomasse à faible risque d’induire des changements indirects dans l’affectation des sols puissent acquérir une valeur marchande supérieure.
(33)      https://cdm.unfccc.int/methodologies/PAmethodologies/tools/am-tool-01-v5.2.pdf/history_view.
(34)      On estime à 84 % le nombre d’exploitations dans le monde qui sont gérées par de petits exploitants cultivant moins de 2 ha de terres. Lowder, S.K., Skoet, J., Raney, T., 2016. The number, size, and distribution of farms, smallholder farms, and family farms worldwide. World Dev. 87, 16–29.

Bruxelles, le 13.3.2019

COM(2019) 142 final

ANNEXES

du

RAPPORT DE LA COMMISSION AU PARLEMENT EUROPÉEN, AU CONSEIL, AU COMITÉ ÉCONOMQUE ET SOCIALE ET AU COMITÉ DES RÉGIONS

sur l’état de l’expansion, à l’échelle mondiale, de la production de certaines cultures destinées à l’alimentation humaine et animale


ANNEXE 1

Examen de la littérature concernant l’expansion des cultures sur les terres riches en carbone et nouvelle analyse fondée sur le SIG

Champ d’application

Le présent examen, réalisé par le Centre commun de recherche (JRC) de la Commission, offre un aperçu et une synthèse des résultats les plus pertinents de la littérature scientifique concernant l’expansion des zones de production des matières premières agricoles sur des terres présentant un stock de carbone important, conformément aux définitions de la directive RED II.

Soja 

Il n’existe qu’une seule étude ayant fait l’objet d’un examen par les pairs qui estime la déforestation causée par le soja à l’échelle mondiale, et qui couvre une période incluant la déforestation après 2008. [Henders et al. 2015] ont commencé par des mesures fondées sur le SIG de la déforestation année après année dans toutes les régions tropicales, et ont attribué cette déforestation à différents facteurs, notamment l’expansion du soja et de l’huile de palme, selon une analyse complète de la documentation régionale (cette analyse est détaillée dans leurs informations complémentaires). Toutefois, leurs données ne couvrent que la période entre 2000 et 2011.

Estimation par le JRC du % de déforestation dans l’expansion du soja au Brésil

 

Amazonie

Cerrado

Reste du Brésil

% d’expansion du soja au Brésil 2008-2017

11 %

46 %

44 %

% d’expansion sur les forêts

5 %

14 %

3 %

MOYENNE PONDÉRÉE BRÉSIL d’expansion sur les forêts

8,2 %



Compte tenu de l’absence d’études fournissant des données récentes à l’échelle mondiale, les données du Brésil, d’autres pays d’Amérique du Sud et du reste du monde ont été combinées. Pour le Brésil, les données concernant l’expansion du soja depuis 2008 sont extraites de la base de données brésilienne IBGE-SIDRA, et combinées avec des données sur l’expansion dans les zones forestières du Cerrado [Gibbs et al. 2015], avec une moyenne pour la période 2009-2013 en Amazonie [Richards et al.] 1 et dans le reste du Brésil [Agroicone 2018]. On obtient une moyenne pondérée d’expansion sur les forêts de 10,4 %. Ce chiffre a été combiné avec les chiffres de l’Argentine, du Paraguay, de l’Uruguay et de la Bolivie, ainsi que pour le reste du monde:

ESTIMATION PAR LE JRC DE L’EXPANSION MOYENNE DU SOJA SUR LES FORÊTS EN AMÉRIQUE LATINE EN %

2008-2017

Brésil

Argentine

Paraguay

Bolivie

% d’expansion du soja en Amérique latine

67 %

19 %

7 %

5 %

2 %

% sur les forêts

8,2 %

9 %

57 %

1 %

60 %

% moyen sur les forêts en Amérique latine

14 %

ESTIMATION DE L’EXPANSION MOYENNE DU SOJA SUR LES FORÊTS DANS LE MONDE EN %

Fraction de l’expansion mondiale du soja en Amérique latine

53 %

% présumé d’expansion sur les forêts dans le reste du monde

2 %

Fraction moyenne mondiale d’expansion du soja sur les forêts

8 %

Les données relatives à l’expansion du soja sur les forêts dans les autres pays d’Amérique latine ont été extraites de [Graesser et al. 2015], qui ont mesuré l’expansion de toutes les cultures arables sur les forêts. En ce qui concerne le reste du monde, là où les plus fortes expansions du soja ont été observées depuis 2008, à savoir Inde, Ukraine, Russie et Canada, aucune preuve de culture du soja à l’origine d’une déforestation directe n’a pu être découverte. Par conséquent, une faible part d’expansion sur les forêts à hauteur de 2 % a été considérée pour le reste du monde. La fraction moyenne mondiale de l’expansion du soja a donc été estimée à 8 %.



Comparaison avec d’autres études récentes

La plupart des données sur la déforestation par le soja sont antérieures au moratoire brésilien de 2008 sur le soja, et ne sont donc pas pertinentes pour l’estimation actuelle.

Une étude commandée par Transport and Environment [Malins 2018] contient un examen minutieux des données régionales sur l’expansion du soja et la déforestation, permettant de conclure qu’au moins 7 % de l’expansion mondiale du soja depuis 2008 s’est faite au détriment des forêts. Toutefois, des années différentes ont été utilisées pour les fractions d’expansion du soja et les données et résultats de [Agricone 2018] et [Richards et al. 2017] n’ont pas été utilisés.

Une étude commandée par Sofiprotéol [LCAworks 2018] comprend également une étude de la documentation régionale sur la déforestation par le soja dans le monde entre 2006 et 2016. Elle conclut que 19 % de l’expansion mondiale du soja s’est faite au détriment des forêts. Cependant, la source de leur hypothèse concernant l’expansion sur les forêts dans le «reste du Brésil» n’est pas claire, et ils ont parfois assimilé les «sols naturels» aux forêts. Par ailleurs, dans le calcul des moyennes, ils pondèrent les données régionales sur le soja avec la production régionale totale de soja au lieu de sa superficie d’expansion. Par conséquent, le chiffre de 19 % ne peut être considéré comme étant très solide.

Agroicone a rédigé un document pour la Commission citant des travaux de 2018 non publiés réalisés par Agrosatelite, qui montrent une réduction considérable de la fraction de forêt dans l’expansion du soja dans le Cerrado (en particulier dans la région de Matipoba) entre 2014 et 2017, avec un chiffre passant de 23 % en 2007-2014 à 8 % en 2014-2017.

Huile de palme

En s’appuyant sur un échantillonnage des plantations d’huile de palme dans des données satellites, [Vijay et al. 2016] ont estimé la fraction de l’expansion de l’huile de palme sur les forêts entre 1989 et 2013, et présenté les résultats par pays. Lors du calcul de ces moyennes nationales en relation avec l’augmentation de la superficie nationale d’huile de palme récoltée entre 2008 et 2016, l’étude a établi que, globalement, 45 % de l’expansion de l’huile de palme s’est faite sur des terres qui étaient recouvertes de forêts en 1989.

Les données supplémentaires de [Henders et al. 2015] ont attribué à l’expansion de l’huile de palme une moyenne de 0,43 Mha/an de déforestation observée sur la période 2008-2011. Ce chiffre représente 45 % de l’augmentation estimée de la superficie mondiale de plantation d’huile de palme durant cette période 2 .

Dans une étude mondiale réalisée pour la Commission européenne, [Cuypers et al. 2013] ont attribué la déforestation mesurée à différents facteurs, tels que l’exploitation forestière, le pâturage et diverses cultures, à l’échelle nationale. Selon leurs conclusions, 59 % de l’expansion du palmier à huile est liée à la déforestation entre 1990 et 2008.

Comparaison des études régionales pour l’Indonésie et la Malaisie

Pourcentage estimatif de l’expansion sur la forêt

 

années

Malaisie

Indonésie

Reste du monde

% d’expansion mondiale de l’huile de palme 2008-2015

2008-2015

15 %

67 %

17 %

 

 

Péninsule Malaise

Partie malaisienne de Bornéo

Partie indonésienne de Bornéo

Reste de l’Indonésie

 

% d’expansion nationale 2008-2015

2008-2015

19 %

81 %

77 %

23 %

 

Gaveau et al. 2016

2010-15

 

75 %

42 %

 

 

Abood et al. 2015

2000-10

 

 

> 36 %

 

SARvision 2011

2005-10

 

52 %

 

 

 

Carlson et al. 2013

2000-10

 

 

70 %

 

 

Gunarso et al. 2013

2005-10

> 6 %

 

 

 

Gunarso et al. 2013

2005-10

47 %

37-75 %

 

Austin et al. 2017

2005-15

> 20 %

Vijay et al. 2016

2013

40 %

54 %

13 %

Vijay et al. 2016

2013

45 %

[Abood et al. 2015] ont constaté que 1,6 million d’hectares de déforestation en Indonésie entre 2000 et 2010 ont eu lieu à l’intérieur de concessions cédées aux producteurs industriels d’huile de palme. Ce chiffre représente 36 % de l’expansion totale de la superficie plantée d’huile de palme sur cette période, selon les chiffres du gouvernement indonésien.

Pour la même période, [Carlson et al. 2013] donnent une estimation supérieure du pourcentage de déforestation: 1,7 Mha de perte de forêts dans les concessions de palmiers à huile dans la partie indonésienne de Bornéo; environ 70 % de l’expansion de la superficie récoltée dans cette région [Malins 2018]. Dans un document ultérieur, [Carlson et al. 2018] indiquent une perte forestière de 1,84 Mha dans les concessions de palmiers à huile dans la partie indonésienne de Bornéo, et 0,55 Mha à Sumatra, pour la période 2000-2015.

[SARvision 2011] a révélé qu’entre 2005 et 2010, 865 000 hectares de forêts ont été abattus à l’intérieur des limites de concessions de palmiers à huile connues au Sarawak, la province malaisienne de Bornéo où se situe la majeure partie de l’expansion de l’huile de palme. Ce chiffre correspond à la moitié environ de l’augmentation de la superficie d’huile de palme récoltée durant cette période 3 .

[Gaveau et al. 2016] ont cartographié les correspondances entre déforestation et expansion des plantations de palmiers à huile industrielles (c’est-à-dire hors petites exploitations) à Bornéo, sur des intervalles de 5 ans entre 1990 et 2015. Ils soulignent que la grande majorité des plantations de palmiers à huile à Bornéo étaient encore des forêts en 1973; des fractions de déforestation inférieures apparaissent en limitant le délai entre le déboisement et la plantation de palmiers à huile. Leurs résultats montrent que pour les plantations industrielles de palmiers à huile dans la partie indonésienne de Bornéo, environ 42 % de l’expansion entre 2010 et 2015 s’est faite sur des terres qui étaient couvertes de forêts seulement cinq ans auparavant; pour la partie malaisienne de Bornéo, ce chiffre est d’environ 75 %. Cette évaluation applique une définition plus restrictive de la forêt que la directive RED II, en considérant uniquement les forêts dont le couvert forestier est supérieur à 90 % et en excluant les forêts secondaires (c’est-à-dire les forêts et les zones arbustives ayant repoussé après un déboisement ancien ou un incendie).

Dans un document ultérieur, [Gaveau et al. 2018] montrent que pour la période 2008-2017, dans la partie indonésienne de Bornéo, 36 % de l’expansion des plantations industrielles (dont 88 % pour l’huile de palme) s’est faite sur des forêts anciennes abattues la même année, tandis que dans la partie malaisienne de Bornéo la moyenne est de 69 %. Dans la partie indonésienne de Bornéo, le taux de déforestation par des plantations d’années différentes est étroitement corrélé au cours de l’huile de palme brute lors de la saison précédente, tandis que dans la partie malaisienne de Bornéo, cette corrélation est plus faible, ce qui suggère une planification centralisée de la déforestation à plus long terme. Les résultats montrent que le taux d’expansion de l’huile de palme a baissé depuis le pic de 2009-2012, tandis que la fraction qui s’est faite au détriment de forêts est restée stable.

[Gunarso et al. 2013] ont analysé l’évolution de l’occupation des sols liée à l’expansion du palmier à huile en Indonésie et en Malaisie pour la Table ronde sur l’huile de palme durable (RSPO). Les changements les plus récents dont ils font état concernent les superficies de palmiers à huile qui ont été plantées entre 2005 et 2010. Ils indiquent le pourcentage de cette superficie qui se trouvait dans diverses autres catégories d’affectation des sols en 2005. En ajoutant les catégories qui répondraient sans équivoque à la définition de la forêt prévue par la directive, un minimum de 37 % a été obtenu pour l’expansion sur les forêts pour l’ensemble de l’Indonésie. Toutefois, d’autres catégories d’affectation des sols mentionnées incluent les zones de broussailles (qui correspondent principalement à des forêts dégradées, selon le document), ce qui répondrait globalement aussi à la définition de la forêt prévue par la directive. Il s’agit d’une catégorie importante en Indonésie, car les plantations proches des forêts sont souvent dégradées par des incendies plusieurs années avant que la plantation ne s’étende sur ces terres. En comptabilisant ces types d’affectation des sols antérieurs comme des forêts (ce qu’ils étaient peut-être en 2000), le pourcentage total de déforestation en Indonésie pour la période 2005-2010 atteint environ 75 %, ce qui confirme approximativement les conclusions de [Carlson 2013].

Pour la Malaisie, [Gunarso et al. 2013] indiquent qu’entre 2006 et 2010, 34 % de l’expansion de l’huile de palme s’est faite directement sur des forêts. Cependant, ils font également état d’une expansion considérable sur des «sols nus» en 2006, tout en supposant qu’une partie de ces derniers étaient devenus «nus» après la conversion de zones forestières. Il ressort de leurs informations complémentaires que plus d’un tiers des sols nus de 2006 étaient couverts de forêts six ans auparavant, ce qui indique qu’il s’agit probablement de zones forestières déboisées et prêtes à être cultivées. La prise en compte de ces zones forestières porterait la fraction de l’expansion de l’huile de palme liée à la déforestation à 47 % en Malaisie.

Au lieu d’utiliser des images satellites pour repérer la nature de la précédente couverture des sols là où les plantations de palmiers à huile se sont étendues, [Austin et al. 2017] se sont appuyés sur des cartes d’affectation des sols publiées par le ministère de l’environnement et des forêts indonésien. Ils ont constaté que seulement 20 % environ des terres utilisées pour l’expansion des exploitations d’huile de palme industrielles entre 2005 et 2015 avaient été classées en tant que «forêts» sur ces cartes cinq ans auparavant. Leur définition de la forêt précise un couvert forestier supérieur à 30 % (contre > 10 % dans la directive), et n’inclut pas les zones de broussailles, qui sont parfois considérées comme des forêts selon la définition de la directive. Quarante pour cent supplémentaires de l’expansion de l’huile de palme se sont produits sur des catégories d’affectation des sols incluant des zones de broussailles. Compte tenu de ce qui précède, on estime que le chiffre donné par [Austin et al. 2017] de 20 % d’expansion sur les forêts entre 2010 et 2015 est probablement sous-estimé aux fins du présent rapport.



Estimation par le JRC de l’expansion de l’huile de palme sur les forêts dans le reste du monde 

Année d’expansion

Amérique latine

Afrique

Reste de l’Asie

% d’expansion mondiale de l’huile de palme 2008-2015

2008-15

9 %

3 %

5 %

Furumo et Aide 2017

2001-15

20 %

 

 

Maaijard et al. 2018

 

 

6 %

 

Vijay et al. 2016

2013

21 %

6 %

4 %

Moyenne pondérée pour le reste du monde

2013

13 %

Comme l’indique le tableau, des parts d’expansion sur les forêts inférieures sont signalées pour le reste du monde. La pondération des résultats pour l’Amérique latine, l’Afrique et le reste de l’Asie (à l’exclusion de l’Indonésie et de la Malaisie) donne une part d’expansion moyenne des plantations d’huile de palme sur les forêts de 13 %.

Globalement, compte tenu des résultats des études régionales sur l’expansion de l’huile de palme sur des terres présentant un stock de carbone important en Malaisie et en Indonésie, ainsi que des preuves d’une telle expansion dans le reste du monde, la part mondiale moyenne de 45 % pour l’expansion de l’huile de palme sur les forêts proposée par [Vijay et al. 2016] peut être considérée comme une bonne estimation.

Fraction de l’expansion de l’huile de palme sur les tourbières

[Abood et al. 2014] ont constaté que 21 % des concessions indonésiennes d’huile de palme connues étaient situées sur des tourbières, et 10 % sur des tourbières profondes (> 3 mètres), qui sont censées être protégées contre les drainages en vertu d’un décret gouvernemental indonésien de 1990. Entre 2000 et 2010, ils indiquent que 535 000 ha de forêts marécageuses de tourbe ont été perdus au bénéfice de concessions d’huile de palme indonésiennes, ce qui représente 33 % de l’expansion de l’huile de palme sur des concessions.

[Miettinen et al. 2012, 2016] ont analysé des images satellites haute résolution pour suivre la progression ponctuelle des plantations de palmiers à huile à maturité sur les tourbières entre 1990 et 2015. Ils ont utilisé les cartes des sols des archives numériques européennes du JRC pour répertorier les zones de tourbe et indiquent qu’entre 2007 et 2015, les plantations de palmiers à huile ont gagné 1 089 000 ha sur les tourbières indonésiennes et 436 000 ha sur les tourbières malaisiennes. En divisant ces chiffres par l’augmentation de la superficie de palmiers à huile à maturité durant cette période 4 , on obtient une part de 24 % d’expansion de l’huile de palme sur les tourbières en Indonésie et 42 % en Malaisie. Pour la période de rapport la plus récente, 2010-2015, les chiffres correspondants sont de 25 % et 36 %.

Le Malaysian Palm Oil Board a publié une étude sur l’huile de palme, [Omar et al. 2010], fondée sur une identification par le SIG des cultures d’huile de palme, ainsi qu’une carte des sols émanant du ministère de l’agriculture de Malaisie. Cette étude indique que le pourcentage de la culture de palmiers à huile sur les tourbières en Malaisie est passé de 8,2 % en 2003 à 13,3 % en 2009, ce qui correspond à 313 000 et 666 000 ha respectivement. Sur la même période, leurs données montrent que la superficie totale d’huile de palme est passée de 3 813 000 à 5 011 000 ha, de sorte que la fraction de cette expansion sur les tourbières s’élève à 30 %.

[SARvision 2011] a révélé qu’entre 2005 et 2010, 535 000 hectares de forêts de tourbe ont été abattus à l’intérieur des limites de concessions de palmiers à huile connues au Sarawak, la province malaisienne où se situe la majeure partie de l’expansion de l’huile de palme. Ce chiffre correspond à 32 % environ de l’augmentation de la superficie d’huile de palme récoltée durant cette période 5 . Il ne tient pas compte des pertes de forêts de tourbe au bénéfice de l’huile de palme en dehors des limites des concessions, ni des éventuelles conversions de tourbières qui n’étaient pas couvertes de forêts au moment de la conversion.

[Gunarso et al. 2013] indiquent une fraction anormalement faible d’expansion de l’huile de palme sur les tourbières en Malaisie (seulement 6 % entre 2000 et 2010, selon leurs informations complémentaires). Ce chiffre est nettement inférieur à toute autre estimation, même celles provenant de sources malaisiennes; il n’a donc pas été pris en compte 6 .

Pour l’Indonésie, les informations complémentaires de [Gunarso et al. 2013] donnent un chiffre de 24 % d’expansion de l’huile de palme entre 2005 et 2010 sur des marécages de tourbe, qui monte à environ 26 % uniquement lorsque la conversion du marécage de tourbe en passant par les «sols nus» est incluse.

Selon [Austin et al. 2017], la fraction de l’expansion de l’huile de palme sur les tourbières en Indonésie a stagné autour de 20 % environ pour toutes les périodes étudiées (1995-2015), sans aucune correction pour tenir compte des sols nus. La raison pour laquelle les résultats d’Austin sont inférieurs aux autres réside dans l’utilisation de la carte des tourbières du «BBSDLP 7 » publiée par le ministère indonésien de l’agriculture (H. Valin, communication privée, 5 décembre 2018). La carte BBSDLP n’inclut pas les zones dont la profondeur de tourbe est inférieure à 0,5 m 8 , ce qui explique en partie pourquoi elle indique 13,5 % de zones de tourbières en moins que les cartes de Wetlands International, qui elles-mêmes sous-estiment probablement les zones de tourbières d’environ 10 à 13 %, selon des enquêtes sur le terrain. [Hooijer et Vernimmen 2013].

Il n’existe pas de données quantitatives pour la fraction de l’expansion de l’huile de palme sur les tourbières dans le reste du monde. Entre 2008 et 2015, 9 % de l’expansion de l’huile de palme a eu lieu en Amérique latine, 5 % dans le reste de l’Asie et 3 % en Afrique. Il existe de vastes zones de tourbières tropicales en Amérique du Sud, en particulier au Pérou, en Bolivie, au Venezuela et le long de l’Amazone, mais ce ne sont pas des zones de production importantes d’huile de palme. En revanche, la plus grande zone marécageuse de tourbe tropicale au monde se situe dans le bassin du Congo. À cet endroit, au moins une très grande concession d’huile de palme a d’ores et déjà été accordée, d’une superficie de 470 000 ha (ce qui équivaut par exemple à 10 % de toute la superficie de production d’huile de palme en Malaisie), et celle-ci repose à 89 % sur de la tourbe [Dargie et al. 2018]. Ce que l’on craint, c’est qu’avec le ralentissement de la croissance de la production dans les pays d’Asie du Sud-Est, davantage d’investissements soient consacrés au développement de l’huile de palme dans les tourbières d’Afrique et d’Amérique latine.

En pondérant au maximum les résultats de [Miettinen et al. 2012, 2016], qui peuvent être considérés comme les éléments les plus avancés de la littérature scientifique, et en supposant l’absence de drainage de tourbières pour l’huile de palme dans le reste du monde, on obtient une estimation moyenne pondérée interpolée de 23 % d’expansion de l’huile de palme sur les tourbières à l’échelle mondiale entre 2008 et 2011.

Canne à sucre

Plus de 80 % de l’expansion mondiale de la canne à sucre a eu lieu au Brésil entre 2008 et 2015.

[Cuypers et al. 2013] ont estimé que 36 % de l’expansion mondiale de la canne à sucre entre 1990 et 2008 s’est faite sur des terres précédemment recouvertes de forêts. Il s’agit toutefois probablement d’une surestimation aux fins de l’analyse: la déforestation a été ventilée entre le déboisement d’exploitation forestière, l’expansion des pâturages et l’expansion d’autres cultures, à l’échelle nationale. Peu de déforestation a été attribuée aux terres de pâturages, car celles-ci n’ont pas connu d’expansion nette; par contre, la canne à sucre s’est fortement étendue et a donc reçu la plus forte part de la déforestation nationale. Toutefois, les régions du Brésil où la canne à sucre s’est le plus étendue ne recoupent pratiquement pas les zones de forte déforestation, ce qui n’a pas été pris en considération dans l’analyse de [Cuypers et al. 2013].

[Adami et al. 2012] ont indiqué que seulement 0,6 % de l’expansion de la canne à sucre dans le Centre-Sud du Brésil s’est faite sur des forêts entre 2000 et 2009. Même si la région représentait environ 90 % de l’expansion mondiale de la canne à sucre au cours de cette période, d’autres régions brésiliennes ont connu une certaine expansion non couverte par cette étude.

[Sparovek et al. 2008] conviennent que sur la période 1996-2006, l’expansion de la canne à sucre dans la région Centre-Sud du Brésil s’est faite quasi intégralement sur des pâturages ou sur d’autres cultures (étant donné le peu de terres occupés par la forêt dans la région); toutefois, 27 % d’expansion supplémentaire ont concerné des zones «périphériques» autour et à l’intérieur du biome de l’Amazone, dans le Nordeste et dans le biome de la forêt atlantique. Dans ces régions périphériques, il y a eu corrélation entre le recul des forêts par localité et l’expansion de la canne à sucre. Néanmoins, aucun chiffre n’est mentionné dans le document concernant la part de l’expansion sur les forêts.

Par conséquent, aucune quantification adéquate de la déforestation par la canne à sucre n’a pu être calculée à partir de la documentation.

Maïs

Habituellement, les céréales ne sont pas considérées comme une cause de déforestation, car la majeure partie de la production a lieu dans des zones tempérées où la déforestation est généralement modeste. Cependant, le maïs est aussi une culture tropicale, souvent cultivée par de petits exploitants, et souvent en alternance avec le soja dans les grandes exploitations. En outre, une part disproportionnée de l’expansion du maïs a lieu dans des régions tropicales où la déforestation est plus courante et fortement émettrice de carbone.

En Chine, l’expansion s’est concentrée sur des terres marginales dans le nord-est du pays [Hansen 2017], dont on suppose qu’il s’agit majoritairement de steppes herbeuses, et non de forêts. L’expansion au Brésil et en Argentine pourrait être se voir attribuer le même pourcentage de déforestation que le soja au Brésil.[Lark et al. 2015] ont établi que l’expansion du maïs aux États-Unis entre 2008 et 2012 s’est faite à hauteur de 3 % aux dépens de la forêt, de 8 % aux dépens de zones arbustives et de 2 % aux dépens de zones humides. Il est néanmoins difficile de faire une estimation globale sans examiner en détail la situation dans chaque pays.



Références bibliographiques

[Abood et al. 2015] Abood, S. A., Lee, J. S. H., Burivalova, Z., Garcia-Ulloa, J., & Koh, L. P. (2015). Relative Contributions of the Logging, Fiber, Palm oil, and Mining Industries to Forest Loss in Indonesia. Conservation Letters, 8(1), 58-67. http://doi.org/10.1111/conl.12103

[Adami et al. 2012] Adami, M., Rudorff, B. F. T., Freitas, R. M., Aguiar, D. A., Sugawara, L. M., & Mello, M. P. (2012). Remote Sensing Time Series to Evaluate Direct Land Use Change of Recent Expanded Sugarcane Crop in Brazil. Sustainability, 4, 574–585. http://doi.org/10.3390/su4040574

[Agroicone 2018] Moriera, A, Arantes, S., et Romeiro, M. (2018). Document d’information RED II: évaluation du risque de changements indirects dans l’affectation des sols pour les matières premières de biocarburants canne à sucre et soja. Agroicone, Sao Paulo 2018.

[Austin et al. 2017] Austin, K. G., Mosnier, A., Pirker, J., McCallum, I., Fritz, S., & Kasibhatla, P. S. (2017). Shifting patterns of palm oil driven deforestation in Indonesia and implications for zero-deforestation commitments. Land Use Policy, 69 (août), 41–48. http://doi.org/10.1016/j.landusepol.2017.08.036.

[Carlson et al. 2013] Carlson, K. M., Curran, L. M., Asner, G. P., Pittman, A. M., Trigg, S. N., & Marion Adeney, J. (2013). Carbon emissions from forest conversion by Kalimantan palm oil plantations. Nature Clim. Change, extrait de https://www.nature.com/nclimate/journal/v3/n3/pdf/nclimate1702.pdf.

[Curtis et al. 2018] Curtis, P. G., Slay, C. M., Harris, N. L., Tyukavina, A., & Hansen, M. C. (2018). Classifying drivers of global forest loss. Science, 361(6407), 1108–1111. http://doi.org/10.1126/science.aau3445

[Cuypers et al. 2013] Cuypers, D., Geerken, T., Gorissen, L., Peters, G., Karstensen, J., Prieler, S., … vVn Velthuizen, H. (2013). The impact of EU consumption on deforestation: Comprehensive analysis of the impact of EU consumption on deforestation. Commission européenne. http://doi.org/10.2779/822269

[Dargie et al. 2018] Dargie, G.C., Lawson, I.T., Rayden, T.J. et al. Mitig Adapt Strateg Glob Change (2018). https://doi.org/10.1007/s11027-017-9774-8

[FAOstat 2008], Organisation des Nations unies pour l’alimentation et l’agriculture, base de données sur les statistiques de production des cultures, http://www.fao.org/faostat/fr/#data/QC

[Fehlenberg et al. 2017] Fehlenberg, V., Baumann, M., Gasparri, N. I., Piquer-Rodriguez, M., Gavier-Pizarro, G., & Kuemmerle, T. (2017). The role of soybean production as an underlying driver of deforestation in the South American Chaco. Global Environmental Change, 45 (avril), 24–34. http://doi.org/10.1016/j.gloenvcha.2017.05.001.

[Furumo & Aide 2017] Furumo, P. R., & Aide, T. M. (2017). Characterizing commercial palm oil expansion in Latin America: land use change and trade. Environmental Research Letters, 12(2), 024008. http://doi.org/10.1088/1748-9326/aa5892

[Gaveau 2016] Gaveau, D.L.A., Sheil, D., Husnayaen, Salim, M.A., Arjasakusuma, S., Ancrenaz, M., Pacheco, P., Meijaard, E., 2016. Rapid conversions and avoided deforestation: examining four decades of industrial plantation expansion in Borneo. Nature - Scientific Reports 6, 32017.

[Gaveau 2018] Gaveau, D.L.A., Locatelli, B., Salim, M.A., Yaen, H., Pacheco, P. and Sheil, D. Rise and fall of forest loss and industrial plantations in Borneo (2000–2017). Conservation Letters. 2018;e12622. https://doi.org/10.1111/conl.12622

[Gibbs et al. 2015] Gibbs, H. K., Rausch, L., Munger, J., Schelly, I., Morton, D. C., Noojipady, P., Walker, N. F. (2015). Brazil’s Soy Moratorium: Supply-chain governance is needed to avoid deforestation. Science, 347(6220), 377–378. http://doi.org/10.1126/science.aaa0181.

[Graesser et al. 2015] Graesser, J., Aide, T. M., Grau, H. R., & Ramankutty, N. (2015). Cropland/pastureland dynamics and the slowdown of deforestation in Latin America. Environmental Research Letters, 10(3), 034017. http://doi.org/10.1088/1748-9326/10/3/034017

[Gunarso et al. 2013] Gunarso, P., Hartoyo, M. E., Agus, F., & Killeen, T. J. (2013). Palm oil and Land Use Change in Indonesia, Malaysia and Papua New Guinea. RSPO. http://doi.org/papers2://publication/uuid/76FA59A7-334A-499C-B12D-3E24B6929AAE
Documents complémentaires: https://rspo.org/key-documents/supplementary-materials

[Hansen et al. 2017] Hansen, J., M.A. Marchant, F. Tuan, et A. Somwaru. 2017. «U.S. Agricultural Exports to China Increased Rapidly Making China the Number One Market.» Choices. Q2. http://www.choicesmagazine.org/choices-magazine/theme-articles/us-commodity-markets-respond-to-changes-in-chinas-ag-policies/us-agricultural-exports-to-china-increased-rapidly-making-china-the-number-one-market

[Henders et al 2015] Henders, S., Persson, U. M., & Kastner, T. Trading forests: Land-use change and carbon emissions embodied in production and exports of forest-risk commodities. Environmental Research Letters, 10(12), 125012. http://doi.org/10.1088/1748-9326/10/12/125012 http://doi.org/10.1088/1748-9326/10/12/125012

[Hooijer et Vernimmen 2013] Hooijer, A. et Vernimmen, R. 2013 «Peatland maps: accuracy assessment and recommendations» Report by Deltares & Euroconsult Mott MacDonald for Implementation of Agentschap NL 6201068 QANS Lowland Development edepot.wur.nl/251354.

[Jusys 2017] Jusys, T. (2017) A confirmation of the indirect impact of sugarcane on deforestation in the Amazon, Journal of Land Use Science, 12:2-3, 125-137, DOI: 10.1080/1747423X.2017.1291766

[Lark et al. 2015] Lark, T.J, Salmon, M.J, & Gibbs, H. (2015). Cropland expansion outpaces agricultural and biofuel policies in the United States. Environmental Research Letters. 10. 10.1088/1748-9326/10/4/044003.

[LCAworks 2018] Strapasson, A., Falcao, J., Rossberg, T., Buss, G., et Woods, J. Land use Change and the European Biofuels Policy: the expansion of oilseed feedstocks on lands with high carbon stocks. Rapport technique rédigé par LCAworks Ltd., en collaboration avec Sofiprotéol, France.

[Machedo et al. 2012] Macedo, M. N., DeFries, R. S., Morton, D. C., Stickler, C. M., Galford, G. L., & Shimabukuro, Y. E. (2012). Decoupling of deforestation and soy production in the southern Amazon during the late 2000s. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 109(4), 1341-6. http://doi.org/10.1073/pnas.1111374109

[Malins. 2017] Malins, C. (2017). For peat’s sake - Understanding the climate implications of palm oil biodiesel. Cerulogy and Rainforest Foundation Norway, Londres 2017. Extrait de http://www.cerulogy.com/uncategorized/for-peats-sake/

[Malins 2018] Malins, C. (2018). Driving deforestation: the impact of expanding palm oil demand through biofuel policy, Londres 2018. Extrait de http://www.cerulogy.com/palm oil/driving-deforestation.

[Meijaard et al. 2018] Meijaard, E., Garcia-Ulloa, J., Sheil, D., Wich, S.A., Carlson, K.M., Juffe-Bignoli, D., et Brooks, T. (2018). Palm oil and biodiversity. http://doi.org/https://doi.org/10.2305/IUCN.CH.2018.11.en

[Miettinen et al. 2012] Miettinen, J., Hooijer, A., Tollenaar, D., Page, S. E., & Malins, C. (2012). Historical Analysis and Projection of Palm oil Plantation Expansion on Peatland in Southeast Asia. Washington, D.C.: International Council on Clean Transportation.

[Miettinen et al. 2016] Miettinen, J., Shi, C., & Liew, S. C. (2016). Land cover distribution in the peatlands of Peninsular Malaysia, Sumatra and Borneo in 2015 with changes since 1990. Global Ecology and Conservation, 6, 67–78. http://doi.org/10.1016/j.gecco.2016.02.004

[Morton et al. 2006] Morton, D. C., DeFries, R. S., Shimabukuro, Y. E., Anderson, L. O., Arai, E., del Bon Espirito-Santo, F., … Morisette, J. (2006). Cropland expansion changes deforestation dynamics in the southern Brazilian Amazon. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 103(39), 14637–14641. http://doi.org/10.1073/pnas.0606377103

[Omar et al. 2010] Omar, W., Aziz, N.A., Mohammed A.T., Harun, M.H. et Din, A.K.; «Mapping of oil palm cultivation on peatland in Malaysia», Malaysian Palm Oil Board Information series 529, MPOB TT No. 473, juin 2010. ISSN 1511-7871.

[Page et al. 2011] Page, S.E., Morrison, R., Malins, C., Hooijer, A., Rieley, J.O. Jaujiainen, J. (2011). Review of Peat Surface Greenhouse Gas Emissions from Palm oil Plantations in Southeast Asia. Indirect Effects of Biofuel Production, (15), 1–77.

[Richards et al. 2017] Richards, P. D., Arima, E., VanWey, L., Cohn, A., & Bhattarai, N. (2017). Are Brazil’s Deforesters Avoiding Detection? Conservation Letters, 10(4), 469–475. http://doi.org/10.1111/conl.12310

[SARVision 2011] SARVision. (2011). Impact of palm oil plantations on peatland conversion in Sarawak 2005-2010, (janvier 2011), 1–14. http://archive.wetlands.org/Portals/0/publications/Report/Sarvision%20Sarawak%20Report%20Final%20for%20Web.pdf

[Searle & Giuntoli 2018] Searle, A. S., & Giuntoli, J. (2018). Analysis of high and low indirect land-use change definitions in European Union renewable fuel policy.
 

[Sparovek et al. 2008] Sparovek, G.; A. Barretto; G. Berndes; S. Martins; et Maule, R. (2008). «Environmental, land-use and economic implications of Brazilian sugarcane expansion 1996–2006.» Mitigation and Adaption Strategies for Global Change, 14(3), p. 285.

[USDA 2008] United States Department of Agriculture Foreign Agricultural Service. Searchable database of Production, Supply and Distribution data of crops. https://apps.fas.usda.gov/psdonline/app/index.html#/app/advQuery

[Vijay et al. 2016] Vijay, V., Pimm, S. L., Jenkins, C. N., Smith, S. J., Walker, W., Soto, C., … Rodrigues, H. (2016). The Impacts of Palm oil on Recent Deforestation and Biodiversity Loss. PLOS ONE, 11(7), e0159668. http://doi.org/10.1371/journal.pone.0159668

[Waroux et al. 2016] Waroux, Y., Garrett, R. D., Heilmayr, R., & Lambin, E. F. (2016). Land-use policies and corporate investments in agriculture in the Gran Chaco and Chiquitano. Proceedings of the National Academy of Sciences, 113(15), 4021–4026. http://doi.org/10.1073/pnas.1602646113

[Yousefi et al. 2018]. Yousefi, A., Bellantonoio, M, et Hurowitz,G., The avoidable Crisis, Mighty Earth, Regnskogfondet et FERN, mars 2018, http://www.mightyearth.org/avoidablecrisis/

ANNEXE 2

Analyse fondée sur le SIG

1.

Méthode

Afin d’estimer la déforestation et les émissions correspondantes liées à l’expansion des cultures concernées par les biocarburants depuis 2008 dans les zones dont la densité du couvert forestier est supérieure à 10 %, une approche de modélisation géospatiale a été utilisée pour combiner une cartographie de la déforestation établie par Global Forest Watch (GFW) avec des cartes des types de cultures provenant de MapSPAM et EarthStat. Les détails de cette approche sont résumés ci-après, et les sources de données utilisées dans l’analyse figurent dans le tableau ci-après. L’analyse a été réalisée avec une taille de pixel d’environ 100 hectares au niveau de l’équateur.

Sources de données

Données relatives aux cultures

À l’heure actuelle, on ne dispose d’aucune carte cohérente à l’échelle mondiale illustrant l’expansion de toutes les différentes cultures concernées par les biocarburants au fil du temps, bien que des études soient en cours pour dresser de telles cartes pour l’huile de palme et le soja à travers l’interprétation des images satellites. Aux fins de la présente analyse, nous nous sommes appuyés sur deux sources de cartes pour une année et une culture uniques: MapSPAM (IFPRI et IIASA 2016), qui illustre la répartition mondiale de 42 cultures pour l’année 2005 9 , et EarthStat (Ramankutty et al. 2008), qui cartographie les zones de cultures et de pâturages pour l’année 2000. Les deux sources de données sur les cultures sont le fruit d’approches qui combinent une variété de données d’entrée explicites sur le plan spatial afin de rendre plausibles les estimations de la répartition mondiale de ces cultures. Les données saisies incluent des statistiques de production à l’échelon des unités administratives (sous-nationales), diverses cartes de couverture des sols produites à partir d’images satellites, ainsi que des cartes des zones propices aux cultures créées sur la base des conditions locales en termes de paysage, de climat et de sol.

Compte tenu de l’absence de cartes mondiales actualisées pour les cultures individuelles, ainsi que de l’absence d’informations cohérentes sur leur expansion au fil du temps, l’une des hypothèses principales utilisées dans notre analyse est que la déforestation totale et les émissions de gaz à effet de serre associées qui ont eu lieu à l’intérieur d’une zone donnée depuis 2008 peuvent être attribuées à une culture spécifique sur la base de la superficie proportionnelle de chaque culture par rapport à la superficie totale de terres agricoles, y compris les pâturages, présentes à l’intérieur d’un même pixel de la carte des cultures.

Données relatives à la déforestation

Les cartes publiées de la perte de couvert forestier annuelle dans le monde découlant d’observations satellites Landsat, disponibles sur Global Forest Watch pour les années 2001 à 2017, constituent la base de notre analyse de la déforestation. Les données relatives à la perte de couvert forestier sont disponibles dans une résolution de 30 mètres, ou une taille de pixel de 0,09 hectare. Les données initiales relatives à la perte de couvert forestier de Hansen et al. (2013) ne font pas la distinction entre une conversion permanente (c’est-à-dire la déforestation) et la perte temporaire de couvert forestier due à l’exploitation forestière ou aux incendies de forêt. Par conséquent, pour cette analyse, nous avons inclus uniquement le sous-ensemble de pixels de perte de couvert forestier faisant partie des zones dominées par une déforestation due aux matières premières agricoles, telles qu’elles sont cartographiées selon une résolution de 10 kilomètres par Curtis et al. (2018) 10 . Les zones où d’autres causes sont dominantes, par exemple l’exploitation forestière ou l’agriculture itinérante, ont donc été exclues de l’analyse. Dans la catégorie de déforestation due aux matières premières agricoles, seuls les pixels avec un pourcentage de couvert forestier supérieur à 10 % ont été pris en compte pour l’analyse; on entend ici par «pourcentage de couvert forestier» la densité du couvert forestier de la surface de terre concernée en 2000. Compte tenu des critères spécifiques prévus dans la directive RED II (voir points b) et c) ci-dessus dans la section Contexte), les résultats de l’analyse ont été ventilés en déforestation pour les années 2008 à 2015 pour les zones dont le couvert forestier est supérieur à 30 % et les zones dont le couvert forestier est compris entre 10 et 30 %.

Curtis et al. (2018) soulignent que de multiples facteurs de perte forestière peuvent apparaître au sein d’un paysage à un moment donné quelconque, et que le facteur dominant peut varier d’une année sur l’autre au cours de la période d’étude de 15 ans; leur modèle n’a attribué qu’un seul facteur dominant ayant contribué à la majorité de la perte de couvert forestier au sein de ce paysage au cours de la période étudiée. L’une des hypothèses utilisées dans cette analyse est que la totalité de la perte de couvert forestier au sein des zones dominées par une déforestation due aux matières premières agricoles correspond à l’expansion de nouvelles zones agricoles. Cette hypothèse tendrait à surestimer l’effet des cultures de matières premières agricoles dans ces pixels. D’autre part, l’agriculture peut aussi s’étendre dans des zones dominées par l’agriculture itinérante ou l’exploitation forestière; ces autres catégories de la carte établie par Curtis et al. (2018) ont été exclues de notre analyse. Cela implique que la méthode retenue pourrait sous-estimer la déforestation due aux cultures. Cependant, l’empreinte des neuf cultures incluses dans cette analyse entre principalement dans la catégorie de déforestation due aux matières premières agricoles; on a donc supposé que les zones de culture qui ne font pas partie de cette catégorie possèdent de faibles rapports de superficie (voir la section Modèle de répartition des cultures ci-après), et que par conséquent la contribution de ces zones dans les totaux finaux devrait être limitée.

Données relatives aux tourbières

L’étendue des tourbières a été définie en utilisant les mêmes cartes que Miettinen et al. 2016, qui ont cartographié les changements dans l’occupation des sols entre 1990 et 2015 dans les tourbières de la Péninsule Malaise, de Sumatra et de Bornéo. Pour Sumatra et Kalimantan, Miettinen et al. (2016) ont inclus les tourbières figurant dans les atlas des tourbières à l’échelle 1:700 000 de l’organisation Wetlands International (Wahyunto et al. 2003, Wahyunto et al. 2004), dans lesquels la tourbe est définie comme suit: «sol formé par l’accumulation sur une longue période de matière organique, par exemple des restes de plantes. Un sol tourbeux est généralement saturé d’eau ou inondé toute l’année, sauf s’il est drainé». Selon Wahyunto et Suryadiputra (2008), les atlas des tourbières ont compilé à leur tour des données issues d’une variété de sources ayant principalement utilisé l’imagerie (satellite, radar et données de photographies aériennes), ainsi que des études et des cartographies des sols, pour dresser les cartes de répartition des tourbières. Pour la Malaisie, ce sont les tourbières des archives numériques européennes des cartes des sols qui ont été utilisées (Selvaradjou et al. 2005).

Une analyse spécifique à la déforestation due à l’expansion de l’huile de palme dans les tourbières a été réalisée en raison de l’importance de la tourbe dans l’affectation générale des sols pour cette culture destinée aux biocarburants et l’empreinte en termes de gaz à effet de serre. La superficie de la perte de couvert forestier survenue avant l’année d’expansion connue de l’huile de palme entre 2008 et 2015 a été estimée à l’aide des données sur l’expansion de l’huile de palme industrielle de Miettinen et al. 2016.

Données relatives aux émissions de gaz à effet de serre

Les émissions dues à la déforestation depuis 2008 ont été estimées en termes de perte de carbone issu du bassin de biomasse aérienne. Les émissions sont exprimées en unités de mégatonnes de dioxyde de carbone (Mt CO2).

Les émissions provenant de la perte de biomasse aérienne ont été calculées en superposant la carte de la perte de couvert forestier (entre 2008 et 2015) à une carte de la biomasse aérienne ligneuse vivante en 2000. La carte de la biomasse, produite par le Woods Hole Research Center et issue d’observations satellites et de terrain, est disponible sur Global Forest Watch. L’ensemble des pertes de biomasse ont été considérées comme des émissions «engagées» dans l’atmosphère lors du déboisement, malgré l’existence de décalages dans le temps associés à certaines causes de la perte forestière. Les émissions sont des estimations «brutes» et non «nettes», ce qui signifie que l’utilisation des terres après le déboisement, ainsi que leur valeur carbone correspondante, n’ont pas été prises en compte. On a supposé que la fraction de carbone de la biomasse aérienne était de 0,5 (GIEC 2003) et le carbone a été converti en dioxyde de carbone au moyen d’un facteur de conversion de 44/12, ou 3,67. L’un des avantages de l’utilisation d’une carte de la biomasse forestière basée sur des pixels avec des valeurs continues, au lieu de l’affectation de valeurs de stock de carbone catégoriques à différents types d’occupation des sols (par exemple forêt, zone arbustive, valeurs de niveau 1 du GIEC, etc.), est que les données utilisées pour estimer la perte de biomasse sont totalement indépendantes du choix de la carte d’occupation des sols utilisée pour estimer le changement d’affectation des sols.

Les émissions associées à d’autres bassins de carbone, comme la biomasse souterraine (racines), le bois mort, la litière et le carbone du sol, y compris la décomposition de la tourbe ou les incendies de tourbe, ont été exclues de l’analyse.

Portée de l’analyse

La portée de notre analyse mondiale a été définie en superposant la carte de la déforestation due aux matières premières agricoles (Curtis et al. 2018) aux cultures présentant un intérêt sur le plan des biocarburants (huile de palme, noix de coco, blé, colza, maïs, soja, betterave sucrière, tournesol et canne à sucre). Seuls les pixels qui ont été inclus dans l’une des neuf cultures présentant un intérêt et qui ont trait à la catégorie de déforestation due aux matières premières agricoles ont été pris en compte dans l’analyse.

Modèle de répartition des cultures

La déforestation totale et les émissions à l’intérieur d’un pixel d’un kilomètre donné ont été attribuées aux différentes cultures présentant un intérêt sur le plan des biocarburants au prorata de chaque culture présente dans le pixel («culture X», par exemple soja) par rapport à la superficie totale de terres agricoles à l’intérieur du pixel, définie ici comme la somme des terres cultivées et des pâturages. De cette façon, la contribution relative de chaque culture destinée aux biocarburants par rapport à l’empreinte agricole totale du pixel a servi de base pour la répartition de l’empreinte correspondante en termes de déforestation et d’émissions de gaz à effet de serre.

Étant donné qu’aucune carte unique, cohérente à l’échelle mondiale et actualisée des terres agricoles ventilées par type de culture n’était facilement disponible, nous avons appliqué un processus en deux étapes pour estimer le rôle relatif de chaque culture présentant un intérêt sur le plan des biocarburants dans la déforestation et les émissions à un endroit donné (équation 1). Dans un premier temps, nous avons utilisé les données relatives aux cultures pour l’année la plus récente disponible (MapSPAM, année 2005) pour calculer le rapport entre la culture X et la superficie totale des terres cultivées à l’intérieur d’un pixel. Dans un second temps, nous avons utilisé les données d’EarthStat (année 2000) pour calculer le rapport entre la superficie totale des terres cultivées et la superficie totale des terres cultivées + les pâturages à l’intérieur d’un pixel. (Les données d’EarthStat ont été utilisées car MapSPAM n’inclut pas de cartes des pâturages, et l’expansion des pâturages joue également un rôle dans la dynamique de déforestation.) La combinaison de ces deux étapes a permis d’estimer la contribution relative de la culture X à l’empreinte agricole totale à l’intérieur d’un pixel donné, quoiqu’en utilisant des sources de données différentes couvrant des périodes différentes.

Équation 1:

Calculs finaux

Après avoir créé les cartes de répartition des cultures pour chaque culture présentant un intérêt sur le plan des biocarburants, nous avons multiplié le total de la déforestation et des émissions de gaz à effet de serre par la proportion de la culture X dans chaque pixel d’un kilomètre, et nous avons calculé les statistiques de synthèse globales ventilées entre déforestation et émissions se produisant sur des terres avec une densité de couvert forestier supérieure à 30 % et sur des terres avec une densité de couvert forestier entre 10 et 30 %.

Les résultats du SIG montrent la déforestation observée au cours des 8 années calendaires entre 2008 et 2015, associée à différentes cultures. Pour voir quel pourcentage de l’expansion d’une culture est associé à la déforestation, la superficie totale de déforestation au cours de ces années a été divisée par l’augmentation correspondante de la superficie de la culture en question. Afin de tenir compte du fait qu’une culture peut encore être à l’origine d’une déforestation même lorsque la superficie mondiale générale de cette culture baisse, mais qu’elle s’étend dans certains pays, les parts ont été calculées sur la base de l’augmentation brute de la superficie mondiale de la culture, qui correspond à la somme des augmentations de la superficie de cette culture dans les pays où elle n’a pas diminué.

En outre, les données sur les superficies récoltées ont été ajustées pour obtenir des informations sur les superficies plantées: pour les cultures annuelles, on a supposé que l’augmentation de la superficie cultivée était identique à l’augmentation de la superficie récoltée. Pour les cultures (semi-)permanentes, on a pris en compte la fraction de la superficie cultivée qui n’est pas récoltée parce que les plants ne sont pas encore à maturité. La canne à sucre doit être replantée tous les cinq ans environ, mais il n’y a que quatre récoltes, car elle n’est pas encore à maturité au bout de la première année. Le palmier à huile est replanté tous les 25 ans environ et porte des fruits au cours des 22 dernières années.

Pour la plupart des cultures, la base de données [FAOstat 2008] a été utilisée; elle indique la superficie récoltée par année calendaire. Les données de l’[USDA 2008] ont été retenues uniquement pour l’huile de palme, car elles contiennent des indications sur l’ensemble des plantations de palmiers à huile à maturité, y compris pour les années où la récolte a été perturbée par les inondations. La base de données couvre également davantage de pays pour cette culture.

Tableau: Récapitulatif des sources de données de l’analyse fondée sur le SIG du WRI.

Ensemble de données

Source

Étendues de forêts et de tourbières

Couvert forestier 2000

Hansen et al. 2013

Tourbières

Miettinen et al. 2016

Déforestation

Perte de couvert forestier

Hansen et al. 2013 (+ actualisations annuelles sur GFW)

Déforestation due aux matières premières agricoles

Curtis et al. 2018

Expansion de l’huile de palme, 2000-2015 (pour estimation de la déforestation sur les tourbières)

Indonésie, Malaisie

Miettinen et al. 2016

Émissions de gaz à effet de serre

Biomasse aérienne

Zarin et al. 2016

Données relatives à l’étendue des cultures et des pâturages

MapSPAM (superficie physique)

IFPRI et IIASA 2016

EarthStat

Ramankutty et al. 2008



Références bibliographiques

Curtis, C., C. Slay, N. Harris, A. Tyukavina, M. Hansen. 2018. «Classifying Drivers of Global Forest Loss.» Science 361: 1108-1111. doi: 10.1126/science.aau3445.

Graesser, J., Aide, T. M., Grau, H. R., & Ramankutty, N. (2015). Cropland/pastureland dynamics and the slowdown of deforestation in Latin America. Environmental Research Letters, 10(3), 034017. http://doi.org/10.1088/1748-9326/10/3/034017
Hansen, M. P. Potapov, R. Moore, M. Hancher, S. Turubanova, A. Tyukavina, D. Thau, S. Stehman, S. Goetz, T. Loveland et al. 2013. «High-Resolution Global Maps of 21st-Century Forest Cover Change.» Science 341: 850-853. doi: 10.1126/science.1244693.

Institut international de recherche sur les politiques alimentaires (IFPRI) et Institut international pour l’analyse des systèmes appliqués (IIASA). 2016. «Global Spatially-Disaggregated Crop Production Statistics Data for 2005 Version 3.2», Harvard Dataverse 9. doi: 10.7910/DVN/DHXBJX.

IPCC 2003: Penman J., M. Gytandky, T. Hiraishi, T. Krug, D. Kruger, R. Pipatti, L. Buendia, K. Miwa, T. Ngara, Ngara, K. Tanabe et al. 2003. «Good Practice Guidance for Land Use, Land-Use Change and Forestry.» Institute for Global Environmental Strategies for the IPCC. Japon.

Miettinen, J., C. Shi, et S. C. Liew. 2016. «Land Cover Distribution in the Peatlands of Peninsular Malaysia, Sumatra, and Borneo in 2015 with Changes since 1990.» Global Ecology and Conservation 6: 67−78. doi: 10.1016/j.gecco.2016.02.004  

Ramankutty, N., A. Evan, C. Monfreda, et J. Foley. 2008. «Farming the planet: 1. Geographic distribution of global agricultural lands in the year 2000.» Global Biogeochemical Cycles 22. doi:10.1029/2007GB002952.

Selvaradjou S., L. Montanarella, O. Spaargaren, D. Dent, N. Filippi, S. Dominik. 2005. «European Digital Archive of Soil Maps (EuDASM) – Metadata on the Soil Maps of Asia.» Office des publications de l’Union européenne. Luxembourg.

Wahyunto, S. Ritung, H. Subagjo. 2003. «Maps of Area of Peatland Distribution and Carbon Content in Sumatra, 1990-2002.» Wetlands International – Indonesia Programme & Wildlife Habitat. Canada.

Wahyunto, S. Ritung, H. Subagjo. 2004. «Maps of Area of Peatland Distribution and Carbon Content in Kalimantan, 1990-2002.» Wetlands International – Indonesia Programme & Wildlife Habitat. Canada.

Zarin, D., N. Harris, A. Baccini, D. Aksenov, M. Hansen, C. Azevedo-Ramos, T. Azevedo, B. Margono, A. Alencar, C. Gabris et al. 2016. «Can Carbon Emissions from Tropical Deforestation Drop by 50% in 5 Years?» Global Change Biology 22: 1336-1347. doi: 10.1111/gcb.13153  

(1)      Selon [Gibbs et al. 2015, fig. 1], le pourcentage moyen d’expansion du soja sur la forêt amazonienne est d’environ 2,2 % pour la période 2009-2013. Les données de 2008 ne sont pas incluses, car le plan du gouvernement brésilien pour la prévention et le contrôle de la déforestation en Amazonie (PPCDAa), qui a été suivi d’une réduction spectaculaire de la déforestation en Amazonie, n’avait pas encore été mis en œuvre dans le droit forestier brésilien à ce moment-là. Les estimations de [Gibbs et al. 2015] s’appuient sur la base de données PRODES sur la déforestation, qui a également été utilisée pour contrôler le respect de la loi PPCDAa. Cependant, [Richards et al. 2017] ont constaté que depuis 2008, la base de données PRODES s’est écartée de plus en plus des autres indicateurs de perte forestière. Cela est dû à son utilisation pour l’application de la loi: les responsables des déforestations ont appris à déboiser de petites parcelles ou dans des zones qui ne sont pas surveillées par le système PRODES. En utilisant les données de l’autre base de données sur la surveillance des forêts GFC, [Richards et al. 2017] montrent (dans leurs informations complémentaires) que depuis 2008, PRODES sous-estime la déforestation selon un facteur moyen de 2,3 par rapport à la base de données GFC. Les données provenant des incendies de forêts confirment les variations établies par GFC d’une année sur l’autre dans la superficie déboisée, mais pas celles observées par PRODES.
(2)      Des données sont disponibles pour tous les pays en ce qui concerne la superficie récoltée. En revanche, cette superficie est inférieure à la superficie plantée en raison du fait que les palmiers immatures ne portent pas de fruits. Cependant, le rapport entre l’augmentation de la superficie plantée et la superficie récoltée dépend également de la fraction de superficie de palmiers immatures replantés. Une augmentation de la superficie plantée a été constatée dans les statistiques nationales de l’Indonésie et de la Malaisie, et combinée avec les augmentations ajustées de la superficie récoltée pour le reste du monde.
(3)      Aucune donnée n’a été trouvée concernant la superficie plantée pour cette région et cette période.
(4)      Miettinen et al. ont comptabilisé uniquement les superficies de palmiers à maturité, de sorte qu’en l’espèce, il est approprié de diviser par la superficie de palmiers à maturité plutôt que par la superficie plantée totale. Les données du service agricole étranger du Département américain de l’agriculture concernant la «superficie récoltée» ont été utilisées; ces données se réfèrent en fait à la «superficie plantée à maturité», et ont été comparées à d’autres données telles que les ventes de plants de palmiers à huile. Les données de la FAO sont moins utiles car, entre autres, elles reflètent des baisses temporaires de la superficie récoltée en 2014-2015 en raison des inondations en Malaisie.
(5)      Aucune donnée n’a été trouvée concernant la superficie plantée pour cette région et cette période.
(6)      [Gunarso et al. 2013] donnent un début d’explication: ils n’ont répertorié les plantations sur les tourbières que lorsque les terres étaient des marécages de tourbe humides cinq ans auparavant; si elles étaient déjà drainées, elles devenaient un autre type d’affectation des sols, par exemple des «sols nus». La conversion de marécages en plantations d’huile de palme nécessite non seulement l’abattage des arbres, mais aussi la construction d’un réseau dense de canaux de drainage, ainsi qu’un compactage du sol, ce qui prolonge la durée au bout de laquelle les palmiers à huile peuvent être repérés sur les images satellites. Ainsi, alors que dans la Péninsule Malaise (où les tourbières sont rares), aucune expansion d’huile de palme n’a été observée sur des sols nus entre 2005 et 2010, au Sarawak, 37 % de l’expansion s’est faite sur des sols nus. En outre, il existe un taux élevé de conversion de marécages de tourbe en «agroforesterie et plantations», puis d’«agroforesterie et plantations» en huile de palme par périodes successives de 5 ans, de sorte qu’il est possible en plus que des plantations de palmiers à huile à un stade précoce aient été prises pour des terres d’agroforesterie ou des plantations d’autres cultures.
(7)      Le BBSDLP est le Centre de recherche et développement indonésien sur les ressources en terres agricoles.
(8)      0,5 m de tourbe tropicale contient environ 250 à 300 tonnes de carbone par hectare, dont la quasi-totalité sera libérée pendant la première décennie après le drainage.
(9) Les données actualisées de MapSPAM pour l’année 2010 ont été publiées le 4 janvier 2019, juste après l’achèvement de cette analyse.
(10)

 Des travaux sont en cours pour actualiser l’étude de Curtis et al. (2018) afin d’illustrer les facteurs dominants de la perte de couvert forestier pour les années postérieures à 2015.