Revue AE&S vol.5, n°1, 17

Changement climatique et agriculture : comprendre et anticiper , ici et ailleurs.

S’adapter au changement climatique et en atténuer les effets

Analyses du Cycle de Vie en agriculture : enseignements du programme AGRIBALYSE®

 

 

V. Colomb1, A. Colsaet1, C. Basset-Mens2, J. Fosse7, A. Gac3, G. Mevel6, J. Mousset1, A. Tailleur4, H. van der Werf5

 

1ADEME, Service Agriculture et Forêt (SAF), 20, Avenue du Grésillé, 49 004 Angers Cédex 01

2CIRAD, Avenue Agropolis, 34000 Montpellier

3IDELE, 35650 Le Rheu, France

4ARVALIS-Institut du végétal, 44370, La Chapelle St Sauveur, France

5INRA, Agrocampus Ouest, UMR1069 Soil, Agro and hydroSystems, 35000 Rennes, France

6INVIVO AgroSolutions, 83 avenue de la Grande Armée, 75016 Paris

7Ministère de l'Ecologie, du Développement Durable et de l'Energie, Commissariat général au développement durable, Tour Séquoia - 92055 La Défense

 

Contact auteurs : Vincent.colomb@ademe.fr

 

 

 

  


Résumé

 

La transition écologique nécessite une connaissance des impacts environnementaux des produits mis sur le marché. Concernant les produits alimentaires, la performance environnementale de la phase agricole est particulièrement importante. L’Analyse du Cycle de Vie est la méthode privilégiée afin d’évaluer l’impact des produits sur l’ensemble de la chaîne de production. C’est un outil incontournable pour développer un marché européen de produits durables en faisant le lien entre les modes de production et de consommation. Cet article analyse les impacts environnementaux de nombreux produits agricoles français, du berceau à la sortie de la ferme, par une Analyse du Cycle de Vie multicritère. L’étude fournit des ordres de grandeur pour différentes catégories de produits et types d’impacts. La variabilité d’impact pour des produits « similaires » issus de différents systèmes de production est étudiée. La comparaison entre productions conventionnelles et biologiques montre des résultats variables selon les produits et les impacts. Quelques pratiques sont à l’origine de plusieurs impacts, indiquant des leviers d’action communs dans la perspective d’une amélioration environnementale globale (productivité, fertilisation, alimentation animale, gestion des déjections…). L’article conclut par une discussion sur l’utilisation potentielle de ces données dans différents projets d’écoconception, et en lien avec la promotion d’un système alimentaire plus durable.

 

Mots-clés : ACV, gaz à effet de serre, agriculture, alimentation, base de données

 


Abstract

Life Cycle Assessment for French agricultural systems: a global analysis of AGRIBALYSE results.

 

Fighting climate change requires information about the environmental impacts of the goods provided on the European market. Regarding food products, the agricultural stage is known as a hotspot for environmental performances. Life Cycle Assessment is the most suitable approach to assess the environmental impacts of all the production stages of goods. By connecting production and consumption patterns, it should contribute to develop a more sustainable food system. This paper analyses the environmental impacts of numerous French products and some tropical products, using multi-criteria Life Cycle Assessment. It is based on the AGRIBALYSE program which provides public available data as well as transparent and homogenous methodology. Considered impacts are climate change, non-renewable energy consumption, eutrophication, acidification and land occupation, from cradle to farm gate, for 1 kg of each product. Soil carbon flows in crops and grasslands are not considered.

The analysis provides orders of magnitude for the impacts of different products categories, adapted to the French context, and consistent with previous research. Detailed LCA allows to identify major sources contributing to impacts such as yield level, fertilizer use and mechanization for plant production and lifespan, productivity, feed composition and manure management for animal production. These sources often contribute to several impacts, offering common levers for environmental improvement.

The analysis indicates a high variability of results between different production systems for the same product. A comparison between conventional and organic production is made, with contrasting results, depending on the product and impact considered. The conventional/organic dichotomy does not seem to be the most relevant factor explaining environmental impacts.

The results of this study should contribute to environmental information and help designing more eco-efficient agricultural and food products.

 

Keywords : LCA, greenhouse gas, agriculture, food, database


Introduction

 

Contexte et enjeux

La transition écologique est reconnue comme un enjeu prioritaire pour le XXIème siècle. La France affiche un objectif de réduction des émissions de gaz à effet de serre (GES) d’un facteur 4 à l’horizon 2050. Cette transition requiert des efforts plus ou moins importants dans tous les secteurs de l’économie, dont l’agriculture et l’alimentation.

Le secteur agricole représente environ 20% des émissions françaises de GES (Pellerin et al. 2013 ; CITEPA 2014). En considérant l’ensemble du cycle de vie des produits, 25 à 30% de l’impact de la consommation des ménages est lié à l’alimentation, dont la plus grande partie des émissions de GES (40 à 70%) est générée pendant la phase agricole, de même que la majorité des impacts sur l’eau, l’air ou la biodiversité (Baroni et al. 2007 ; BIO Intelligence Service, 2011 ; Garnett, 2011 ; Audsley et al. 2010 ; Smith et Gregory 2013). Ainsi, si les enjeux concernant le transport, la transformation, la logistique et même la préparation des aliments sont réels, un aliment durable doit d’abord provenir d’un système de production agricole à faible impact.

La réduction des impacts environnementaux des systèmes agricoles et alimentaires passe par une meilleure connaissance de leurs sources. Différentes méthodes et outils d’évaluation environnementale ont été développées en France et à l’international dans cette perspective, telles que celles présentées sur la plateforme PLAGE[1] (Surleau-Chambenoit et al. 2013), EX-ACT[2] (FAO, Bernoux et al. 2010), LEAP[3] (Ledgard et al. 2014) ou encore le PEF[4] (Galatola et Pant, 2014). Ces approches peuvent s’adresser aux exploitants, aux filières agricoles ou aux collectivités ; elles concernent différentes échelles, depuis la parcelle jusqu’au territoire entier (Colomb, Touchemoulin, et al., 2013).

Le programme AGRIBALYSE (2009-2018), porté par un partenariat entre l’ADEME, les instituts techniques du secteur agricole et la recherche[5], contribue à répondre à ces enjeux en quantifiant plus précisément les impacts générés lors de la production des produits agricoles via une approche d’Analyse du Cycle de Vie (ACV). Cette approche permet de quantifier les impacts environnementaux liés à la production d’un kg de produit agricole (voir encadré). A ce jour, de nombreuses études d’ACV agricoles sont disponibles dans la bibliographie (Roy et al., 2009). Différentes bases de données ont été développées : Ecoinvent v.3 (Weidema et al., 2013), World Food LCA Database (World Food LCA Database, 2014 ; p. ex. Peano et al., 2012), Agrifootprint (Durlinger et al., 2014), GaBi Feed and Food Database (Liedke et al., 2014) qui fournissent des références moyennes pour les produits agricoles, pouvant être réutilisées pour des analyses de produits ou d’ensembles plus complexes (produits transformés, évaluation de systèmes spécifiques, analyse de régimes alimentaires etc.). AGRIBALYSE a produit une base de données d’inventaires de cycle de vie harmonisée, permettant d’évaluer les impacts environnementaux potentiels de 76 productions végétales et 44 productions animales parmi les principales productions françaises, ainsi que quelques produits exotiques. La base de donnée est publique[6], sa méthodologie est transparente (voir Koch et Salou, 2015) et suit les normes européennes et internationales les plus récentes (standard ILCD[7] et ISO[8] 14040 et 14044).

Plusieurs analyses approfondies par filière ont déjà été réalisées à partir des données AGRIBALYSE (Tailleur, Willmann, et Dauguet, 2014 ; Willmann et al., 2014 ; Basset-Mens et al., 2014 ; Salou et al., 2014 ; Grassely, Koch, et Colomb 2015 ; Espagnol, 2015). Cet article présente une analyse transversale des données : jusqu’ici, de telles études restent rares, et sont souvent confrontées à l’hétérogénéité méthodologique des données sources (ADEME, 2008; Lansche et al., 2014).

 

Cet article analyse dans une première partie les résultats d’AGRIBALYSE sur l’ensemble des produits, pour différents impacts environnementaux, ainsi que les principales sources de ces impacts. Une analyse des différents systèmes de production, notamment agriculture biologique et conventionnelle, est réalisée. La seconde partie présente comment AGRIBALYSE peut favoriser l’éco-conception et améliorer l’information environnementale pour les filières et les consommateurs. La démarche ACV permet ainsi de mobiliser deux leviers, production et consommation, afin d’aller vers des systèmes alimentaires plus durables.

 

L’Analyse du cycle de vie pour améliorer les systèmes agricoles

La construction d’une base de données ACV se fait en trois étapes (Jolliet, Saadé, et Crettaz, 2010). Les pratiques agricoles constituant l’itinéraire technique moyen de chaque produit doivent d’abord être décrites (opérations de travail du sol, fertilisants utilisés…) en se basant sur des données statistiques, des dires d’experts ou encore des cas-types. La quantité de matériaux et d’énergie consommée ainsi que les émissions vers l’environnement (GES, azote…) doivent ensuite être quantifiées, en s’appuyant sur des modèles agro-environnementaux. Cette seconde étape est appelée Inventaire de Cycle de Vie (ICV). Enfin, dans l’étape de « caractérisation », les flux physiques modélisés sont regroupés en indicateurs d’impact (changement climatique, eutrophisation des milieux...), qui visent à couvrir de manière aussi complète que possible les différentes pressions environnementales tout en évitant les redondances. Ces impacts sont exprimés en fonction d’une unité de référence, par exemple en équivalent (éq.) CO2 pour le changement climatique.

 

 

 

L’analyse du cycle de vie : intérêts et limites

 

L’ACV permet une approche globale des impacts environnementaux liés à une production. Elle quantifie les émissions en amont du processus de production. Elle montre les possibles transferts de pollution le long de la chaîne de production : si la production d’alimentation animale est « délocalisée » au Brésil, son impact ne disparaît pas et peut même augmenter du fait du transport ou de la déforestation dans cette région du monde. D’autre part, l’ACV ne se limite pas aux émissions de GES et permet d’étudier de nombreux impacts, en identifiant les processus qui contribuent à chacun, limitant ainsi les risques d’augmenter certains impacts en modifiant les pratiques pour en réduire d’autres. Elle permet de faire le lien entre la production, la consommation et les marchés, sur la base d’éléments scientifiques et d’une approche normalisée au niveau international.

 

L’ACV peut cependant être difficile à mettre en œuvre car elle nécessite une quantité importante de données. La méthodologie ne permet pas encore de quantifier précisément certains flux, notamment les variations du carbone du sol, ainsi que les impacts sur la biodiversité et la rareté en eau, sujets importants notamment pour le secteur de l’élevage. Les modèles agro-environnementaux estimant les émissions diffuses (p ex. N2O, NO3), et qui dépendent notamment des conditions pédo-climatiques, comprennent encore des incertitudes importantes. L’ACV suppose des impacts additifs et linéaires, sans effets de seuil, ce qui constitue une simplification de la réalité, notamment pour les indicateurs de toxicité. Ainsi, par construction, l’ACV permet d’appréhender les impacts globaux mieux que les impacts régionaux ou locaux. Comme pour l’ensemble des méthodes d’évaluation environnementale, les résultats doivent être interprétés au regard des incertitudes et des choix méthodologiques.

 

 

L’ACV est une discipline en plein développement, la communauté scientifique travaillant activement à l’amélioration des méthodes et des indicateurs. Elle est aujourd’hui une approche incontournable, complémentaire à d’autres méthodes (p ex. études d’impact, approches territoriales).

 

Méthodologie

 

Choix des produits et des indicateurs

L’ensemble des choix et des modèles d’émissions retenus pour la construction de la base de données AGRIBALYSE est décrit dans le rapport méthodologique (Koch et Salou, 2015), les principaux éléments étant repris dans l’article de Colomb et al. (2015). Les principaux éléments du programme sont également disponibles sur la page web (ADEME 2015a). Une prise de recul sur ces choix est disponible dans le rapport « AGRIBALYSE : Bilan et Enseignements » (Colomb, Aït-Amar, et al., 2013)

Le périmètre choisi pour les ICV d’AGRIBALYSE couvre les impacts « du berceau à la sortie de la ferme, ou du champ », c’est-à-dire que tous les impacts générés en amont de la production sont comptabilisés (p. ex. la fabrication d’engrais ou de machines), ainsi que les impacts de la production elle-même, comme les émissions générées par les déjections animales ou le lessivage des nutriments. En revanche, les phases de transformation, de transport, de distribution et de préparation sont exclues. Ainsi, pour couvrir l’ensemble des étapes jusqu’au consommateur, des données d’autres sources sont nécessaires, comme celles du programme Acyvia®, qui analyse les processus de transformation agro-alimentaires (Bosque, Réthoré, et Labau, 2013). Les impacts considérés sont rapportés au kg de produit, cette unité étant la plus pertinente dans une optique d’écoconception et d’affichage environnemental ; cependant il est tout à fait possible d’exprimer les impacts par rapport à d’autres références, notamment l’unité de surface (ha) dans le cadre de politiques d’aménagement visant à réduire les impacts d’un territoire donné.

Chaque ICV réalisée dans le cadre d’AGRIBALYSE est un « couple » entre un produit d’une part (ex : porc), et un mode de production d’autre part (ex : label rouge, élevage plein air). Dans cet article, certains produits disponibles dans la base de données n’ont pas été considérés. En effet, nous nous sommes concentrés sur les produits ayant un poids important en volume dans la production et la consommation françaises (Cf. annexe 1). Nous avons écarté de l’analyse la majorité des produits destinés à l’alimentation animale (fourrages), les animaux de réforme qui représentent un volume faible de la production (sauf les bovins de réforme représentant plus de la moitié de la production), les produits non-alimentaires (laine, fleurs) et certains produits destinés à la transformation en boisson (pomme à cidre, orge de brasserie). Certains produits moins importants en termes de quantités consommées (lapin, agneau, triticale, betterave, mangue) ne sont pas inclus dans les graphiques, afin d’en améliorer la lisibilité, mais sont considérés dans les analyses.

Les impacts étudiés ont été choisis de manière à représenter au mieux l’éventail des impacts générés par les produits agricoles, en privilégiant les indicateurs considérés comme robustes selon la notation de l’ILCD, ainsi que quelques indicateurs complémentaires issus d’autres méthodes de caractérisation: le besoin en énergie cumulée non-renouvelable et l’occupation des terres (Tab. 1). D’autres indicateurs sont présentés pour information en annexe 2.

 

Tableau 1

 

Afin de réaliser une analyse multicritère pertinente, la prise en compte de l’écotoxicité liée notamment à l’utilisation de pesticides serait nécessaire. Cependant, aucun modèle robuste et compatible avec le cadre méthodologique ACV n’est disponible à ce jour pour évaluer la toxicité liée aux productions agricoles. En effet, le modèle de caractérisation UseTox préconisé par ILCD se heurte à plusieurs limites importantes, dont un mauvais « paramétrage » des différentes substances. Globalement, la toxicité des produits chimiques mis en avant par le modèle n’est pas confirmée par les écotoxicologistes (Saouter, Perazzolo, et Steiner, 2011 ; Saouter, Sala, et Pant, 2015). Cet indicateur a donc été jugé non pertinent en l’état pour cette étude. D’autres approches hors ACV seraient peut être envisageables pour traiter ces enjeux mais n’ont pas pu être mis en œuvre dans ce travail (« SIRIS Pesticides », 2015). L’évaluation de la toxicité liée aux produits phytosanitaires se heurte globalement à un important manque de références et des travaux sont en cours afin d’améliorer cela (Guiral et al., 2015 ; Rosenbaum et al., 2015). D’autre part, certains impacts ont été écartés de la présente analyse car jugés non prioritaires pour le secteur agricole (effet sur la couche d’ozone, sur les ressources en métaux rares), ou redondants (eutrophisation terrestre). L’indicateur « Land use » d’ILCD, basé sur la matière organique du sol, n’a pas été retenu car il ne permet pas pour le moment de différencier finement les différents usages des sols en agriculture (Milà i Canals et al., 2007 ; Koellner et al., 2013). L’indicateur « occupation des terres », en m2.an doit cependant être analysé avec prudence, car il ne prend en compte que la surface occupée et non pas l’impact des pratiques sur la qualité des sols. Les flux pour évaluer l’impact des productions sur la rareté en eau ne sont pas encore disponibles dans la base AGRIBALYSE et n’ont donc pas pu être analysé.

 

Précision, représentativité et comparabilité des données

L’interprétation des données d’AGRIBALYSE doit tenir compte de leur mode de construction. En effet, les produits étudiés n’ont pas tous la même représentativité : pour certains produits, un « produit moyen français » a pu être construit sur la base du mix de production sur le territoire, renseigné par les statistiques nationales ou des dires d’experts. Pour d’autres produits, seules des déclinaisons représentatives d’un système particulier ont pu être construits. Les produits issus de modes de production minoritaires, notamment l’agriculture biologique, sont moins nombreux et leurs ACV sont moins représentatives, car les données statistiques sont peu disponibles. La représentativité technique et géographique a été évaluée pour chaque ACV, mais la quantification de l’incertitude reste approximative et doit être améliorée à l’avenir.


Construites avec la même méthodologie, les ACV d’AGRIBALYSE peuvent être comparées entre elles, mais avec précaution : les produits sont étudiés selon leurs caractéristiques à la sortie du champ ou de l’atelier, et non au niveau de l’aliment consommable. Ainsi, la teneur en eau des céréales est différente (15% pour le blé, 28% pour le maïs) ; les impacts des animaux à la sortie de la ferme sont ici calculés pour 1 kg de poids vif, mais seule une partie de ce poids est effectivement consommable (rendement carcasse compris entre 50% et 70% selon l’espèce). Le séchage, la transformation, le transport entre la zone de production et de consommation, ainsi que l’emballage ne sont pas considérés, et peuvent varier selon le type de produits. Cependant les analyses montrent qu’en dehors de cas particulier (transport par avion, bouteille en verre, etc.), ces étapes sont secondaires dans le bilan environnemental des produits alimentaires (Coley, Howard, et Winter, 2009 ; Weber et Matthews, 2008 ; Roy et al., 2009). Les produits ont également des caractéristiques et des fonctions nutritionnelles différentes et ne sont pas consommés dans les mêmes proportions au sein du régime alimentaire.

L’analyse porte ici sur la base de données AGRIBALYSE v1.2, liée à la base de données Ecoinvent v2.2 en arrière-plan. Les ACV ont été calculées en utilisant le logiciel SimaPro v. 8.03.14. L’analyse statistique et les graphiques ont été produits sur R v. 3.1.3, SimaPro et Microsoft Excel.

 

Les impacts environnementaux en agriculture : état des lieux

 

Analyse transversale des principaux impacts environnementaux

On note des ordres de grandeur différents selon les catégories de produits (Fig. 1) : les animaux arrivent généralement en tête pour la majorité des impacts, suivis par les autres produits d’origine animale (œuf, lait), les grandes cultures (oléagineux, céréales) et enfin les fruits et légumes. On note toutefois des exceptions, qu’on retrouve pour plusieurs impacts étudiés : le riz, la tomate conventionnelle sous abri, les fèves de cacao et les grains de café affichent des valeurs très élevées, du fait de rendements faibles ou d’un mode de culture particulièrement consommateur de ressources et d’intrants. Cette hiérarchie entre produits est moins prononcée pour certains impacts, notamment l’eutrophisation, mais elle est très visible pour l’acidification et l’occupation des terres. Cela suggère que les impacts sont liés entre eux et peuvent avoir des sources communes. Cependant, la prise en compte de l’impact des produits phytosanitaires aurait probablement mis en évidence d’autres cultures et produits (vigne, pomme, pomme de terre) (Aubertot et al., 2005 ; Butault et al. 2014).

Les bovins adultes et le veau sont les produits aux impacts potentiels les plus élevés : le bovin moyen génère environ 12 kg d’éq. CO2 par kg de poids vif, et consomme environ 28 MJ d’énergie non-renouvelable. Cela dépend toutefois du type d’élevage : les vaches de réforme issues du système laitier n’émettent que 7 à 8 kg CO2 éq. (car ces élevages produisent également du lait, auquel une part des impacts est attribuée) contre 14 à 20 pour les vaches de réforme de l’élevage allaitant. L’élevage allaitant étant cependant plus souvent basé sur les prairies que l’élevage laitier, la prise en compte du stockage de carbone du sol pourrait réduire cet écart. Le porc et la volaille génèrent moins de GES, autour de 2 à 3 kg CO2 eq, mais peuvent se révéler très énergivores : autour de 20 MJ/ kg de poids vif. Au sein des volailles, le canard est plus impactant que la dinde, l’espèce affichant les impacts les plus faibles étant le poulet.

 

Figure 1 - Impacts de différents produits agricoles

 

 

 

 

Les productions végétales se situent globalement au-dessous de 1 kg CO2 éq. par kg de produit, à l’exception des produits « atypiques » mentionnés ci-dessus, mais il existe tout de même des différences entre produits, plus visibles sur le zoom du graphique (Fig. 2). Les impacts acidification et occupation des terres sont aussi relativement faibles par rapport à ceux des produits animaux. En revanche, certaines cultures se révèlent relativement énergivores (oléagineux, mais aussi pêche ou raisin) et d’autres affichent un niveau d’impact eutrophisation comparable à certains produits animaux (oléagineux, légumineuses, certaines céréales).

 

Figure 2 – « Zoom » de l’impact changement climatique sur les produits végétaux

 

 

Quelques données AGRIBALYSE ont pu être comparées avec les valeurs des bases de données suivantes : Agrifootprint, Ecoinvent, et World Food Database. Cependant certaines différences méthodologiques (e.g. choix du système d’allocation) limitent la comparabilité avec ces données, qui contiennent par ailleurs très peu de produits français. On retrouve des ordres de grandeur cohérents, et surtout la hiérarchie entre les principaux type de produits (p. ex. impacts les plus élevés pour les ruminants par kg de produit, impacts les plus faibles pour les céréales). Pour des produits similaires, les valeurs brutes sont relativement proches pour l’indicateur changement climatique (écart <30 %), alors qu’elles peuvent être assez différentes (écart >50%) pour les indicateurs eutrophisation ou acidification. Ainsi les valeurs AGRIBALYSE fournissent une base de référence homogène et enrichissent significativement les bases de données existantes. Les résultats et les écarts observés sont cohérents avec les études déjà publiées (ADEME, 2008 ; Roy et al., 2009 ; De Vries et De Boer, 2010 ; Bessou et al., 2013).

 

Les sources d’impacts prépondérantes

Sources d’impacts pour les productions végétales

Pour les productions végétales, trois grands postes contribuent à la majorité des impacts : les émissions au champ, la production des engrais et la mécanisation. Les émissions au champ sont essentiellement dues à l’application de fertilisants minéraux et organiques, qui génèrent des émissions de CO2, phosphore, NH3, NO3, N2O et métaux lourds. Les engrais phosphatés contribuent à l’eutrophisation d’eau douce lorsqu’ils se retrouvent dans le milieu naturel par érosion ou lessivage. A ces impacts, on doit ajouter la toxicité pour l’environnement due aux produits phytosanitaires appliqués sur les cultures, qui nuisent à la biodiversité en contaminant les écosystèmes terrestres et aquatiques et pouvant exposer les personnes travaillant dans les champs ainsi que les populations riveraines.

Les pertes de nutriments et les émissions de matières polluantes vers les eaux sont plus fortes lorsque le sol est sensible aux transferts ou dégradé (Foster, 2005). Par exemple, pour des apports en engrais équivalents par kg de produit, le tournesol génère plus d’eutrophisation que le colza : l’érosion est environ 40% plus importante que sur les parcelles de colza, facilitant la fuite du phosphore vers les eaux, notamment en raison d’une moindre couverture du sol mais aussi parce que le tournesol est cultivé sur des sols plus sujets à l’érosion (Lecomte et Nolot, 2011). Ceci met en évidence que le niveau d’impact peut être lié au milieu et pas uniquement aux pratiques culturales.

Dans les grandes cultures de maïs, de blé ou d’oléagineux, la fabrication et le transport d’engrais minéraux sont responsables de 30% à 40% des émissions de GES ; cette valeur atteint 45% pour le blé tendre améliorant (enrichi en protéines), qui nécessite davantage d’engrais azotés. Les émissions au champ, essentiellement dues aux phénomènes de nitrification-dénitrification de l’azote dans le sol, représentent environ 50% des émissions de GES. L’eutrophisation est principalement liée aux engrais, les nitrates étant considérés comme l’élément principal contribuant à l’eutrophisation marine, et le phosphore pour l’eutrophisation d’eau douce (cf Annexe).

L’exemple du maïs (Fig. 3) est assez représentatif de la répartition des impacts en grandes cultures, toutefois la part des opérations agricoles est plus élevée, car l’irrigation, plus importante pour le maïs, est un poste important de consommation d’énergie.

Parmi les céréales, le riz de Thaïlande présente des valeurs très élevées notamment pour le changement climatique et l’eutrophisation. Le mode de culture particulier de cette céréale, sur des parcelles inondées, génère des quantités importantes de méthane (CH4) et augmente les pertes de nutriments vers les eaux de surface.

Pour les fruits et légumes, la contribution des sources d'impact est différente : les opérations agricoles arrivent généralement en premier - elles représentent par exemple 30 à 60 % de l'impact changement climatique d'une pêche ou d'une pomme en agriculture conventionnelle. L‘entretien des vergers (tailles, ébourgeonnages, bandes enherbées etc.) et l'épandage de pesticides, en premier lieu, ainsi que la récolte, nécessitent une mécanisation importante. La production d'engrais constitue aussi une part non négligeable, entre 15 et 30% des GES, ce qui est toutefois moindre que pour les céréales. Il y a cependant des exceptions: ainsi, pour les fruits irrigués au sud, comme la clémentine, la consommation d’énergie pour le pompage de l’eau peut-être le poste majoritaire.

 

Figure 3 – Quelques impacts illustrés (Energie non-renouvelable, à gauche ; changement climatique, à droite) : exemple de la culture de maïs

 

 

Sources d'impact en élevage

Les impacts environnementaux des produits issus de l'élevage s'expliquent essentiellement par une chaîne de production plus longue : les impacts générés par la production de l’alimentation nécessaire à l’animal pendant toute sa vie lui sont attribués. Les impacts finaux dépendent de l'efficacité de conversion (l’indice de consommation) : plus la nourriture est convertie efficacement par l’animal pour produire 1 kg de poids vif, plus l'impact sera faible. Toutefois, les espèces animales, ou même les déclinaisons d'une même production, ne sont pas équivalentes : l'allongement de la durée d'engraissement permet généralement d'améliorer la qualité des produits carnés, mais nécessite plus d’aliment par kg de poids vif, ce qui augmente l’impact environnemental des animaux.

La contribution de l'alimentation animale aux impacts est très élevée : entre 60 et 75 % de l'émission de GES, 80 % de la consommation d'énergie et la quasi-totalité de l'impact en termes d'eutrophisation et d’utilisation d’espace. Chez les bovins, ce chiffre est plutôt de 30-40%, car la fermentation entérique est la première source d'émissions de GES, avec 20 à 40 % des émissions. Les émissions de méthane générées par les élevages bovins dépendent de la durée de vie de l’animal, et sont également plus élevées pour les animaux nourris à l’herbe (la méthanisation augmente avec la quantité de fibre) (Mogensen et al., 2014 ; Van Middelaar et al., 2013). Cela augmente le bilan GES des élevages extensifs, d’autant que le stockage du carbone dans les prairies, qui pourrait compenser une part significative des émissions, n’est pas pris en compte (Soussana et Lüscher, 2007). A contrario, le retournement des prairies pour produire des céréales et des fourrages à destination de l’alimentation animale peut être une source d’émissions importante (Arrouays et al., 2002). Globalement, les flux liés aux changements de stocks de carbone des sols, et leur causalité précise (évolution de la gestion, changement d’usage, changement climatique etc.) restent complexes à modéliser (Eglin et al., 2010). En l’absence de modèles précis sur cette question, il est difficile de tirer des conclusions sur les modes de conduite d’élevage émettant moins de GES, mais ces résultats indiquent les voies d’amélioration prioritaires pour chaque système.

Les résultats AGRIBALYSE montrent que les élevages allaitants ont un bilan GES élevé par rapport à la viande issue des systèmes laitiers, puisque ces systèmes produisent uniquement de la viande, tandis que les élevages laitiers produisent également du lait, auquel une partie des impacts est attribuée. D’un point de vue environnemental, il semble donc intéressant de développer des élevages de races mixtes, produisant à la fois du lait et de la viande de qualité (Dollé et al., 2011 ; Pflimlin et Faverdin, 2014).

Le cas de la pisciculture est particulier car il peut générer une eutrophisation importante. En effet, la nourriture non consommée et les déjections sont émises directement dans l’eau, sans l’effet « tampon » du sol. L’eutrophisation dépendant du milieu aquatique local, il est donc particulièrement important d’étudier cet aspect lors de l’implantation des fermes piscicoles. Globalement plus le volume du milieu récepteur sera important plus l’effet dilution sera marqué, avec une différence entre les fermes d’eau douce ou marine et selon la possibilité d’installer des systèmes d’épuration de l’eau.

L’exemple du poulet conventionnel moyen (Fig. 4), la plus importante production du secteur de la volaille, met bien en lumière le rôle de l’alimentation animale dans les impacts. Elle représente 75% des émissions de GES et 80% de la consommation d’énergie non-renouvelable. La ration des poulets est composée d’une majorité de céréales (75%) et d’un complément d’apports protéinés sous forme de tourteaux de soja importés du Brésil (origine principale de ces tourteaux en France), qui génèrent une grande partie des impacts. Le transport pèse dans le bilan, mais il s’agit surtout du transport routier en Europe et au Brésil, le fret maritime depuis le Brésil émettant peu de GES par rapport au poids transporté (Sim et al., 2007 ; Dalgaard et al., 2008). La déforestation dont est responsable la culture de soja au Brésil représente à elle seule 20 % de l'impact estimé du poulet français pour le changement climatique.

 

Figure 4 – Postes d’impact sur le changement climatique, poulet conventionnel

 

 

Systèmes de production et impacts environnementaux

 

Les déclinaisons étudiées dans le cadre d’AGRIBALYSE permettent, pour plusieurs produits, de comparer les impacts de systèmes de production contrastés : divers système de production en conventionnel, des systèmes « label rouge » et biologiques (Fig. 5).

Pour les productions végétales, les impacts relatifs de l’agriculture biologique résultent de deux grandes tendances aux effets inverses. D’une part, la consommation d’intrants chimiques est moindre et l’impact environnemental est donc plus faible à l’hectare et d’autre part, les rendements sont en moyenne plus faibles qu’en conventionnel de 30% à 50 % environ, avec de fortes variations selon les cultures et les systèmes de production (Seufert, Ramankutty, et Foley, 2012 ; Ponisio et al., 2015). Pour les productions végétales, les différences d’impact par kg de produit entre bio et conventionnel sont généralement peu importantes pour les GES et l’énergie (Fig. 5). Dans les cas-types étudiés et malgré un rendement plus faible, le bio affiche de meilleurs résultats pour les céréales pour ces deux indicateurs, grâce à un moindre recours aux fertilisants minéraux de synthèse. Les systèmes bio étudiés pour le blé sont des cas-types intégrant une légumineuse avant le blé dans la rotation, ce qui réduit les besoins en fertilisation azotée. La présence de légumineuses dans la succession culturale est plus courante en système bio, mais existe également en conventionnel. Le bio a des impacts supérieurs pour la féverole, qui a un plus faible rendement en bio et nécessite peu d’engrais azotés, en bio comme en conventionnel. Pour les fruits et légumes, les résultats varient selon les cultures : les produits bio ont des résultats équivalents pour la carotte et la pêche, tandis qu’ils ont des impacts supérieurs de 50% environ pour la pomme et de 20% pour la tomate sous abri froid, toujours pour les GES et l’énergie non-renouvelable, notamment à cause d’un rendement plus faible. L’impact eutrophisation marine (liée au lessivage des nitrates) cultures bio est généralement supérieur ou équivalent à celui du conventionnel. Outre le rendement, on peut rappeler que l’apport d’engrais organiques (davantage utilisés en bio) est plus délicat à maîtriser, quel que soit le système étudié. Ces résultats doivent cependant être nuancés car les modèles d’émission de nitrates utilisés dans Agribalyse ne font pas état d’émissions plus faibles par ha en bio, alors que certaines études tendent à montrer que les pertes de nitrates par ha sont 30% plus faibles environ en bio qu’en conventionnel (Tuomisto et al., 2012 ; Meier et al., 2015). Globalement, on observe autant voire davantage de variabilité d’impacts entre différents systèmes conventionnels qu’entre les systèmes conventionnel et biologique. Pour le blé, si les systèmes bio génèrent en moyenne moins d’impact pour le changement climatique et l’énergie, il y a surtout une variabilité considérable selon les pratiques culturales au sein même de ces deux systèmes : l’utilisation d’un blé améliorant (enrichi en protéines) ou d’un blé classique, le choix des rotations en bio. En viticulture, le rendement varie davantage entre les systèmes AOC et les autres qu’entre conventionnel et biologique, les impacts suivant cette même logique.

 

Figure 5 – Impacts comparés des systèmes biologique, conventionnel, label rouge

n.b; : pour le bœuf, seuls les élevages en système laitier sont représentés.

 

 

En élevage, les différences de productivité entre conventionnel et biologique sont également présentes. Quand un poulet conventionnel est élevé en moyenne en 40 jours, il en faut plus du double pour un poulet biologique dans l’itinéraire considéré, ce qui permet également de produire une viande de meilleure qualité. Les impacts du poulet bio sont donc plus importants que ceux du poulet conventionnel (Fig. 5). Il est cependant intéressant d’observer que l’alimentation des poulets a des impacts légèrement plus faibles en bio, malgré une quantité consommée bien supérieure par animal. Les tourteaux de soja bio, généralement produits en Europe, ont beaucoup moins d’impact que les tourteaux du Brésil, en réduisant le coût environnemental du transport et surtout de la déforestation. Pour les œufs, le rendement en bio est assez élevé, similaire à celui des élevages conventionnels en plein air. Les systèmes très intensifs comme les œufs produits en cage (300 œufs/an contre 250 en plein air) se révèlent potentiellement plus polluants que le bio en raison d’une alimentation animale aux impacts potentiels élevés.

Pour le porc, le rendement n’est ici pas un facteur explicatif puisque les itinéraires étudiés ici présentent environ la même durée d’engraissement en bio et en conventionnel. Le porc bio a un impact supérieur de 40% environ au conventionnel pour le changement climatique (Fig. 5). L’impact de l’alimentation animale est plus faible en bio, mais les émissions de GES des déjections sont plus fortes de par l’utilisation de paille à la place du caillebotis conventionnel, qui favorise les émissions de N2O.

Dans les élevages porcins et avicoles, l’indicateur d’impact potentiel en termes d’eutrophisation de la production biologique est très supérieur, l’écart allant jusqu’à 100% pour le porc, car les animaux vivent davantage en extérieur où leurs déjections ne peuvent pas être collectées ni traitées, avec donc un risque d’eutrophisation potentiellement plus élevé Selon le mode de conduite (caillebotis, paille, plein air) l’impact d’eutrophisation réelle dépendra cependant du couplage entre l’efficacité des systèmes de gestion/traitement des effluents, et du chargement (nombre d’animaux par « ha disponibles »). Ainsi, les systèmes sur paille bien pilotés ou en plein air extensifs peuvent aussi permettre de limiter le risque d’eutrophisation, et plus globalement avoir un intérêt environnemental (Devienne et Garambois, 2014).

Pour les bovins laitiers (production de viande et de lait), le niveau d’impact dépend avant tout de la productivité de l’animal, de la composition et de l’origine de l’alimentation : pour des systèmes partageant ces valeurs pour ces paramètres (ici : élevage de plaine de l’Ouest avec alimentation à l’herbe et 5 à 10% de maïs), il n’y a pas de différence significative entre production conventionnelle et biologique sur l’ensemble des impacts étudiés.

Enfin, les élevages Label Rouge présentent des résultats équivalents aux systèmes conventionnels pour les élevages porcins, avec des variations pour certains impacts (notamment pour l’eutrophisation, en fonction du mode de gestion des déjections). Ils ont en revanche des impacts supérieurs au conventionnel, et même aux élevages biologiques pour les volailles, car le label rouge combine un rendement plus faible et des intrants comparables à ceux du conventionnel, avec une importation de soja d’Amérique latine pour l’alimentation animale. Ces éléments illustrent que le Label Rouge concerne avant tout la qualité gustative des produits et non les impacts environnementaux.

Les résultats de cette comparaison entre systèmes biologiques et conventionnels correspondent en partie aux précédentes études sur le sujet, mais ils sont sensiblement différents pour les céréales, le lait et certains fruits et légumes (Tuomisto et al., 2012). On voit que malgré un rendement en moyenne plus faible, le bio a généralement des impacts du même ordre que le conventionnel sur le changement climatique par kg produit, tout en ayant des impacts moins élevés par unité de surface. Toutefois, les résultats dépendent fortement du périmètre et de la description du système étudié, notamment du rendement. Dans les ICV AGRIBALYSE, la diversité de l’agriculture biologique est encore peu prise en compte : il serait nécessaire de comparer des systèmes en fonction des modes de culture (associations de cultures, agroforesterie…), de la durée écoulée depuis la conversion ou encore de la qualité du sol, qui semble être un déterminant essentiel du rendement en agriculture bio (Herencia et al., 2008, 685). Enfin, les indicateurs de toxicité pour l’homme et les écosystèmes étant écartés de l’analyse pour cause d’insuffisance méthodologique, les avantages de l’agriculture biologique liés à l’absence de pesticides de synthèse, ainsi que ses impacts liés à l’utilisation de substances actives autorisées en bio (cuivre, soufre etc.) n’ont pas été considérés (Edwards-Jones et Howells, 2001 ; Parat et al., 2002 ; Relyea, 2005 ; Kohler et Triebskorn, 2013).

Ainsi le rendement, le niveau de fertilisation et les quantités et types de substances actives utilisés en production végétale, la durée d’engraissement des animaux ainsi que l’origine et le mode de production de l’alimentation animale en élevage, sont les variables les plus importantes pour expliquer les variations d’impacts entre différents systèmes de production, au-delà de la simple dichotomie conventionnel/biologique. Si les résultats indiquent que le bio n’est pas le principal levier d’action concernant l’impact changement climatique, ses autres atouts (dont l’évaluation via l’ACV reste cependant à consolider, p. ex. toxicité, biodiversité) ne remettent pas en cause l’intérêt de ces systèmes d’un point de vue environnemental.

 

Faire évoluer les pratiques agricoles et la consommation

 

La base de données AGRIBALYSE a vocation à soutenir l’engagement des filières dans des démarches d’écoconception, permettant la mise sur le marché de produits à plus faibles impacts environnementaux. La comparaison des produits et la différenciation de systèmes proches selon leurs impacts doit rester prudente, en raison des incertitudes de la démarche ACV encore en construction. Ainsi un gain environnemental faible, obtenu par simple substitution d’un ingrédient (ex : -7% de GES en remplaçant un bœuf US par un bœuf UK ; données World Food Database) n’est pas forcément significatif au regard de l’incertitude des données. En revanche, l’amélioration des filières de production dans une logique d’écoconception, en ciblant les pratiques les plus impactantes, maintenant bien identifiées par l’ACV, peut permettre d’améliorer les performances environnementales des systèmes de manière robuste.

 

L’écoconception des produits agricoles

La base de données AGRIBALYSE permet d’identifier certaines productions entraînant des impacts environnementaux particulièrement élevés (p. ex. riz, ruminants, tomates sous serre chauffée). Des travaux portent sur l’amélioration des pratiques pour ces systèmes : la mise en place de cultures de riz partiellement immergées avec des drainages intermédiaires (Wassmann et Pathak, 2007) ; l’utilisation de résidus de chaleur industrielle et d’énergie renouvelables dans les serres ; l’optimisation de la ration des ruminants et la méthanisation des déjections.

Les ACV mettent en lumière le rôle capital du rendement dans les impacts des produits agricoles. Dans un contexte d’agriculture occidentale, intensive en intrants fossiles et en mécanisation mais peu intensive en travail humain, on observe que les gains de rendement marginaux se font avec un fort coût environnemental : augmentation des risques de lessivage, efficacité décroissante des intrants… (Brisson et al., 2010 ; Wu et Ma, 2015). Une diminution modérée du rendement (p.ex. -10%), avec une évolution vers des pratiques agroécologiques, permet souvent des gains environnementaux majeurs, sans forcément diminuer la marge brute (Bouchard et al., 2008 ; Meynard et al., 2009 ; Chambre d’agriculture Pays de la Loire, 2015). Au contraire, pour des systèmes agricoles faiblement productifs, notamment dans les pays du Sud, les gains de rendement s’associent souvent à des gains environnementaux significatifs (Burney, Davis, et Lobell, 2010 ; Mueller et al., 2012). L’enjeu consiste donc à trouver un niveau de rendement équilibré en fonction des milieux, de manière à limiter la pression environnementale locale (pollution de l’eau, biodiversité, sol…) tout en obtenant un bilan satisfaisant sur les enjeux globaux (GES, énergie…), et en permettant de relever le défi alimentaire d’une population en augmentation.

Le travail de comparaison des systèmes et pratiques culturales, ébauché dans AGRIBALYSE, peut être poursuivi et approfondi : des filières pourraient s’attacher à quantifier les gains possibles grâce aux pratiques alternatives (intégration de légumineuses dans la rotation, agriculture de conservation, optimisation de la fertilisation organique, alimentation animale, méthanisation etc.) dans différentes conditions pédo-climatiques et sous un angle multicritère (Pellerin et al., 2013 ; ADEME, 2015b). Ces travaux doivent nécessairement s’intégrer dans une approche système afin de prendre en compte les interdépendances entre les pratiques agricoles. A terme, il serait intéressant de mettre en évidence quelques pratiques ou indicateurs techniques simples qui assureraient de manière robuste des productions « bas-impacts » pour les différentes filières. Ces éléments pourraient ensuite s’insérer dans différentes démarches : des référentiels agricoles, labels, cahiers des charges, schémas de communication, afin d’encourager et valoriser les systèmes agricoles les plus performants au niveau environnemental.

Des projets d’écoconception à l’échelle agricole sont en cours, notamment dans le cadre de la phase deux du programme AGRIBALYSE. On peut par exemple citer des analyses portant sur différents systèmes de production de fruits et légumes, intégrant des pratiques innovantes (Grassely, Koch, et Colomb, 2015). Dans la filière vigne, des travaux portent sur le lien entre pratiques agronomiques, qualité du raisin et performance environnementale, afin de concevoir des systèmes à moindre impact et répondant aux exigences du marché (Beauchet et al., 2014).

Partant du constat du poids majeur de l’alimentation animale dans l’impact des produits, le projet Ecoalim (coordonné par l’IFIP) réunit les instituts techniques et les fabricants d’aliments afin d’optimiser les rations. Le travail vise à coupler, via les logiciels de calcul des rations, une optimisation économique (déjà mise en œuvre) avec une optimisation environnementale basée sur le choix des matières premières. Le programme Life Carbon Dairy s’attache à réduire de 20 % les émissions de GES de la production laitière. Les gains obtenus grâce à la diffusion de différentes pratiques (p .ex. maintien de haies et prairies) seront quantifiés et analysés selon une approche multicritère (IDELE, 2015).

Les démarches d’écoconception doivent aussi permettre d’actionner de nouveaux leviers en associant les producteurs et les transformateurs. Dans la filière blé dur, le projet DUR-DUR étudie de manière conjointe le développement d’itinéraires techniques bas intrants (-25% de fertilisation minérale azotée ; -50% de pesticides) et l’adaptation des outils de transformation (p. ex. semoulerie, pastification) afin que les transformateurs soient en mesure d’utiliser des grains avec une plus faible teneur en protéines (Cuq, 2013). L’intégration accrue des protéines végétales dans les produits transformés semble également une piste prometteuse, qui permettrait de dynamiser ces filières au fort intérêt agronomique. De telles démarches d’écoconception pourraient être étendues à l’ensemble des filières et s’appuyer sur la coopération entre différentes disciplines comme l’agronomie, les sciences de l’environnement ou l’économie.

Si l’amélioration et l’optimisation sont des voies nécessaires, l’écoconception doit aussi ouvrir la voie à l’exploration d’innovations de rupture, avec des approches originales qui peuvent préfigurer les agricultures de demain (Guégan, 2014 ; Tscharntke et al., 2011 ; Anthes, 2015). L’analyse de ces systèmes s’appuyant sur la complexification agronomique est un enjeu fort pour l’évaluation environnementale, car elle requiert la modélisation des interactions entre les différents éléments de ces systèmes agricoles (p. ex. gestion du paysage, rotations, cultures associées, couverts végétaux). La comparaison de systèmes non optimisés ou non matures avec des systèmes dominants ne doit pas masquer leur potentiel (Gavankar, Suh, et Keller, 2015).

 

Alimentation : une évolution incontournable

L’ensemble des actions techniques et agronomiques réalisables offre théoriquement un potentiel d’atténuation important, estimé par le GIEC à 5500 Mt CO2 éq. par an sur l’ensemble de l’agriculture mondiale (Smith et al., 2008). Mais la mise en place de ces mesures nécessite des ressources importantes : mise en place de politiques de soutien, recherche et innovation, formation des agriculteurs ; elle rencontre également de nombreux freins culturels, politiques et économiques. Ainsi, il apparaît que la mise en place de politiques d’atténuation des émissions en agriculture, sans modification des régimes alimentaires, ne suffira pas à infléchir la courbe des émissions à l’échelle internationale (Popp, Lotze-Campen, et Bodirsky, 2010).

Les données ACV de type AGRIBALYSE pourront ainsi contribuer à la définition de régimes alimentaires plus durables, couvrant les besoins nutritionnels et culturels des individus, et avec un impact environnemental soutenable : (SUSFOOD, 2015 ; SUSDIET, 2015) ou encore DuALIne (Esnouf, 2011). Les régimes alimentaires occidentaux, souvent fortement carnés, doivent notamment intégrer plus de protéines végétales au détriment des protéines animales, ces évolutions pouvant apporter des gains à la fois pour la santé et l’environnement (Bender, 1992 ; Tilman et Clark, 2014 ; AFSSA, 2007). La saisonnalité des produits est également un enjeu, étant donné l’impact des produits cultivés sous serre chauffée. Réduire les pertes et le gaspillage alimentaire est aussi reconnu comme un levier majeur (Garot, 2015).

Il ne s’agit donc pas de bannir certains produits, mais plutôt de réfléchir en termes de besoins et d’équilibre à l’échelle des régimes alimentaires (Cordain et al., 2005). L’évolution est nécessaire, et pourra passer par différents canaux : information environnementale multicritères, labels « bas carbone », initiatives en restauration collective, circuits courts optimisés et circuits alimentaires territorialisés, intégration des contraintes environnementales dans les politiques d’alimentation et de santé etc.

 

Conclusion

 

Les données d’AGRIBALYSE permettent de quantifier les impacts environnementaux pour de nombreux produits agricoles et d’identifier des valeurs de référence, adaptées au contexte de production français. L’interprétation des résultats doit tenir compte des incertitudes de la méthodologie utilisée (ex : non prise en compte du stockage ou déstockage du carbone du sol et de l’impact des produits phytosanitaires). L’article synthétise les principales sources déterminant les valeurs d’impact pour les différentes filières. Elles comprennent notamment, pour les filières végétales, le rendement, la fertilisation, la mécanisation ; et pour les productions animales la durée de vie des animaux, la productivité, l’alimentation et la gestion des déjections. Quelques pratiques contribuent à la majorité des impacts : par exemple la fertilisation est la première source autant pour le changement climatique que pour la consommation d’énergie ou l’eutrophisation. Il est donc possible d’améliorer différents indicateurs environnementaux en travaillant sur ces leviers.

On observe souvent une forte variabilité parmi les systèmes étudiés pour un même produit, révélant une grande diversité de situations ainsi que des marges d’amélioration. Selon notre analyse, les systèmes biologiques sont relativement performants par kg produit, malgré une productivité plus faible, avec des résultats contrastés selon les produits et les impacts étudiés. Cependant, la dichotomie conventionnel/biologique n’est pas l’angle le plus pertinent pour expliquer les écarts entre systèmes.

Ces résultats ont vocation à servir de base aux initiatives d’écoconception. Ils doivent soutenir des dynamiques de filières, permettant une réduction significative des principaux impacts du secteur agricole. Nos travaux ont mobilisé les filières agricoles françaises et se poursuivent afin d’augmenter le nombre de références et d’affiner les indicateurs. Dans un contexte d’échanges et d’enjeux environnementaux globalisés, il est souhaitable de renforcer la connaissance des impacts des productions agricoles dans différents contextes, d’encourager les échanges entre initiatives européennes et au-delà (Global Network of LCA Databases, World Food Database, Agrifootprint, AUStralian national LCI, Chilean Food and Agriculture LCI Database, Japan Agricultural Life Cycle Assessment…). Ces données peuvent également contribuer à l’information environnementale et, à terme, à l’évolution des modes de consommation, afin que l’offre et la demande puissent converger vers le développement de systèmes agricoles et alimentaires durables.

 

Remerciements

Les auteurs remercient l’ensemble des membres du programme Agribalyse qui ont permis la production de ces résultats, et en particulier Peter Koch et Thibault Salou, les anciens responsables du programme. Les relecteurs Christian Bockstaller et Francis Macary sont également remerciés pour leurs contributions à l’amélioration de l’article.

 

____

 

[1] PLAGE : Plate-forme d'évaluation agri-environnementale ; www.plage-evaluation.fr/webplage

[2] Ex-Act : Ex-Ante Carbon balance Tool ; www.fao.org/tc/exact/accueil-ex-act/fr/

[3] LEAP : Livestock Environmental Assessment and Performance partnership

[4] PEF Product Environmental Footprint ; ec.europa.eu/environment/eussd/smgp/product_footprint.htm

[5] Partenaires du projet: ACTA, Agroscope Art, ARVALIS Institut du végétal, CETIOM, CIRAD, CTIFL, IDELE Institut de l'Elevage, IFIP, IFV, INRA, ITAVI, ITB, Terres d'innovation, UNIP, InVivo, ainsi que le Ministère de l'écologie, du développement durable et de l'énergie.

[6] détails sur la page web www.ademe.fr/Agribalyse

[7] ILCD : International reference Life Cycle Data System ; eplca.jrc.ec.europa.eu

[8] ISO : International Standardization Organization ; www.iso.org/iso/fr/home/store.htm


Annexe 1 : liste des produits étudiés

 

 

Productions françaises – produits animaux

Bovins

Vaches de réforme (système laitier et allaitant) ;

Taurillon (laitier et allaitant) ; Génisse (système allaitant)

Veau (système laitier) ; Lait de vache

Ovins

Agneau

Porcins

Porc

Volailles

Poulet ; Dinde ; Canard (à rôtir/à gaver) ; Oeufs

Cuniculture

Lapin

Pisciculture

Truite ; Dorade

Productions françaises – produits végétaux

Oléagineux

Colza ; Tournesol

Céréales

Blé tendre ; Maïs ; Triticale

Légumineuses

Féverole ; Pois (hiver/printemps)

Légumes

Betterave sucrière ;

Carotte ; Pomme de terre

Fruits

Pomme ; Pêche ; Raisin de cuve

Cultures importées

Riz (Thaïlande) ; Clémentine (Maroc) ; Mangue (USA) ; Cacao (Brésil) ; Café (Brésil)

 


Annexe 2 : autres impacts

 

 

Eutrophisation d’eau douce

 

Excès de nutriments nuisant à la biodiversité aquatique

Utilisation d’engrais azotés

kg éq. phosphore (P)

ILCD 1.05

(ReCiPe 1.05)

Formation d’ozone photochimique

Pollution photochimique (smog)

Carburant, fertilisation azotée

kg éq. COV (composés organiques volatils)

ILCD 1.05

 

Radiations ionisantes

Impact potentiel des radiations ionisantes sur la santé humaine

Utilisation d’énergie d’origine nucléaire

kg éq. Uranium 235

ILCD 1.05

 

 

 

 

Impacts pour les produits moyens France et leurs déclinaisons

 


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