Il s’agit ici de comprendre quelles sont les émissions de gaz à effet de serre (GES) associées aux actifs immobiliers des personnes morales de droit privé ou public. Toutefois, c’est aussi une opportunité : prendre en compte la « dette carbone » de l’entreprise, dont les externalités associés (coûts socialisés), est indispensable à l’innovation nécessaire pour faire émerger une économie dé-carbonée.

1. La Méthode Bilan Carbone

1.1 Principes, étapes, composants clefs

La Méthode « Bilan Carbone », est une marque déposée, elle a été mise au point principalement par Jean-Marc Jancovici pour le compte de l’ADEME et de la Mission Interministérielle pour la problématique de l’effet de serre, entre 2001 et 2003. Cette méthode est basée sur les conclusions des travaux menés en 1998 lors du protocole des Gaz à effet de serre (GHG Protocol) et du World Business Council for Sustainable Development (WBCSD).

Cet outil a été créé afin de pouvoir mesurer précisément les émissions des gaz à effet de serre (GES) (CO₂, Méthane CH₄, Protoxyde d’azote N₂O, etc.) générées par toutes activités humaines, au sens large du terme. De l’artisanat à l’univers industriel, de l’individu à la collectivité et des émissions induites aux émissions indirectes, cette méthode a été développée pour être adaptable, polyvalente et pertinente à chaque acteur de la vie économique et sociale. Elle se décline donc en plusieurs versions, mais répond à un objectif commun : réaliser un diagnostic « effet de serre ».

La matrice de l’outil se compose généralement de la manière suivante :

• Un tableur Excel dit « tableur maître » qui aide à calculer les émissions de GES de l’activité ;
• Des « utilitaires » spécifiques dédiés à des thématiques précises (ex : transport routier, climatisation, etc.), qui aident l’intéressé à calculer les résultats ;
• Un « utilitaire » dédié à la synthèse des résultats et à la simulation économique des enjeux qui en découlent ;
• Un manuel d’utilisation et d’exploitation des résultats.

Le Bilan Carbone doit être réalisé par un organisme agréé, ayant suivi une formation spécifique. Assurer l’exactitude des données de référence de l’outil est impossible, il est donc appliqué un degré d’incertitude relative à de nombreuses thématiques, type de matériaux et énergies, calculé en fonction de la nature de l’activité, des retours d’expérience du niveau de connaissance chiffré de cette dernière.

Il est important de souligner que la méthode Bilan Carbone est un outil monocritère qui se concentre essentiellement sur le CO₂, il est donc indispensable de développer d’autres outils d’aide à la décision, compatibles et complémentaires à celle-ci, afin de mieux cerner l’ensemble des enjeux socio-écologiques de chaque activité ou objet d’étude.

1.2 Quelles sont les émissions de GES liées à mon entreprise de construction ?

Vous trouverez, ci-dessous, un exemple illustré par Jean-Marc Jancovici sur le site internet www.manicore.com : « une entreprise de second œuvre du bâtiment ».

Imaginons que vous soyez une entreprise de pose de fenêtres. Si vous prenez l’approche « émissions internes », vous comptabiliserez :

• l’énergie (non électrique) que vous utilisez pour chauffer vos locaux,
• éventuellement les vapeurs de solvants émises pendant certains collages.

Mais les salariés doivent venir à l’embauche le matin, puis ont besoin d’aller sur les chantiers, et le patron doit visiter les clients. Pour obtenir les émissions « intermédiaires » il faudra alors tenir compte (liste non limitative !) :

• de la production de l’électricité achetée à l’extérieur,
• du carburant utilisé par vos camionnettes de chantier,
• des déplacements domicile travail,
• des émissions de la voiture du patron pour visiter les clients et surveiller les chantiers.

Enfin vous pouvez aussi considérer :

• que les profilés en aluminium ou en plastique que vous utilisez ont engendré des émissions pour être produits, et que donc il faut en tenir compte, de même que pour les vitres,
• que les transports de ces profilés et vitres jusque chez vous ont engendré des émissions, dont il faut tenir compte,
• que les déchets que vous produisez (chutes de matériaux, papier, etc), qui engendrent des émissions (lorsque l’on les brûle en incinérateur, ou lorsqu’ils pourrissent en décharge), doivent être pris en compte,
• que les produits ou services que vous achetez (téléphone, machines, bâtiments, ordinateurs) ont eux aussi donné lieu à des émissions et qu’il faut les prendre en compte,
• etc.

Dans une approche « globale », on prendra également en compte :

• les émissions qui ont été nécessaires pour fabriquer les fenêtres,
• les émissions engendrées par la construction de votre bâtiment et de vos machines,
• les émissions dues au transport des fournitures de chez le fabricant jusque chez vous,
• les émissions liées à l’incinération des chutes de plastique,
• les émissions liées à la mise en décharge de certains de vos déchets »

Cet exemple démontre bien l’importance de créer des outils adaptés à chaque domaine d’activité. C’est dans cette optique que de nombreuses entreprises de construction ont développé leurs propres outils internes dédiés à leurs projets en fonction de leur savoir faire, de leurs processus internes et de leurs retours d’expériences, permettant à la maîtrise d’ouvrage de calculer les émissions de GES, de la conception à la démolition du bâtiment, en passant par sa construction et son exploitation.

2. Gaz à effets de serres liés à la construction d’un bâtiment

Dans le but d’utiliser le même langage concernant la réalisation d’un projet d’aménagement, une loi a été élaborée afin de préciser les termes engagés dans une relation entre les différents acteurs de la construction.

2.1 les étapes clefs de la construction du bâtiment

Synthèse chaine de vie d’un bâtiment

La loi MOP, Loi n° 85-704 du 12 juillet 1985 modifiée relative à la maîtrise d’ouvrage publique et à ses rapports avec la maîtrise d’œuvre privée, définit ces termes. Tous les projets d’envergure sont régis par ce texte. Les définitions des étapes de la construction d’un bâtiment y sont clairement définies, sauf pour les notions d’exploitation et de fin de vie du bâtiment.

Etape 1 : Faisabilité / Programme

Le maître d’ouvrage (MOA) doit étudier, en interne ou en collaboration avec des techniciens, la faisabilité du projet d’un point de vue technique et financier, afin de pouvoir rédiger un programme, présentant le projet et ses grandes lignes.

L’objectif de cette première étape étant de réaliser un programme sommaire et un budget prévisionnel qui seront présentés aux responsables de la MOA pour l’obtention d’un accord de principe.

Etape 2 : Conception

Le maître d’œuvre (MOE) sélectionné devra établir, toujours sur les bases du programme, l’ensemble des pièces écrites nécessaires à l’avant-projet (AVP) qui sera présenté au MOA pour validation. Suite à cette étape, le maître d’œuvre interviendra en phase projet (PRO), allant de la rédaction des pièces administratives (dépôt de permis, demande d’autorisation de travaux, etc.) au Dossier de Consultation des Entreprises (DCE), afin de lancer la consultation des entreprises via un appel d’offres. Le choix des entreprises est réalisé par le MOA, en collaboration parfois avec le MOE.

Etape 3 : Construction

Après le respect des différents délais de recours légaux et l’attente des autorisations administratives relatives au projet, le MOE sélectionné assure la direction exécutive des travaux, en collaboration avec les entreprises générales et spécialisées.

Au sein de cette phase, mais également en amont, interviennent d’autres acteurs déterminants dans le déroulement des opérations tels que le Contrôleur Technique (CT), garant du respect des normes techniques associées au secteur du bâtiment, et le coordinateur sécurité protection de la santé (CSPS).

Etape 4 : Exploitation

L’exploitation du bâtiment se définit à travers différentes notions (liste non exhaustive) :

• usage courant du bâtiment (relative à sa fonction première : ex. tertiaire ou résidentiel) ;
• entretien et maintenance du bâti ;
• opérations spécifiques ou travaux d’urgence ;
• gestion des consommations d’énergies, et de fluides liées à l’activité humaine ;
• amélioration de l’habitat.

Etape 5 : Fin de vie du bâtiment ou déconstruction

Lorsqu’un bâtiment arrive au terme de sa fin de vie utile, une réflexion s’engage sur l’avenir de celui-ci. 2 options sont envisageables :

• la réhabilitation (isolation par l’extérieur, amélioration thermique du bâti) ;
• la démolition.

Cette notion de « démolition », peut s’exprimer sous différentes formes :

• une démolition complète à l’aide de décharges explosives ou d’engins de destruction ;
• une déconstruction respectueuse des règles implicites du développement durable grâce à une démolition soigneuse, organisée, favorisant le tri des déchets et le recyclage des matériaux constituant le bâtiment.

Ces étapes s’accompagnent obligatoirement d’autres interventions comme la décontamination et le traitement des déchets nocifs pour l’environnement et la santé (amiante, plomb), afin de respecter les normes en vigueur.

La chaine de vie d’un bâtiment est complexe car elle fait appel à de multiples acteurs, pluridisciplinaires, ce qui implique également une multitude de sources d’émission de GES qu’il faut intégrer dans les calculs, selon la méthode Bilan Carbone.

2.2 Emissions carbone à chaque étape (conception, construction, usage, fin de vie)

Les différents postes d’émissions considérés dans la méthode Bilan Carbone, lors des phases de construction, réhabilitation, démolition, sont les suivants :

• énergie (énergie consommée) ;
• hors énergie (perte de fluides frigorigènes lors de la mise en œuvre ou maintenance) ;
• intrants (produits de construction et équipements) ;
• futurs emballages ;
• fret (transport produits usine, chantier, déchets) ;
• déplacements des personnes de la conception à la fin de vie du bâti ;
• déchets directs liés à la construction ou réhabilitation ;
• immobilisations des installations engins et matériels de chantier ;
• utilisation (énergie consommée durant exploitation du bâtiment, perte de fluide, obsolescence) ;
• fin de vie (déchets entretien maintenance, réhabilitation, démolition).

Le tableau ci-dessous présente la synthèse des différentes sources d’émissions de GES qui peuvent être prises en compte dans le cadre d’une analyse Bilan Carbone de la chaine de vie d’un bâtiment.

Tableau de synthèse des émissions CO₂ de la vie d’un bâtiment découpé par phases (ADEME, 2011 )

3 – Évaluation de l’efficacité énergétique des bâtiments ? Quelles implications pour la dette carbone des entreprises ?

L’efficacité énergétique d’un bâtiment renvoie, par définition, aux moyens de réduction de la consommation des énergies, sans réduction des services rendus par le système.

Un des objectifs de l’outil Bilan Carbone est de mesurer les émissions de GES afin de pouvoir comparer plusieurs projets entre eux, et donc de faciliter le choix définitif selon des critères environnementaux, économiques ou sociaux.

Cette méthode est complémentaire aux autres outils développés notamment autour de la Qualité Environnementale des Bâtiments QEB, spécifique à l’amélioration de l’efficacité environnementale du bâti, comme le logiciel ELODIE développé par le CSTB. Parmi les différences entre ces deux outils : le premier est monocritère avec un périmètre très large, le deuxième est multicritère avec un périmètre restreint.

La Réglementation Thermique 2005, dite RT2005, a permis de grandes avancées dans ce secteur, elle est devenue aujourd’hui inadaptée aux enjeux. Une version RT2012 est venue relever les exigences en terme de consommation d’énergies des bâtiments (applicable dès octobre 2011). Cette dernière correspond aux exigences du label BBC de l’association EFFINERGIE. L’objectif final étant d’aider et d’inciter les acteurs à construire des bâtiments à énergie positive d’ici 2020, via la création d’un label BEPOS fixé par la loi Grenelle.

L’explosion des outils, méthodes et réglementations nous conforte dans l’idée que l’heure est venue de comptabiliser systématiquement les émissions de GES des activités de nos entreprises, sur l’ensemble de leurs chaînes de valeur, dans l’espace et dans le temps. Cela renvoie à comprendre et à définir le périmètre de la « dette climatique » ou « dette carbone » des agents économiques. Synergiz avait rédigé un premier article sur le sujet, suite à un colloque organisé par la Région Ile de France en Novembre 2011.

Sans comptabilité permettant de comprendre l’accumulation des émissions de carbone dans le temps et l’espace, comment est-il possible de construire des stratégies climatiques qui tiennent la route ? Confronter le secteur du BTP à la notion de dette écologique pourrait s’avérer éprouvant. Toutefois, c’est aussi une opportunité : réellement prendre en compte l’ensemble des impacts « carbone », dont les externalités (coûts socialisés) associés, est indispensable à l’innovation nécessaire pour faire émerger une économie dé-carbonée.

Glossaire:

BTP: bâtiment travaux public
MOA: maitrise d’ouvrage
MOE: maîtrise d’œuvre
ABF: architecte bâtiment de France
CSTB: centre scientifique et technique du bâtiment
CT: contrôleur technique
CSPS: contrôle sécurité et protection de la santé
DCE: dossier consultation des entreprises
GES: gaz à effet de serre
BBC: bâtiment basse consommation
BEPOS: bâtiment à énergie positive
QEB: qualité environnementale bâtiment
HQE: haute qualité environnementale
ADEME: agence de l’énergie et de la maîtrise de l’énergie

Sources :

Deborre, 2008, Le Moniteur, article, la biodiversité au service du bâtiment : http://www.becitizen.com/pdf/LemoniteurLa_biodiversite_au_service_du_batiment.pdf

Houdet, Germanneau, 2011, article , la dette écologique des entreprises: http://www.synergiz.fr/la-dette-ecologique-des-entreprises/

Emmanuel JAYR, 2011, Guide méthodolique : Bilan Carbone appliqué au bâtiment, ADEME et CSTB : http://www.associationbilancarbone.fr/bilancarbone/index.php

Jean Marc JANCOVICI, http://www.manicore.com/

Logiciel construction : http://www.elodie-cstb.fr/

Association EFFINERGIE : http://www.effinergie.org/

Références :

Jayr, E., 2011, Guide méthodolique : Bilan Carbone appliqué au bâtiment, ADEME et CSTB, 56p.

En effet, le développement des pays industrialisés s’est fondé sur l’importation massive de ressources et l’exportation massive de pollutions et des externalités associées (« dumping environnemental[1] »). A titre d’exemple,  « L’Europe mobilise ainsi 640 millions d’hectares par an pour sa consommation, soit 1,5 fois sa propre superficie » selon une étude réalisée par Les Amis de la Terre Europe et le Sustainable Europe Research Institute (SERI) ; ceci notamment pour la production de denrées alimentaires comme la viande et les produits laitiers.

Du côté des exportations, il s’agit de considérer les exportations des externalités négatives liées à la délocalisation des industries et aux échanges commerciaux internationaux de manière plus générale. Dans le cas de la délocalisation de la production dans des pays en développement, on fait face à un transfert d’externalités négatives vers d’autres pays.

Bien que dans le détail, le calcul de la dette écologique n’est pas aisé (ex : calcul des coûts engendrés par l’érosion de la biodiversité le long des chaines d’approvisionnement des grands distributeurs – e.g. huile de palme, soja, etc.), il se base sur un principe simple rejoignant celui d’une dette classique dans un système micro-économique.  La dette d’un état est calculée annuellement, et elle s’accumule d’année en année jusqu’à ce qu’elle soit réglée. Qu’en est-il de la dette écologique à l’échelle d’une entreprise ?

L’article 83 de la loi Grenelle II modifie l’article 225-102-1 du Code de Commerce en rendant obligatoire la publication d’informations sociales et environnementales par les entreprises concernées, c’est-à-dire les sociétés cotées et celles qui dépassent un seuil (nombre de salariés, chiffre d’affaires et total de bilan) fixé par un décret en attente de publication. Elles le font généralement à partir d’indicateurs tels que leur consommation d’eau, partie de leur empreinte eau, leurs émissions de gaz à effet de serre (empreinte carbone), leur consommation de matières en poids ou en volume, les habitats protégés ou restaurés pour le volet biodiversité (Global Reporting Initiative).

Or, chaque année, les compteurs sont remis à zéro. Certes, il est possible de comparer l’évolution des données d’année en année pour peu que l’entreprise se prête au jeu de la transparence dans l’espace et le temps. Mais contrairement à l’échelle d’un pays, aucune entreprise ne comptabilise le cumul de ces mêmes données. En d’autres termes, les dommages écologiques ne sont pas considérés comme des dettes. Or, s’il est capital de savoir combien d’émissions de gaz à effet de serre une entreprise est responsable sur le cours d’une année (voir de savoir si ce montant diminue depuis deux ans), il est d’autant plus important de savoir quelles sont ses émissions cumulées depuis son ouverture ; c’est-à-dire de comprendre quelle est sa « dette carbone ».

Si les débats portent sur les dettes écologiques liées aux échanges économiques internationaux, ne devraient-ils pas également porter sur celles des agents économiques à l’origine de ces échanges ? Au même titre que le PIB est la valeur totale de la production des biens et services par les agents économiques d’un pays, la dette écologique d’un pays ne devrait-elle pas être la valeur totale exprimant l’ensemble des dettes écologiques de chacun de ces agents économiques ?

S’il est évident que le sujet est complexe, il nous semble toutefois important de le porter sur le devant de la scène.

Cet événement exceptionnel aura lieu le 7 novembre 2011 de 8h30 à 18h30 dans l’hémicycle de la Région Île-de-France (57, rue de Babylone, Paris 7e).

Le concept de dette écologique, initialement créé par des ONG dans les pays du Sud, apparaît aujourd’hui de plus en plus présent dans les débats au Nord. Porté essentiellement par des ONG depuis vingt ans, ce concept a gagné l’attention des sphères politiques et scientifiques, comme l’a montré l’attention particulière portée par le gouvernement fédéral belge dans les années 2000.

Quelle est l’histoire de ce concept et quelles sont ses différentes définitions ? Quelle est sa pertinence et sa validité scientifique ? Dans quelle mesure le concept de dette écologique peut-il être un principe d’action, et quelles sont ses implications en termes pratiques, notamment pour les acteurs publics et privés des pays du Nord ?

Afin de répondre à ces interrogations, ce colloque proposera différentes sessions organisées autour de grandes problématiques :

• Une dette écologique : quel concept et quelles définitions ?
• Le concept de dette écologique est-il applicable, et quelle est son opérationnalité ?
• Est-il compatible avec le bon fonctionnement de l’économie ?
• La dette écologique comme outil au service de la justice environnementale.
• Les pays du Sud et la dette écologique.
• La dette intergénérationnelle.
• La dette et l’aide publique au développement.

Une table ronde en présence d’élus de la Région conclura sur l’utilité d’inscrire le concept de dette écologique dans leurs politiques.

À l’invitation de Jean-Paul Huchon, Président de la Région Île-de-France, et de Philippe Kaltenbach, Vice-président en charge des affaires internationales et européennes de la Région Île-de France et sénateur des Hauts-de-Seine, ce colloque réunira certains des meilleurs experts internationaux et français sur le sujet, parmi lesquels William Bourdon (Sherpa), Olivier Deleuze (député fédéral belge), Jean Gadrey (Université Lille 1), José Gaillou (conseiller régional de Guyane), Olivier Godard (École Polytechnique), Kathryn Hochstetler (University of Waterloo), Daniel Joutard (Ainy), Eloi Laurent (OFCE, Sciences Po), Denis Loyer, Esperanza Martinez (Oilwatch sudamerica), Luk Mukendi (CADTM), Thierry Ngosso (Université catholique de Louvain), José Augusto Padua (Université fédérale de Rio de Janeiro), Leida Rijnhout (Anped), Michel Rocard (ancien Premier ministre français), Andrew Simms (The New Economics Foundation) et Laurence Tubiana (Iddri et Chaire Développement durable de Sciences Po).

Toutefois, du point de vue de Synergiz, on ne pourra que déplorer l’absence des entreprises (et de leurs dettes écologiques) dans les débats…
Quand vera t’on enfin des rapports annuels intégrés, divulguant notamment la dette écosystémique (carbone, eau, biodiversité…) des entreprises ?

Synergiz travaille en ce sens depuis début plusieurs mois… vers la publication d’un guide technique expliquant comment le faire en pratique.

Selon les auteurs de l’appel à contributions, Bruno Villalba et Edwin Zaccaï, trois principales approches se rencontrent aujourd’hui pour traiter des inégalités écologiques : (a) la justice environnementale – objet d’analyse du présent article, (b) les approches Nord-Sud (spécialement en political ecology) et (c) les approches territoriales et urbaines. Cette série d’articles vise à présenter brièvement différentes manières d’appréhender les inégalités écologiques et à proposer pour chacune des éléments de réflexion relatifs aux usages directs et indirects de la biodiversité et des services écosystémiques par ceux qui vivent en milieux urbains.

La justice environnementale trouve son origine aux Etats-Unis dans les années 1980 (Gobert, 2008). Mouvement de la société civile qui s’inscrit dans le prolongement et la filiation directe du Civil Rights movement, la justice environnementale a suscité de nombreuses études, la plupart dans les pays anglo-saxons (Villalba et Zaccaï, 2007). Celles-ci traitent essentiellement de nouvelles revendications des minorités et ménages à faibles revenus via la mise en évidence de système de discrimination raciale en matière d’environnement (concentration de nuisances sur des territoires déjà défavorisés, distribution inégalitaire des infrastructures « environnementales »): l’objectif était clairement d’appeler à une redistribution des équipements et infrastructures selon des modalités plus équitables (Gobert, 2008). Voulant rompre avec une vision naturaliste fondée sur la dichotomie nature – culture (Descola, 2005), les groupes de justice environnementale se démarquèrent aussi des mouvements écologistes traditionnels élitistes (communautés privilégiées – « White Anglo-Saxon Protestants » ou WASP) : ils ont cherché à allier la perspective de justice sociale à la revendication du droit à un environnement sain pour tous.

Pour Gobert (2008), « plus qu’une question de justice distributive et d’équité territoriale, la justice environnementale prône surtout une meilleure intégration des minorités et ménages pauvres au processus de décision publique ». La justice environnementale a ainsi permis :

• D’élargir la théorie rawlsienne de la justice (justice envers les plus démunis) à la sphère environnementale;
• De s’intéresser aux vulnérabilités des populations ou des individus qui ne présentent pas tous la même capacité de résilience et de résistance aux chocs (concept de « capabilités », définit comme « les diverses combinaisons de fonctionnements (états et actions) que la personne peut accomplir. La capabilité est, par conséquent, un ensemble de vecteurs de fonctionnements qui indiquent qu’un individu est libre de mener tel ou tel type de vie. » ; Sen, 2000);
• De favoriser la concertation, en encourageant les populations à s’exprimer par des stratégies d’ « empowerment », « processus par lequel un individu ou un groupe acquiert les moyens de renforcer sa capacité d’action, de s’émanciper » (Bacqué, 2005);
• De proposer une « nouvelle grille de lecture des territoires car elle implique pour mettre en exergue des situations d’iniquité environnementale de croiser des données sociales, écologiques et économiques et de mettre en place de nouveaux indicateurs locaux » (Gobert, 2008) ;
• De remettre en question les politiques publiques et les stratégies industrielles car elle oblige à la définition de nouveaux outils d’intervention et à la mise en place d’une application différenciée de leurs actions environnementales selon les territoires.

Selon le Millennium Ecosystem Assessment (2005), nous tirons grand nombre de bénéfices gratuits (et indispensables) des écosystèmes, et en particulier de la biodiversité qui en constitue le moteur (voir l’article de Synerblog intitulé « interdépendance du bâtiment à la biodiversité »). Celle-ci peut être définie comme la dynamique des interactions des organismes vivants dans des milieux en changement. Ces bénéfices renvoient à des services écosystémiques dont plusieurs typologies sont actuellement en compétition. Celle du MA (2005) comprend des services de provision ou d’approvisionnement (nourriture, eau, minerais, ressources génétiques), des services de régulation et de support des processus écosystémiques (climat, cycle des nutriments ou de l’eau), des services culturels (bénéfices spirituels, récréatifs). Si l’on prend réellement conscience de nos dépendances et de la nature de nos interactions avec l’ensemble de ces services écosystémiques (dont les bénéfices sont tirés localement, mais générés à partir de dynamiques écosystémiques à multiples échelles en interaction, du local au global ; Gunderson and Holling, 2002), quels en sont les implications en matière d’inégalités sociales et écologiques, sous l’angle d’analyse proposé par la justice environnementale ? A défaut d’apporter des éléments de réponse précis à cette question, nous souhaitons, en lien avec les réflexions menées par Gobert (2008), en soulever d’autres, non exhaustives, en guise de conclusion à cet article.

• Quelles implications des inégalités spatiales, temporelles et communautaires en matière de disponibilité des différents services écosystémiques pour leurs différentes usagers (citoyens, consommateurs, entreprises, collectivités) ?
• Y a-t-il des ségrégations urbaines vis-à-vis de l’accès à ces différents services écosystémiques et de leurs usages?
• Quels pouvoirs de négociation dans le cadre de la perte ou de la « création » de tels services ?

En effet, l’arbitrage en faveur d’un unique service écosystémique ou de plusieurs peut engendrer des externalités négatives pour les usagers des services négligés ou exclus. Quelles implications pour la gestion collective de l’évolution des écosystèmes urbains ? Cela implique notamment des analyses approfondies en matière d’ « empowerment », notamment au niveau des dynamiques de co-évolution entre modes de consommation et modes de vie (habitat, transport) et de travail.

Bibliographie

Bacqué, M.H., 2005. L’intraduisible notion d’empowerment vu au fil des politiques urbaines américaines. Territoires, Septembre, 32-35.

Descola, P., 2005. Par-delà nature et culture. Editions Gallimard, Paris, 604p.

Gobert, J., 2008. Compensation territoriale, justice et inégalités environnementales aux Etats-Unis. Espace, Populations, Sociétés 1, pp. 71-82.

Holling, C.S., Gunderson, L.H., 2002. Resilience and adaptive cycles. In Gunderson, L.H. and Holling, C.S. (Eds.), Panarchy: understanding transformations in human and natural systems. Island Press, Washington D.C., 25-52.

Laigle, L., Oehler V., 2004. Les enjeux sociaux et environnementaux du développement urbain : la question des inégalités écologiques. Final Report, Centre Scientifique et Technique du Bâtiment, Paris.

Millennium Ecosystem Assessment, 2005. Ecosystems and human well-being: synthesis. Island Press, Washington, DC.

Sen A., 2000, Repenser l’inégalité, Seuil, 281 p.

Theys J., 2000. Quand inégalités sociales et inégalités écologiques se cumulent. L’exemple du “SELA ». Note du CPVS n° 13, MELT-DRAST, Paris.

Villalba, B., Zaccaï, E., 2007. Inégalités écologiques, inégalités sociales : interfaces, interactions, discontinuités ?, Développement durable et territoires [En ligne], Dossier 9 : Inégalités écologiques, inégalités sociales, mis en ligne le 02 septembre 2007, Consulté le 09 juillet 2009. URL : http://developpementdurable.revues.org/index3502.html

L’approche sectorielle du développement durable

Dans sa définition la plus connue, le développement durable est exprimé en trois principaux axes : économique, environnemental et social. Des thématiques sont associées à chacun de ces axes. A titre d’exemple, le pilier environnemental traite de la déforestation, ou de la gestion de l’eau. Cette approche engendre des réflexions cloisonnées par disciplines : les indicateurs qui en sont issus peuvent ne pas être transversaux. Ils renseignent les disciplines auxquelles ils sont voués sans prendre en considération les autres. C’est le cas des indicateurs d’éco-efficience. L’éco-efficience consiste à produire autant ou plus, tout en diminuant son impact sur l’environnement.

D’une part, les différents indicateurs qui y renvoient concernent des variables économiques, comme le volume de production, et des variables environnementales, telles la consommation d’énergie, ou l’émission d’une substance toxique. L’aspect social est ainsi ignoré. D’autre part, ces indicateurs fournissent des données unitaires, comme par exemple le chiffre d’affaire par quantité d’eau consommée. L’information fournie est donc relative : à quantité d’eau égale, le chiffre d’affaire augmente, signe d’une certaine efficience dans la production, tandis que dans l’absolu le volume total produit augmente, signe d’une utilisation plus importante des ressources en eau.

L’approche sectorielle du développement durable ne propose que peu de liens entre les thématiques abordées. Elle est simple à comprendre et à mettre en avant, notamment par les politiques, car elle prône un équilibre théorique entre les trois axes qui la définissent. En revanche, elle n’apporte pas de solutions intégratives.
Pour reprendre l’exemple précédent, ne faudrait-il pas plutôt partir des stocks de ressources pour définir les indicateurs de développement durable ?

L’approche par les ressources

Cette approche renvoie aux concepts de la soutenabilité faible et de la soutenabilité forte. Le premier soutient que quelque soit la ressource naturelle, elle est substituable à une autre forme de capital produit par l’Homme. Le second, à l’inverse, maintient que la nature fournit des services, aux humains et à leur environnement, qui ne peuvent être remplacés par d’autres formes de capital. Elle renvoie également à la gestion des ressources par l’évaluation des stocks disponibles et s’appuie sur le modèle de Schaefer (1957) qui explique que l’exploitation d’une ressource est viable dans le temps si elle ne dépasse pas un seuil, calculé, au-delà duquel elle peut tendre à disparaître.

A titre d’exemple, l’Europe impose sur la base de ce modèle des quotas de pêches afin de favoriser le renouvellement des stocks et d’éviter la disparition de certaines espèces. Or, le calcul du seuil à ne pas dépasser se fait sur la base de paramètres connus, tels que la capacité des bateaux de pêches, la demande du marché, ou l’estimation des stocks par relevés scientifiques. Ne sont pas pris en compte les paramètres que nul ne maîtrise et qui pourraient aboutir à l’extinction soudaine d’une espèce, à l’image d’une variation brutale de la température. Une comparaison simple pour illustrer les propos : maintenir un avion en vol, dans cette logique, revient à s’assurer que la jauge d’essence est dans le vert, sans pour autant s’inquiéter de l’altitude ou encore de la température de l’huile du moteur !

Cette approche n’est donc pas « durable ». A titre d’exemple, les indicateurs « Pressions-Etat-Réponses » (PER), initialement développés par l’OCDE, permettent d’évaluer les pressions exercées par l’activité humaine sur la biodiversité, l’état de l’environnement qui en résulte, et les réponses qui permettent de compenser les effets négatifs de ces pressions. Ces indicateurs ont été repris par des institutions telles que l’Agence Européenne de l’Environnement (1), ou encore la Commission pour le Développement Durable (2). Si ces indicateurs font aujourd’hui référence pour analyser les interactions société-nature, leur interprétation est basée sur la notion de causalité entre l’activité humaine, par exemple le nombre de barrages hydro-électriques, et l’état de l’environnement, comme la probabilité d’extinction d’une espèce.

Or, les interactions société-nature sont complexes. Les indicateurs de réponses, tels que la mise en place d’une zone protégée, répondent-ils réellement aux demandes ou besoins des acteurs locaux ? La question se pose puisque ce modèle PER n’a jamais fait l’objet d’un débat public (Levrel, 2007).

Ces deux premières approches, approche sectorielle du développement durable et approche par les ressources, sont muettes en termes de développement. Si l’on s’attache au développement d’une société humaine au sein d’un système écologique, aborder le développement durable par la voie du « bien-être » de la société pourrait-il combler ce vide ?

L’approche en termes de « bien-être »

Cette approche s’intéresse aux besoins et au bien être pour le plus grand nombre d’être humains pour les générations actuelles et futures. Pourtant, elle diffère de la vision utilitariste classique qui définit, par exemple, l’utilité d’un bien par le plaisir, le bonheur ou encore la satisfaction que peuvent en tirer les individus. D’une part, cette approche ne prend pas en compte les notions de libertés individuelles ou encore de droits inaliénables ; aspects importants pour définir le bien-être. D’autre part, au-delà de l’accès à un bien, c’est plus particulièrement ce qu’un individu peut en faire qui importe, selon ses caractéristiques personnelles, les caractéristiques du bien en question et le contexte social dans lequel il évolue (3). A titre d’exemple, un téléphone portable est-il un signe de bien-être dans une région ou les populations ne bénéficient pas d’un réseau de téléphonie mobile ?

Une autre composante vient s’ajouter à la notion de bien-être : les capacités. Elles traduisent « les possibilités pour un individu, d’être ou d’agir en fonction de ses propres objectifs et de ses valeurs » (4). On peut alors voir le développement au travers notamment d’une évolution de ces capacités, qui offre un panel plus important de choix de vie à chaque individu. A l’échelle d’un pays, les efforts réalisés pour développer le système éducatif en adaptant, par exemple, les contenus des cours au contexte social actuel, et en élargissant l’éventail des matières enseignées, peut être une solution pour accroître l’ensemble des « capacités ».

A l’échelle d’une entreprise, l’aménagement du temps de travail peut-être une source, à la fois de bien-être, et de motivation pour les employés. Cela nécessite donc de mettre en place des indicateurs « macro et micro » qui permettent d’évaluer le bien-être général d’un groupe d’individus selon des contextes économique et sociaux spécifiques à leurs modes de vie.

Le « bien-être » pour le plus grand nombre sous-entend notamment la notion d’équité. Une notion qui peut devenir la vision principale d’un système régit par des normes.

L’approche par les normes

Cette approche implique que le développement soit considéré comme « durable » dès lors que sont respectées des normes et des procédures spécifiques préalablement établies. Procédurale, elle est souvent utilisée par les entreprises qui mettent en place des systèmes de management rigoureux dans lesquels elles fixent des objectifs, des moyens de les atteindre, et effectuent des suivis dans un objectif plus ambitieux d’amélioration continue.

C’est le cas des indicateurs de résultats tels que la norme ISO 9001 dédiée au système de gestion de la qualité, ou la norme EMAS pour les systèmes de management environnemental. Dans ces exemples, les entreprises fixent elles-mêmes leurs objectifs. Il y a donc une normalisation sur les procédures, mais pas sur les objectifs. Des institutions telles que la Commission Européenne imposent, quant à elle, d’autres normes, par secteur d’activité notamment, qui viennent s’ajouter aux démarches volontaires des entreprises.

Cependant, si l’on considère que le développement durable est l’affaire de tous, il est normal que les normes à mettre en place soient établies en concertation avec « tout le monde » ; c’est-à-dire avec des représentants du secteur privé, de la société civile, du monde politique, ou encore scientifique. C’est ce que tente actuellement de faire l’International Standard Organisation (ISO) en rédigeant la future norme ISO 26000 en concertation, entre autres, avec des acteurs gouvernementaux, industriels, des organisations syndicales, non gouvernementales (ONG), des associations de consommateurs, des universitaires, et des cabinets de conseil et d’audit.

Cela renvoie à une dernière approche, plus globale, dite d’apprentissage collectif.

L’approche par l’apprentissage collectif

Cette approche est basée sur l’importance de la mutualisation des connaissances expertes, des scientifiques notamment, et profanes, comme des entrepreneurs et acteurs locaux, susceptibles de transmettre des informations de terrains inconnues des experts. On parle également de démocratie technique.

On assiste à la confrontation de connaissances diverses de différentes communautés d’intérêt sur une problématique commune, à l’image des choix collectifs pour un territoire riche en biodiversité comme la Camargue, caractérisé par des activités économiques et attentes sociales souvent contradictoires.

L’objectif est de converger vers une seule communauté d’intérêt, formée de catégories diverses d’acteurs, qui mutualisent leurs connaissances selon une approche interdisciplinaire, c’est-à-dire sans réelle frontière entre les disciplines propres à chaque acteur. La confrontation d’idée au sein de cette communauté d’intérêt permet d’engager des négociations, de faire des compromis, qui débouchent sur un mécanisme d’apprentissage collectif (Levrel, 2007). Si la modélisation informatique d’accompagnement peut s’avérer très utile dans cette démarche (5), il s’agirait alors de convaincre l’ensemble des acteurs de s’engager dans un processus où la remise en question des perceptions et des acquis serait la norme.

Conclusion
Chacune de ces approches possède des avantages et inconvénients spécifiques. Aujourd’hui, l’approche par l’apprentissage collectif présente l’avantage du meilleur compromis, celle de favoriser une vision interactive des disciplines, à plusieurs niveaux de connaissances. Pourquoi ne pas utiliser cette approche pour mutualiser les connaissances des experts et profanes adeptes des autres approches, et en faire ressortir, via une communauté d’intérêt, un ensemble d’indicateurs en faveur d’un développement (tout simplement) viable ? C’est bien le défi de nos sociétés urbaines face à l’accélération des processus de dégradation des écosystèmes. Il s’agit de construire une communauté d’intérêt, du local à l’international. Comment y contribuer ? Une partie de la réponse se situe dans la proposition d’un état initial, d’une mise en exergue des relations entre humains en ville par rapport aux dynamiques socio-écosystémiques dont ils dépendent et qu’ils influencent.

Sources :

(1) Indicateur Force motrice- pression-état-impact-réponse de l’Agence Européenne de l’Environnement.
(2) Indicateur Force motrice-état-réponse.
(3) A. Sen, 2000, Un nouveau modèle économique. Développement, Justice et Liberté. Editions Odile Jacob, Paris.
(4) Boulanger, P.-M., 2004. Les indicateurs du développement durable : un défi scientifique, un enjeu démocratique. Institut pour un développement durable, Belgique.
(5) http://cormas.cirad.fr/

Le processus de construction d’un indicateur implique d’identifier les besoins auxquels il doit répondre, de s’accorder sur les critères de qualité, et de prévoir les niveaux et les méthodes de mesure. Afin d’illustrer cet article, nous ferons référence principalement au label Haute Qualité Environnementale (HQE), utilisé en France dans la construction de bâtiments.

1. S’accorder sur le contexte de mise en place de l’indicateur

Deux éléments essentiels sont à identifier en premier lieu : les utilisateurs de l’indicateur et les besoins auxquels il doit répondre. De ces deux éléments va pouvoir découler la suite du processus de construction de l’indicateur (Levrel, 2007). A titre d’exemple, le label HQE est un indicateur composite, synthétisant plusieurs indicateurs relatifs notamment à la gestion de l’eau et de l’énergie. Il s’adresse, d’une part, au maître d’œuvre qui utilise les différents indicateurs composant le label pour s’assurer que le bâtiment sera conforme aux exigences de ce dernier. Il s’adresse, d’autre part, au maître d’ouvrage du bâtiment. Enfin ilest un gage d’écoresponsabilité aux yeux des clients potentiels (investisseurs, locataires) qui s’intéressent au label HQE, sans pour autant comprendre les indicateurs qui le composent.

On voit bien dans cet exemple la multiplicité des utilisateurs et des besoins.

L’indicateur doit s’appuyer sur un langage commun pour permettre la compréhension et l’adhésion des différentes catégories d’utilisateurs. La mise en place d’un tel langage nécessite la participation de représentants de ces catégories d’utilisateurs, idéalement suivant un principe de démocratie technique. Chacun contribue à l’élaboration du langage par l’apport de ses connaissances, qu’elles soient tacites (connaissances issues de l’expérience sur le terrain) ou explicites (notion d’expertise) (Levrel, 2007). On retrouve, autour de la construction du label HQE, des utilisateurs tels que des maîtres d’œuvre, maîtres d’ouvrage, experts, entreprises et organismes de conseils, qui ont collaboré dans la mise en place d’un langage commun : les fameuses 14 cibles dudit label. L’ensemble de ces acteurs fédérés autour d’objectifs communs forme ce que Levrel (2007) appelle une communauté d’intérêt.

La construction d’un indicateur doit passer par l’identification des dimensions qui constituent l’idée d’origine de l’indicateur (Boulanger, 2004). L’indicateur est-il lié à une dimension plutôt environnementale, sociale, ou économique ? Au sein de chacune de ces dimensions, quelles « sous dimensions » le constituent ? A titre d’exemple, le label HQE présente à la fois une dimension environnementale (éco-construction), qui inclut une sous-dimension associée à la gestion des ressources utilisées (choix des matériaux) et une dimension sociale, recouvrant des notions de santé et de bien-être.

Une fois identifiées, ces dimensions sont décomposées en variables, certaines étant conservées en tant qu’indicateurs individuels ou agrégées en un indicateur composite , parce qu’elles répondent aux besoins initialement identifiés (Boulanger, 2004).

2. S’accorder sur les critères de qualité

L’étape précédente permet de déterminer les besoins, les utilisateurs, le langage commun et une liste de indicateurs jugés pertinents. Afin de la valider, les indicateurs doivent répondre à certains critères de qualité (1).

La fonction de l’indicateur doit répondre aux besoins de l’utilisateur. Si un indicateur peut répondre aux besoins de plusieurs types d’utilisateurs, il peut donc avoir plusieurs fonctions. L’indicateur « gestion de l’eau » du label HQE est composé de plusieurs indicateurs. L’un d’entre eux s’intéresse à la gestion de la rétention d’eaux pluviales en évaluant le débit de fuites et est utile pour le maître d’œuvre. L’utilisateur final, quant à lui, s’intéressera plus particulièrement à des indicateurs qui lui parlent, comme l’estimation de la consommation annuelle en eau potable.

Une fois l’aspect fonctionnel réglé, la forme de l’indicateur doit être adaptée à son utilisateur. Les indicateurs peuvent prendre plusieurs formes : cartes, codes couleurs, graphes, tableaux, indices, entre autres. Il est important que la forme choisie soit adaptée à la capacité de compréhension de celui qui en aura l’utilité. L’information doit être facilement interprétée.

La construction de l’indicateur suit idéalement une méthode précise sur laquelle les participants doivent s’accorder préalablement. Elle est associée à plusieurs types de travaux, répartis entre plusieurs types d’acteurs, et les rôles de chacun doivent être parfaitement définis. A titre d’exemple, l’association HQE a mis en place un centre de ressources permettant la collecte des informations nécessaires aux référentiels liés au label HQE. En d’autres termes, les travaux à effectuer pour la construction d’un indicateur sont de natures diversifiées, et peuvent inclure la collecte d’informations, le calcul de statistiques, la concertation, ou encore la validation par des experts (Levrel, 2007).

3. Prévoir les systèmes de mesures

Il s’agit à ce niveau de déterminer les mesures des indicateurs, individuels ou composites, finalement retenus. Choisis en fonction des besoins des utilisateurs et répondant à certains critères de qualité, il faut ensuite déterminer :

• leur niveau de précision. Plusieurs test sont-ils réalisés afin d’évaluer le niveau de fiabilité des données récoltées ?
• le niveau d’exactitude entre la théorie et la réalité. Les outils utilisés pour effectuer certaines mesures, sont-ils les mieux adaptés aux objets mesurés ?
• les échelles spatiales et temporelles dans lesquels les indicateurs seront mesurés (Boulanger, 2004).

Dans l’idéal, les indicateurs composant un indicateur synthétique utilisent des unités de mesure identiques. Si cela n’est pas le cas, ces indicateurs doivent être convertis dans la même unité de mesure, de manière à exprimer efficacement l’indicateur final. Pour le label HQE, l’indicateur « gestion des déchets d’activités » est composé d’indicateurs exprimés en m³, kg / an, % ou encore en « échelle qualitative ». Parvenir à l’indicateur final exprimé sur une échelle comprise entre « base » et « très performant », implique donc un niveau certain de perte d’information.

En conclusion, l’identification d’un besoin initial va guider le processus de construction d’un indicateur en vue de l’adapter à la capacité de compréhension de son ou de ses utilisateur(s), dans un contexte précis. Un indicateur « final » étant généralement composé de plusieurs autres indicateurs plus spécifiques, et destinés à plusieurs catégories d’utilisateurs, la naissance d’une communauté d’intérêt est essentielle dans la définition d’un langage commun qui contribuera à assurer l’évolution et l’avenir d’un outil d’aide à la décision.

Voir l’article suivant : « Quels indicateurs pour quel développement durable ? »

Source :
Boulanger, P.-M., 2004. Les indicateurs du développement durable : un défi scientifique, un enjeu démocratique. Institut pour un développement durable, Belgique.
Harold Levrel, 2007. Quels indicateurs pour la gestion de la biodiversité. Les cahiers de l’IFB.

(1) A titre de comparaison, les critères de qualité de l’OCDE, concernant les indicateurs de développement durable sont les suivants :

• pertinence : adéquation entre outil et besoin de l’utilisateur
• précision : proximité entre valeur estimée et valeur vraie
• actualité et ponctualité : échéances décisionnelles
• accessibilité des données et clarté de leur forme
• comparabilité des données
• cohérence : relative à la méthode de standardisation des données et aux interprétations des données

L’importance des indicateurs de développement durable a été formalisée lors de la Conférence de Rio en 1992. Ils sont considérés comme des outils d’information nécessaires pour la prise de décision aux échelles globales et locales. Toutefois, les indicateurs actuels rendent difficile l’évaluation de la durabilité des liens entre systèmes écologiques et systèmes socio-économiques.

A titre d’exemple, le Produit Intérieur Brut (PIB) est calculé uniquement à partir de données économiques. Se restreindre à cette information revient à évaluer la santé d’un pays exclusivement sur la base de ses richesses économiques. Sont ainsi totalement exclus les paramètres tels que le bien-être social ou encore l’évolution de la biodiversité.

Or, il est nécessaire de mettre en place des indicateurs accessibles à, et utilisables par, divers publics engagés dans des travaux en faveur du développement durable.

Des indicateurs du développement durable ? Oui, mais pour qui ?

Si l’on considère le développement durable comme un projet de société, il est important que chacun soit en mesure de comprendre et adhérer aux objectifs et aspirations de cette dernière. Le projet de société devient dès lors un projet participatif. :

• les politiques utilisent des indicateurs pour des choix politiques à traduire en projets de loi ;
• les secteurs privé et public en utilisent d’autres à des fins d’évaluation interne et/ou de communication externe ;
• la société civile, les politiques et les secteurs privé / public coopèrent grâce à d’autres indicateurs qui permettent une définition partagée d’un monde commun (Boulanger, 2004)

En outre, la participation des publics cités précédemment n’est possible que si les indicateurs présentés sont compréhensibles par eux, d’où la nécessaire agrégation des indicateurs pour aboutir à des indicateurs synthétisés, que chacun est capable de s’approprier. On assiste alors à la naissance d’une communauté d’intérêt capable de suivre le même cap.

Aujourd’hui, une communauté d’intérêt est encore à structurer par rapport aux problématiques environnementales et sociales, les débats demeurant de nature constructiviste : les indicateurs de développement ne possèdent en effet ni la rigueur scientifique ni la solidité statistique pour pouvoir être sereinement institutionnalisés (Levrel, 2007).

Sous quelle forme les indicateurs sont-ils jugés utilisables ?

Les indicateurs synthétisés cités plus haut sont appelés indices (1). De nombreux indicateurs connus et utilisés par de nombreux publics sont en réalité des indices, à l’image du PIB. Ces indices sont calculés à partir d’indicateurs de base classés dans des tableaux de bord.

Plusieurs tentatives d’indices synthétisés de développement durable ont été réalisées et divers indices ont ainsi vu le jour mais un seul a réussi à se démarquer (2) : l’IDH (3). Il combine trois indicateurs de base qui correspondent à l’espérance de vie à la naissance, le revenu moyen et le niveau d’éducation.

D’autres indices, moins connus ont tenté d’apporter des plus en prenant en compte d’autres aspects que les aspects économiques.

A titre d’exemple, l’ISEW (4) (Index du Bien-être Economique Durable), basé sur le PIB, intègre des notions de coûts sociaux et environnementaux, liés notamment aux inégalités de revenus, à la pollution de l’air et de l’eau, à la perte de biodiversité, ou encore la lutte contre le réchauffement climatique.

Le GPI (Genuine Progress Indicator) et le MDP (Measure of Domestic Progress) sont tous les deux issus de l’ISEW auquel ils apportent certaines corrections et ajouts.

Autre exemple, l’Indicateur de bien être économique et social (5) s’attache plus spécifiquement à des thématiques telles que la consommation, les stocks de richesses économiques, humaines et naturelles, la pauvreté, ou encore l’insécurité économique. En revanche, moins d’importance est ici accordée aux aspects environnementaux (Boulanger, 2004).

La pertinence des indicateurs

En 2001, l’Ifen à établit une liste de 307 indicateurs de développement durable. Les listes d’indicateurs obtenues permettent de mettre en avant les dimensions multiples qui caractérisent le développement durable. Pourtant, tous ces indicateurs n’ont pas le même degré de pertinence selon le contexte dans lequel ils sont utilisés. Naissent alors des sources de tension entre les critères de qualité de ces indicateurs :

• l’échelle de réalisme : un indicateur pertinent à l’échelle globale ne l’est pas forcément à l’échelle locale puisqu’il n’est pas représentatif, par exemple, des spécificités de chaque territoire. De même, toutes les décisions ne sont pas prises aux mêmes échelles de temps (court terme, long terme).
• La fonctionnalité de l’indicateur : d’une manière générale les indicateurs sont utilisés à des fins scientifiques ou de communication (politique). Au niveau scientifique les indicateurs doivent permettre des suivis rigoureux, de fournir des preuves et de réaliser des interprétations prudentes des informations fournies. Alors que d’un point de vue politique, les indicateurs doivent prioritairement être compréhensibles par de larges publics. A titre d’exemple, l’indicateur « Empreinte Ecologique » voit ses défauts de calcul (cf. conventions d’équivalence pour l’empreinte énergétique) disparaître face à sa vertu pédagogique. Il est en effet très parlant pour de larges publics de connaître le nombre de planètes Terre nécessaire à l’humanité si celle-ci consommait comme tel ou tel pays ou individu.
• L’aspect approximatif : des indicateurs tels que les indices synthétisés rendent l’information approximative du fait de l’agrégation de plusieurs autres indicateurs. Pourtant ils restent des outils nécessaires pour favoriser le débat public et leur interprétation doit être complétée par la connaissance et les expériences de terrain fournies à la fois par les experts et les profanes.

Pour pallier à l’émergence de nombreux indicateurs et aux tensions engendrées pour juger de leur pertinence, il est nécessaire d’effectuer un travail d’harmonisation à l’échelle globale (européenne, mondiale) en concertation avec les représentants de publics variés (experts, politiques, grand publics). A l’issue de cette concertation, la définition d’objectifs communs permet de déterminer les indicateurs globaux cohérents nécessaires pour effectuer un suivi efficace en vue de l’atteinte des objectifs fixés.

Sur cette base d’indicateurs globaux, des indicateurs prenant en compte les spécificités territoriales, et donc pertinents à des échelles plus locales, peuvent être définis selon le même principe de concertation.

Enfin, l’extraction d’indicateurs très significatifs permet de partager les informations fournies par les indicateurs avec le grand public (Levrel, 2007).

En conclusion, les récentes tentatives de proposition d’indices synthétisés de développement durable ne prennent pas en compte l’ensemble des enjeux liés au développement durable. Et la pertinence des indicateurs est souvent contrariée par leur multitude, par l’utilité qui en est faite, et par le manque de cohérence par rapport à des échelles variables (spatiales, temporelles).

Il est, par conséquent, important de s’interroger aujourd’hui sur les conséquences et les implications à long terme des choix d’indicateurs, notamment dans le contexte de l’émergence de « quartiers écologiques ». Enfin, le processus de construction des indicateurs est une étape primordiale, dont les principales étapes seront traitées dans un prochain article.

Sources :

Boulanger, P.-M., 2004. Les indicateurs du développement durable : un défi scientifique, un enjeu démocratique. Institut pour un développement durable, Belgique.
Harold Levrel, 2007. Quels indicateurs pour la gestion de la biodiversité. Les cahiers de l’IFB.

(1) Indice : agrégation d’indicateurs dits de base. Les indices sont aussi appelés « macro indicateurs ».
(2) Probablement grâce au soutien du Prix Nobel d’Economie A. Sen.
(3) IDH : Indice de Développement Humain issu du Programme des Nations Unies pour le Développement.
(4) Index of Sustanaible Economic Welfare
(5) Osberg et Sharpe

Tianjin est la troisième plus grande ville industrielle de la Chine, avec une population de 8,4 millions, et un important port marchand. En tant que porte d’entrée historique sur la capitale Beijing, sa croissance n’est pas prête de ralentir, et encore moins les problèmes écologiques qui se voient progressivement accentués (ex. pollution de l’eau et de l’air, problèmes de traitement des déchets, de logement ou encore de trafic ; pour ne mentionner que ceux-ci…). Wang et Ouyang considèrent Tianjin comme un système socio-économique-naturel complexe, c’est-à-dire un écosystème artificiel dominé par des activités humaines, entretenu par les systèmes vivants et dynamisé par les processus écologiques (ex. espaces ruraux associés qui fournissent notamment des ressources alimentaires, de l’énergie et des espaces pour stocker les déchets). Le travail qu’ils ont réalisé permet de comprendre les dynamiques d’évolution de l’écosystème de Tianjin et de fournir un outil d’aide à la décision pour les autorités locales. L’analyse de l’écosystème urbain de Tianjin s’articule autour de trois approches complémentaires :

1. Des modèles éco-mécaniques avec pour objectif de comprendre ses dynamiques et contextes.
2. Des modèles d’éco-planning qui permettent d’identifier les frontières (cf. Tableau 2), facteurs clefs et limitatifs, mécanismes rétroactifs, flux métaboliques, etc. ; dans une optique de réaliser des simulations sur l’évolution de l’écosystème de Tianjin.
3. Des modèles d’ « éco-régulation » en termes d’innovation technologique, institutionnelle et culturelle.

En termes d’éco-régulation, l’ingénierie écologique urbaine (« hardware regulation ») peut se traduire notamment par de l’innovation technologique ou du design intégratif, le management urbain écologique (« software regulation ») quand à lui par des réformes institutionnelles et, enfin, la construction d’une éco-culture (« mindware regulation ») par des changements de comportement. En outre, l’analyse est construite à partir de couplages structurels et fonctionnels :

1. Propriétés structurelles : Hiérarchies et réseaux, composants dominants et diversité des composants, ouverture et indépendance, robustesse et flexibilité.
2. Couplages fonctionnels : Exploitation et adaptation, compétition et symbiose, prolifération et compensation, déplétion de ressources et stagnation écologique.

Pour résoudre les problèmes écologiques et socio-économiques auxquels doivent faire face les autorités, Wang et Ouyang se sont intéressés aux diverses échelles spatiales et organisationnellescorrespondantes, de l’écosystème régional au niveau d’un qu(cf. Figure 1 ci-dessous).

(Figure 1 : Les différentes échelles spatiales ou régions de l’écosystème urbain de Tianjin)

• Région 1 : 1 million de km², comprenant le bassin versant de la rivière Haihe et une partie de 6 provinces de la Chine du nord => espace approprié pour étudier les stratégies de développement et les impacts régionaux, économiques et écologiques.
• Région 2 : Région administrative (8 millions d’habitats répartis sur 11 660 km²) idéale pour étudier les interactions écosystémiques urbaines et rurales.
• Région 3 : La zone urbanisée avec 6 districts urbains, 4 districts suburbains proches, et 3 districts côtiers (4,86 million d’habitants, 3 137 km²), identifiée pour comprendre les stratégies d’industrialisation et d’urbanisation.
• Région 4 : La zone construite avec une population de 3,8 millions d’habitants vivant dans une zone de 3 137 km², utile pour étudier les problèmes écologiques associés avec les changements d’utilisation et d’occupation des sols, ainsi que les stratégies de rénovation urbaine.
• Région 5 : Le quartier de Guangfudao au centre ville, avec 37 000 habitants et une surface de 1,06 km², lieu de projets de démonstration de rénovation urbaine.

En d’autres termes, les frontières de l’objet d’étude varient en fonction des tâches ou objectifs identifiés. Les acteurs locaux et décideurs ont été associés aux diverses simulations, cela afin qu’ils s’approprient l’outil, puissent le faire évoluer et en tirer des bénéfices directs pour un meilleur aménagement de l’espace écosystémique analysé. Ils ont ainsi défini eux-mêmes les facteurs et composantes clefs, les métabolismes, les interactions mutualistes, etc. Cela a notamment conduit à la réalisation d’analyses de risques et d’opportunités par rapport aux dynamiques dominantes. On mentionnera tout particulièrement l’importance accordée aux modèles d’éco-régulation par Wang et Ouyang.

Pour Synergiz, il est en effet instructif de noter la manière dont (1) la recherche appliquée en Chine peut influencer les choix des décideurs et (2) comment les enjeux écologiques peuvent être articulées par rapport aux problématiques sociales et économiques dans une culture non euro-centrique. En revanche, on pourrait questionner, dans le cadre de la réalité quotidienne des habitants de l’écosystème urbain de Tianjin et dans le contexte des prochains Jeux Olympiques (et controverses associées…), la manière dont les choix collectifs sont réalisés et mis en place à partir de ce type de travaux, en particulier la latitude d’action accordée aux citoyens et parties prenantes.

Cet article fait partie d’une série d’article basés sur l’ouvrage de Berkowitz A.R., Nilon C. H. & Hollweg K.S. « Understanding urban ecosystems: A new frontier for science and education »

Grimm et al. (2003)[1], suggèrent que les notions contenues dans ce concept d’écosystème facilitent la compréhension des processus régentant un espace urbain. En appliquant le concept d’écosystème à la ville, nous pouvons comprendre le fonctionnement des villes, leurs interactions avec leurs environnements extérieurs locaux ou régionaux et anticiper les conséquences de l’urbanisation sur l’environnement en général, c’est-à-dire le système Terre. Néanmoins, par rapport à un écosystème naturel, l’application du concept d’écosystème à la ville quelques limites. Une ville est un environnement construit et structuré dont même les éléments naturels ont été modifiés à convenance.

Ces écosystèmes urbains sont composés:

1. d’espèces diverses en interaction
2. de sols stockant carbone et azote
3. de producteurs primaires.

Mais à la différence des écosystèmes naturels, les écosystèmes urbains :

1. sont hétérotrophes
2. sont fortement dépendants des apports externes
3. sont incapables de recycler leurs déchets efficacement
4. ont des systèmes de contrôle social et politique
5. sont sous le contrôle majoritaire d’une seule espèce, les humains.

Les frontières de l’écosystème urbain

Les premières définitions des limites de la ville se basent sur les facteurs d’urbanisation que sont les aires urbanisées avec des paramètres de densité de population ou de constructions. Les aires urbanisées comprennent une place centrale et des quartiers proches qui l’entourent. Néanmoins, il est plus intéressant de définir les limites de l’écosystème urbain selon la question à laquelle on souhaite répondre.

La structure de l’écosystème urbain

En plus des paramètres caractéristiques d’un écosystème naturel, l’écosystème urbain en possède d’autres telles que les constructions (ex. immeubles, routes, etc.) et infrastructures artificielles (ex. plomberies, installations électriques, etc.) qui jouent sur les bilans énergétiques et de transfert de matières. Les espaces naturels urbains aménagés (arrosages, aires de rétention de crues, etc.). L’évolution des sociétés humaines en ville peuvent notamment être décrites en terme de classes d’âge, de sexe, de catégories socioprofessionnelles, mais aussi en termes de systèmes politiques, économiques, culturels et de valeurs.

Eléments clef du fonctionnement de l’écosystème urbain

Comme dans le cas des écosystèmes naturels, les flux énergétiques et le recyclage des nutriments sont des facteurs importants pour le fonctionnement de l’écosystème urbain. De plus, il est nécessaire de prendre en compte les flux d’informations, les institutions et organisations, les attitudes culturelles et leurs perception. La très forte dépendance énergétique et matérielle des cités vis-à-vis de l’environnement extérieur est la caractéristique la plus importante des écosystèmes urbains. Si la dépense d’énergie est la conséquence de la seule espèce humaine, c’est à une échelle plus importante et par l’intermédiaire de son comportement collectif par l’intermédiaire des s de gouvernance, que sont prises les décisions qui modifieront le cycle des éléments et les flux d’énergie (ex. choix d’un type d’aménagement ou d’un traitement de pollution). Les facteurs sociaux peuvent donc également améliorer les conséquences d’une pollution sur un environnement.

L’empreinte écologique[2]est un outil simple d’utilisation facile à comprendre pour montrer l’étendu de l’impact d’un objet d’étude quelconque, il peut être utilisé à différentes échelles, de l’individu à la ville. Il est donc apparu à Nancy B. Grimm et ses collègues comme l’outil idéal pour l’éducation et la prise de conscience des populations. Cette démarche éducative a été entreprise dans la ville de Phoenix (Arizona, U.S.A.). Les auteurs se sont intéressés aux bilans des masses des éléments des grands cycles biogéochimiques de cette ville. Avec les établissements scolaires de la ville, ils ont pris l’exemple particulier de l’azote pour savoir si Phoenix perdait ou, au contraire, accumulait cet élément. Ils ont ainsi crée une prise de conscience collective du rôle de chacun sur l’environnement et de l’effet d’acte individuel à l’échelle globale de la ville. Cette expérience a généré une dynamique d’implication plus forte des citoyens dans la prise de décisions collectives[3], avec notamment des répercussions positives sur les résultats scolaires des élèves.

L’exemple de la ville de Phœnix montre que les principes de l’écologie peuvent être appliqués aux environnements urbains. Nancy B. Grimm et ses collègues suggèrent désormais d’inclure également les phénomènes sociaux et économiques dans les modèles cherchant à expliquer les flux d’énergie et de matière dans les écosystèmes urbains.

[1] Grimm, N.B. et al. (2003) An ecosystem approach to understanding cities familiar foundation and uncharted frontiers. In Berkowitz A.R., Nilon C. H. & Hollweg K.S., Understanding urban ecosystems: A new frontier for science and education. Springer-Verlag, New York.[2] Voir empreinte écologique sur : http://fr.wikipedia.org/wiki/Empreinte_%C3%A9cologique[3]Voir également l’exemple de Mill creek développé par Spirn, A.W. (2003) Urban ecosystems, city planning, and environmental education: Literature, Precedents, Key Concepts, and Prospects

Dans la vie de tous les jours, pratiquement personne ne considère la ville comme un écosystème, ni même comme une partie indissociable des larges complexes écosystémiques qui englobent et nourrissent les humains et leurs espaces urbanisés. Selon William Rees (2003)(1) l’économie néolibérale est à l’origine de cette cosmologie. Cette représentation du monde reflète un apartheid assumé entre humains et non humains. Elle considère que l’économie – dont les villes, les activités et échanges entre les humains – est un système ouvert et indépendant, c’est-à-dire qui n’a pas d’interdépendance fondamentale avec « l’environnement » périphérique. C’est pourquoi l’étude des villes et de leurs évolutions se limitent bien souvent aux dynamiques des populations humaines, aux dimensions culturelles, aux modes d’organisations spatiales ou encore aux innovations technologiques. En revanche, la perspective de l’économie écologique diffère singulièrement de l’approche néolibérale, car elle considère que l’activité économique est l’expression matérielle des interactions écologiques des humains: l’économie est un sous-système totalement dépendant d’un système fermé et fini (cf. la biosphère). Le flot unidirectionnel de l’énergie est une autre caractéristique importante de cette vision écosystémique de l’économie : du soleil, en passant par la production de biens et services, jusqu’à sa conséquence inévitable, c’est-à-dire la production de déchets et la dissipation d’énergie. Le premier schéma ci-dessous présente la vision néoclassique de la relation entre économie et environnement, le second celle de l’économie écologique (Rees, 2003i).

En outre, l’économie écologique conduit à considérer l’évolution de l’économie d’une toute autre manière, c’est-à-dire comme une machine à consommer et non à produire. L’économie néolibérale s’intéresse uniquement aux « produits » et « services » de « l’activité économique » d’où le fait que « l’environnement », non inclus dans le marché, y soit « externe ». A l’inverse, l’économie écologique s’intéresse essentiellement aux intrants nécessaires à la « consommation économique » ainsi qu’aux flux sortants, c’est-à-dire aux « déchets » (2) issus de processus de dégradation de la matière et de l’énergie par les humains et leurs systèmes industriels. Ces derniers, à l’inverse des organismes autotrophes tels que les plantes (cf. qui n’ont besoin que d’énergie et d’éléments simples pour produire de la biomasse en grande quantité), sont en effet des organismes vivants hétérotrophes, des consommateurs primaires. En d’autres termes, une vision des systèmes urbains sous l’angle de l’économie écologique conduit à repenser l’évaluation des choix et modes de développement, notamment en termes d’efficience énergétique et d’utilisation de ressources naturelles et renouvelables. Les villes sont des structures d’accumulation de ressources avec des impacts non négligeables sur les écosystèmes qui les leur fournissent : les systèmes urbains croissent en consommant plus d’énergie et de matériaux qu’ils n’en produisent. Si les villes peuvent être considérées comme composantes d’écosystèmes complexes essentiels aux populations humaines, elles ne sont pas pour autant des écosystèmes auto-suffisants. Leurs empreintes écologiques, au-delà des débats sur la notion de capacité de charge (3), permettent d’illustrer la forte interdépendance par rapport aux espaces non-urbanisés d’où elles puisent l’essentiel de leurs ressources (ex. produits alimentaires, matériaux de construction, etc.). A titre d’exemple, il a été évalué que si les habitants de la ville de Vancouver avaient une empreinte politique de 114km2, leur empreinte écologique s’étendait sur 181 260km2. On parle alors de déficit écologique des villes, car la balance des échanges en termes de ressources de toutes sortes est clairement en leurs faveurs.Les interdépendances entre espaces urbanisés et non-urbanisés doivent changer de nature, vers des relations mutualistes. Dans l’optique de réconcilier la ville avec la « nature », ou du moins les espaces non-urbanisés, il convient de se poser un certain nombre de questions :

• Quels avantages ou opportunités stratégiques sont liés à la ville par rapport à la survie des écosystèmes et de l’écosphère ?
• Quels changements sont nécessaires en termes de distribution spatiale des populations humaines ? Quels nouveaux modes de consommation, de déplacements, de travail, de vie choisir?
• Vers le règne de l’éco-efficience au sein de villes autopoïétiques (4)

(1) Rees W.E. (2003). Understanding urban ecosystems: An ecological economics perspective. In Berkowitz A.R., Nilon C. H. & Hollweg K.S., Understanding urban ecosystems: A new frontier for science and education. Springer-Verlag, New York.

(2) Le terme de « by-products » usité en anglais semble plus approprié, car il ne possède pas de connotation péjorative.

(3) C’est un « concept quantitatif qui présume des limites, souvent difficile à définir, de la capacité des écosystèmes naturels à soutenir un accroissement constant de la consommation des ressources et de la pollution. Les facteurs clés comprennent la population, la densité démographique, l’affluence et la technologie « y compris la capacité d’augmenter la capacité de charge ». Les menaces ont surtout trait aux taux d’épuisement des ressources renouvelables et non renouvelables et à l’accumulation des polluants dans l’environnement » ; http://www.ec.gc.ca/epr/default.asp?lang=Fr&n=BB51A1CA-1#capaci

(4) Selon Varela, « un système autopoïétique est organisé comme un réseau de processus de production de composants qui a) régénèrent continuellement par leurs transformations et leurs interactions le réseau qui les a produits, et qui b) constituent le système en tant qu’unité concrète dans l’espace où il existe, en spécifiant le domaine topologique où il se réalise comme réseau » ; http://fr.wikipedia.org/wiki/Autopo%C3%AF%C3%A8se