réduire la pollution azotée : les choix préalables d'une politique publique

• par François Bel, Anne Lacroix, Amédée Mollard et Emmanuelle Regairaz
  INRA/R & A, université Pierre-Mendès-France, BP 47X, 38040 Grenoble cedex 09
  bel@grenoble.inra.fr,lacroix@grenoble.inra.fr,mollard@grenoble.inra.fr

1. Impact environnemental des pratiques agricoles actuelles
2. Analyse coût-efficacité des programmes de réduction des pollutions nitriques
3. Choisir les objectifs de la politique publique
4. La politique agricole contre la politique environnementale ?
En conclusion

Modalités de calcul de l'indicateur des émissions polluantes d'origine agricole (encadré)
Références bibliographiques

Depuis quelques mois, la commission " Eau-Agriculture ", réunie à l'initiative des ministères de l'Agriculture et de l'Environnement, réfléchit (1), entre autres, à la configuration possible d'une politique de réduction de la pollution nitrique d'origine agricole, qui serait mise en œuvre par un " agent régulateur " : l'État dans le cadre de la fiscalité écologique (taxe générale sur les activités polluantes) ou les agences de l'eau par le biais de leur système " redevance-pollution/aides à la dépollution ". Pour l'heure, cette commission préconise de " taxer les excédents d'azote sur la base d'un bilan azoté global, établi au niveau de l'exploitation à partir des éléments comptables "(2). Cependant, elle manifeste deux craintes à l'égard de ce dispositif :
- l'assiette choisie, les excédents d'azote, bien que considérée comme la meilleure possible du point de vue de l'équité et des résultats attendus sur l'environnement, risque d'engendrer un système complexe et coûteux à mettre en œuvre ;
- l'efficacité environnementale de ce dispositif pourrait s'avérer insuffisante et des incitations complémentaires à la taxe ou redevance devraient être envisagées afin d'encourager d'autres modifications des pratiques culturales que la simple réduction des apports azotés.
Cet article, qui alimente en partie le débat mené au sein de cette commission, montre qu'il est possible de surmonter les deux difficultés pointées ci-dessus et, plus globalement, recense les différents arbitrages qui devront être effectués afin de définir une politique publique de réduction de la pollution. Dans cette optique, il répond à quatre grandes questions qui constituent les parties de l'exposé :
- quel est l'impact sur la qualité de l'eau des pratiques agricoles actuelles ? Quelle est l'origine exacte de la pollution et comment la mesurer ?
- quelle est l'efficacité environnementale et quel est le coût des solutions techniques existantes pour réduire cette
pollution ?
- quels sont les choix majeurs à effectuer pour définir une politique publique de réduction de ces pollutions, en termes d'objectif environnemental, de population-cible et de niveau de régulation ?
- quelle est la compatibilité de cette politique environnementale avec la Politique agricole commune, en particulier avec les critères d'attribution des primes PAC ?
Les réponses que nous apportons à ces questions s'appuient sur une recherche réalisée pendant quatre années, en collaboration interdisciplinaire très étroite avec des agronomes et des hydrologues (3) (Bel et al., 1995 ; Mollard, 1997 ; Mollard, Vachaud, 1998). Le site étudié est la plaine de Bièvre-Liers (région de La Côte-Saint-André, Isère) qui s'étend sur environ 300 km2 au nord-ouest de Grenoble. L'agriculture y est l'activité économique dominante et représente le noyau dur de la production intensive et commerciale du département. Grâce aux apports conjoints des hydrologues et des agronomes, il est possible de connaître assez précisément l'impact environnemental et économique de différents programmes préventifs de réduction des pollutions diffuses par les nitrates, aussi bien au niveau de l'ensemble du bassin d'alimentation que pour chaque producteur individuel. L'avancement de la recherche permet donc de tester une situation dans laquelle l'agent régulateur connaît très bien l'hétérogénéité des entreprises par rapport aux pollutions émises et donc les conséquences précises pour chaque agent privé de différentes politiques publiques envisageables.

[R] 1. Impact environnemental des pratiques agricoles actuelles

Dans cette partie, nous mettons en évidence les différents facteurs qui contribuent à la pollution nitrique de l'eau, puis nous montrons comment construire un indicateur permettant d'évaluer la pollution émise par les différentes exploitations ; enfin, à l'aide de cet indicateur, nous évaluons l'impact environnemental des pratiques agricoles des agriculteurs de la plaine de Bièvre-Liers.
Des systèmes polluants
Un bilan général de l'apport des hydrologues et des agronomes sur les origines de la pollution de l'eau par les nitrates (Mollard et al., 1998) met en évidence que cette pollution ne peut être considérée comme une fonction des seules quantités d'engrais minéraux et organiques utilisées par les agriculteurs.
Classiquement, trois ensembles de facteurs sont distingués : les facteurs climatologiques (importance et répartition temporelle des précipitations, températures, évapotranspiration...) ; les facteurs agrologiques (propriétés physico-chimiques, hydrodynamiques et microbiologiques des sols) et les facteurs agronomiques (type de culture, rotations culturales, travaux culturaux, pratiques de fertilisation, couverture végétale, profondeur d'enracinement...). En somme, le transfert des nitrates dans les sols résulte d'un grand nombre de facteurs interdépendants et les conditions de leur interaction peuvent conduire à des situations plus ou moins favorables à la lixiviation des nitrates. Ainsi, selon certains travaux d'agronomes (Addiscott et al., 1991 ; Mary, 1992), les niveaux élevés de pollution nitrique observés aujourd'hui résulteraient d'un accroissement de la capacité de minéralisation des sols sous l'effet cumulatif de pratiques culturales intensives ; leur réversibilité n'est donc ni spontanée, ni immédiate.
En définitive, contrairement aux explications les plus courantes, l'origine de la pollution par les nitrates ne réside pas dans un seul facteur : les excès d'apports en azote ; ce sont plutôt les interactions entre différents facteurs qui expliquent le phénomène observé, aussi convient-il mieux de parler de " système polluant ".
C'est ce qu'ont mis clairement en évidence les mesures effectuées en 1991, 1992 et 1993 conjointement par les hydrologues et les agronomes sur une parcelle expérimentale du site de La Côte-Saint-André. Au cours de la première campagne, la dose de fertilisants appliquée sur cette parcelle de maïs a été équivalente aux pratiques habituelles des agriculteurs (260 kg/ha d'azote en un seul apport). Au cours des deuxième et troisième campagnes, les apports ont été réduits de près de 40% et fractionnés (160 et 140 kg/ha d'azote en deux fois). Les mesures permettaient de distinguer les reliquats d'azote total et d'azote provenant uniquement des engrais minéraux (15N). Le lessivage d'azote nitrique sous les racines après la récolte (période début octobre à fin février) a été évalué à 150 kg de N-NO3 en 1991, dont près de 50 kg provenant des engrais, à 70 et 80 kg de N-NO3 en 1992 et 1993, avec des fuites négligeables en provenance des engrais (Normand, 1996 ; fig. 1, ci-dessous). La forte réduction du niveau de fertilisation (de 38,5 à 46%) a donc permis une diminution de moitié des pertes de N-NO3, ce qui est très important. Mais l'azote qui provient du sol représente encore, compte tenu des quantités d'eau drainée en 1992 et 1993, une concentration potentielle de 65 à 75 mg de nitrates par litre d'eau, concentration nettement supérieure à la norme maximale admise par l'Union européenne.

Figure 1. Lessivage cumulé d'azote nitrique au-delà de la zone racinaire
Partition entre N-NO3 total (cercles noirs) et N-NO3 provenant de l'engrais (marqué : 15N, cercles blancs)
Site maïs 15N en 1991, 1992 et 1993 ; site maïs en 1994.
En ordonnées : le lessivage (en kg/ha de N-NO3) ; en abscisse, le temps (juillet, août, septembre, octobre).

De ces observations, on déduit aisément qu'une taxe sur les apports d'azote aurait des effets limités sur la pollution. En outre, pour que cette taxe joue son rôle, il faut que la demande d'engrais soit sensible à la variation du prix de celui-ci (notion d'élasticité-prix). Or, cette question est fortement controversée. Si certaines études font état d'une élasticité élevée et croissante avec le temps (4), d'autres, réalisées à l'étranger, sont beaucoup moins optimistes, au moins à court terme (England, 1986 ; Rude et Dubgaard, 1989). Ces écarts de résultats tiennent pour une grande part aux hypothèses, parfois très lourdes, qui ont été formulées (5). Même si on admettait une élasticité-prix de la demande d'engrais suffisamment significative, une taxe sur les intrants azotés pourrait permettre de réduire les fuites d'azote, notamment en encourageant la substitution de l'azote organique à l'azote acheté et en résorbant les inefficacités productives, mais à condition qu'elle soit élevée. Toutefois, même dans cette hypothèse, cette taxe ne pourrait pas, à elle seule, parvenir à diminuer les fuites d'azote dans des proportions suffisantes pour préserver la qualité de l'eau : un doublement du prix de l'engrais ne se traduirait que par une diminution d'environ 20% des quantités consommées (Le Roch, Mollard, 1996). Dans la suite du papier, nous rechercherons donc la possibilité d'élargir l'assiette de taxation au-delà des seuls achats d'engrais, pour envisager des instruments d'intervention plus complexes et plus appropriés sur les " systèmes polluants "(6). Pour ce faire, il faut élaborer un indicateur de pollution qui permette d'apprécier l'impact environnemental des pratiques culturales actuelles et donc l'ampleur des modifications à envisager.
Quel indicateur de pollution ?
En matière de pollutions diffuses, la qualité observée d'une ressource ne correspond pas nécessairement aux émissions de polluants. Cela est vrai par exemple pour la pollution atmosphérique ou pour la pollution diffuse de l'eau. En fait, il faut distinguer soigneusement deux niveaux (Kneese, 1973 ; Braden et Segerson, 1993) :
- d'une part, un niveau observé de " pollution ambiante " (e) dans la ressource considérée, et un objectif de réduction de cette pollution défini par rapport à une "norme ambiante" (e*<= e). Dans le cas de l'eau, pollution ambiante et norme ambiante se mesurent par la concentration d'un polluant donné dans la ressource, par exemple des milligrammes de nitrates dans des litres d'eau (mg/l de NO₃). Si l'observation et la mesure d'une valeur excessive de e déclenche une politique correctrice, le passage de e à e*, en revanche, n'est pas toujours immédiatement observable car il nécessite de prendre en compte les délais de transfert ;
- d'autre part, un niveau d'" émission polluante " (x) représentant le flux initial de pollution avant transfert, supposé être à l'origine de la pollution ambiante (e), et sur lequel va porter l'effort de réduction de la pollution. Dans le cas de la pollution azotée, l'indicateur retenu est calculé à partir des reliquats d'azote sous le système racinaire ; il est exprimé en kg d'azote à l'hectare.
La relation entre pollution ambiante et émission polluante est définie par une fonction de transfert :

e = f [x (E), t]

dans laquelle e est la concentration terminale de polluants dans la ressource, x le flux initial d'émissions polluantes qui peut être observé ou estimé, e un facteur aléatoire qui fait varier x, principalement selon les conditions pédo-climatiques (température, pluviométrie, processus biochimiques des sols) et t le délai de transfert des émissions polluantes vers la ressource. Dans le cas des pollutions diffuses de l'eau, il n'est pas possible a priori de désagréger x selon les différentes sources de pollution. Tout au plus peut-on distinguer xa, xi, et xd pour différencier les pollutions d'origines agricole, industrielle ou domestique.
La question qui se pose alors est de savoir si l'on peut définir un niveau souhaitable d'émissions polluantes x*< x , c'est-à-dire une norme d'émissions polluantes admissibles, telle que l'on atteigne la norme ambiante e* (50 ou 25 mg de nitrates par litre d'eau selon la directive européenne) au terme du délai de transfert t , compte tenu du facteur aléatoire e :

f [x*(E), t] £ e*

Le temps de transfert t
Selon les hydrologues, les délais de transfert des émissions de la zone racinaire vers les nappes présentent une très grande variabilité, fonction de deux facteurs principaux : profondeur de la ressource, volume de recharge de la nappe d'eau relativement au stock lui-même... (Mollard et al., 1998). En somme, les caractéristiques de la ressource en eau vont différencier les temporalités de transfert des polluants vers l'aquifère, en jouant un rôle de tampon entre les pollutions émises sous la zone racinaire et la concrétisation de cette pollution dans la ressource proprement dite. Mais il est généralement admis que tous les nitrates ayant quitté la zone racinaire se retrouveront tôt ou tard à la nappe, aux rares phénomènes de dénitrification naturelle près (nappes captives). Donc, si l'on se situe dans une perspective de long terme, le délai de transfert t peut alors être négligé ; on est donc ramené à :

e_1+n " f [x (E)]

La variable aléatoire e
Selon les agronomes (Sebillotte, Meynard, 1990), le facteur aléatoire dépend de trois ensembles de facteurs : la nature des sols qui détermine le taux de minéralisation (structures physico-chimique, microbiologie, hydrodynamique), la température qui conditionne l'importance de la minéralisation, et la pluviométrie (répartition et importance des précipitations) qui fait varier le drainage.
Face à l'aléa propre aux pollutions diffuses, l'économiste a la faculté d'introduire un raisonnement probabiliste (Shortle et Dunn, 1986 ; Segerson, 1988 ; McSweeny et Shortle, 1990) ou de retenir les conditions les plus défavorables en s'appuyant sur le principe de précaution. Nous avons opté pour la seconde solution, en estimant, au nom du principe de précaution, que le risque maximal en terme de lixiviation des nitrates et donc de pollution ne devait pas dépasser la norme admise. La fonction de transfert peut alors éliminer le facteur aléatoire et devient donc :

e _1+n < = x^Max

L'indicateur de d'émissions polluantes x^Max
Précisons tout d'abord que les émissions industrielles (x_i) et domestiques (x_d) d'azote peuvent être assimilées à des pollutions ponctuelles et ne posent pas de problème particulier d'évaluation. En ce qui concerne xa,, nous adoptons le raisonnement en termes de " systèmes polluants " exposé ci-dessus : le niveau d'émissions polluantes est fonction non seulement de la quantité d'engrais azotés consommée, mais beaucoup plus largement d'interactions entre type de cultures, successions culturales, pratiques cumulées de fertilisation, notamment l'importance des effluents d'élevage… (en cela, nous rejoignons d'autres économistes : Moxey et White, 1994 ; Pan et Hodge, 1994 ; Vatn et al., 1997). C'est donc selon cette orientation que nous avons mis au point un indicateur d'émissions polluantes agricoles exprimé en kilogrammes d'azote par hectare sous le système racinaire et calculé pour les conditions pédo-climatiques les plus risquées (pour les modalités de calcul, voir l'encadré ci-après).
L'indicateur des émissions polluantes totales (x^Max) n'a donc plus qu'un lien relâché avec la pollution ambiante de la ressource (e). Sa correspondance avec la concentration potentielle en nitrates dans la nappe peut cependant être approximée en tenant compte de la conversion de N en NO₃ et de la lame drainante observée en moyenne sur l'année. Dans la mesure où il peut être désagrégé et donc permettre d'évaluer la contribution de chaque agent à la pollution, il pourrait servir d'assiette à un instrument de régulation des pollutions agricoles. Cet indicateur, bien qu'il repose sur une méthode de bilan de l'azote tout comme celui proposé par la commission " Eau-Agriculture ", prend en compte les conditions pédo-climatiques locales ; il est donc plus précis mais, surtout, ouvre la possibilité d'une gestion localisée de la ressource en eau.
Application au site de La Côte-Saint-André
Grâce à une base de données presque ex-haustive des exploitations du site de La-Côte-Saint-André (807 exploitations dans la base, cultivant 25 500 ha sur un total de 29 900), constituée à partir des dé-clarations PAC (7) 1994 et 1995, nous avons pu évaluer l'indicateur d'émissions polluantes x_a pour chacune des exploitations. Évaluées pour les pratiques de fer-tilisation les plus courantes, les fuites d'azote des exploitations sont estimées, en moyenne, à 54 kg par hectare. La quasi-totalité des ex-ploitations (90%) se situent au-dessus du seuil critique de 34 kg/ha qui équivaut, sur ce site, à la norme euro-péenne de concentration des nitrates dans l'eau potable (50 mg de NO₃/l) (8). Il y a donc à la fois une gé-néralité des situations à risques et une hétérogénéité des niveaux absolus d'émissions polluantes (coef-ficient de variation de 30 %, min. = 8 kg, max. = 118, 4 kg).
La principale variable explicative de cette distribution est l'importance des cultures de printemps : la corrélation du niveau d'émissions polluantes et la part des cultures de printemps dans la surface totale est forte (R²=59%) pour l'ensemble des exploitations ; pour les seules exploitations d'élevage, si on tient compte, en plus, de la pression du cheptel (unités de gros bétail / ha), on obtient un R² égal à 68,5%. Au total, le niveau de pollution de chaque ex-ploitation est largement déterminé par sa struc-ture de production : présence ou absence d'éle-vage, chargement en UGB/ha, importance des cultures de printemps, du maïs irrigué…
Les fuites d'azote imputables à l'ensemble de l'activité agricole de la plaine de Bièvre-Liers peuvent être estimées à 1 610 tonnes d'azote par an. Les émissions polluantes émises par les activités domestique, industrielle et celles liées à la forêt ont été évaluées à 303 tonnes d'azote par an, soit seulement 16 % de l'ensemble (Mollard, Vachaud, 1998). Au total, on peut donc considérer que ces fuites d'azote correspondent à une concentration moyenne de la recharge de la nappe de 64 mg de nitrates par litre d'eau (1 914 tonnes d'azote pour 132,7 millions de m3 d'eau). Cette évaluation de la concentration potentielle de la nappe en NO₃ est assez élevée puisqu'elle dépasse nettement la norme de potabilité de 50 mg/l et qu'elle représente le double des concentrations en nitrates constatées actuellement dans la partie inférieure de la nappe de la plaine de Bièvre-Liers, où est prélevée l'eau potable. En effet, selon les données DDASS concernant 22 captages en 1995, la concentration moyenne s'élevait à 32,5 mg/l, avec une grande variabilité selon les captages (16 à 48 mg/l).
Autrement dit, en reprenant les variables précédentes, aujourd'hui e est égal à 32,5 mg/l ; mais à l'horizon t, e est susceptible de prendre la valeur estimée de x ^Max, soit 64 mg/l. On cherche donc les scénarios techniques susceptibles de réduire rapidement x Max dans une fourchette 25mg < = x*^Max< 50 mg, de telle sorte que l'on soit certain que e* soit inférieur ou égal à la norme à l'horizon de transfert.

Tableau I. Typologie des exploitations de la plaine de Bièvre-Liers selon leur niveau d'émissions polluantes

Classes d'émissions polluantes (en kg/ha d'azote)	Nombre d'exploitations	SAU moyenne par exploitation	%d'exploitations avec élevage	UGB par expl. avec élevage	% de maïs dans la SAU
<17 17-34 34-50 50-70 70-90 90-120	13 65 145 424 140 20	26,7 24,5 29,1 34,8 28,7 9,6	31 48 47 36 27 20	34,5 25,4 21,4 28,9 33,9 54,5	35 10,1 12,9 18,7 42,5 75,6
Moyenne eto 54+-16?04	Total=807	31,1	37	27,8	20,5

Sources: base de donnée 95 INRA/R&A, INRA-Laon, ISARA; SAU: surface agricole utile; UGB: unité gros bétail.

[R] 2. Analyse coût-efficacité des programmes de réduction des pollutions nitriques

Quelles solutions techniques ?
Les recherches des agronomes débouchent sur un grand nombre de solutions possibles pour réduire les risques de pollution azotée (Lacroix, 1995). La majeure partie de leurs recommandations touche directement à la gestion de l'azote et de l'interculture.
Mieux gérer l'azote est une proposition apparemment banale qui consiste à tenir compte de toutes les sources d'azote (apportées ou non) pour ajuster la fertilisation en fonction d'un rendement-objectif raisonnable. Elle se révèle complexe à appliquer et d'une efficacité limitée, compte tenu de l'accroissement cumulatif de la minéralisation des sols consécutif à l'intensification des agrosystèmes (cf ci-dessus). La gestion de l'interculture est donc complémentaire, notamment grâce à l'implantation de cultures intermédiaires pièges à nitrates avant les cultures de printemps.
Des solutions plus radicales fondées sur une révision des itinéraires techniques dans le sens d'une extensification et d'un aménagement adapté de l'espace commencent à voir le jour. Cela consiste à modifier les itinéraires techniques et culturaux, par exemple à diversifier les productions ou à réduire de manière drastique les niveaux de fertilisation et les consommations d'intrants, en acceptant des objectifs de rendement inférieurs aux potentialités agricoles. On peut aussi, à plus long terme, réaménager les espaces à risques : protection des périmètres de captages, mise en jachère de parcelles présentant un intérêt environnemental, voire gestion coordonnée de quotas de cultures polluantes.
Au total, deux voies sont donc proposées pour réduire les pollutions agricoles : la première, qui consiste à mieux gérer l'azote et l'interculture, est applicable immédiatement et peut être proposée sous forme de programmes opérationnels aux agriculteurs ; la seconde s'inscrit dans une perspective de plus long terme et nécessite des délais et des coûts de développement pour se mettre en place. Parmi ces différents scénarios techniques, seuls les plus simples à mettre en œuvre ont été expérimentés en 1995 et 1996 sur des exploitations " volontaires " du site de La Côte-Saint-André par les agronomes de l'INRA de Laon (Aisne) et de l'ISARA de Lyon. Leur faisabilité technique et économique et leur impact sur la réduction des pollutions ont été testés sur 20 exploitations agricoles, conduisant à définir trois programmes préventifs comme base possible d'une politique publique de la qualité de l'eau souterraine :
- le programme FARM (" fertilisation ajustée sur le rendement moyen ") consiste à la fois à limiter les objectifs de rendement à la moyenne des 5 dernières années et à optimiser la fertilisation azotée, y compris la gestion des effluents d'élevage, par rapport à cet objectif. C'est le scénario de base minimal qui doit être appliqué à toute entreprise pour réduire les pratiques de surfertilisation dans la mesure où son coût économique s'avère modéré ;
- le programme FARM + CIPAN cumule le précédent avec la mise en place systématique de " cultures intermédiaires pièges à nitrates " avant les cultures de printemps et une meilleure gestion des résidus de récolte (broyage/enfouissement des cannes de maïs). Il consiste donc à réduire les fuites d'azote pendant l'interculture. Il induit des contraintes techniques et de travail notables qui se répercutent plus fortement sur les coûts des entreprises ;
- le programme DISC est ciblé sur la " diversification des systèmes de cultures ". Il est plus complexe à mettre en œuvre que les deux précédents, et donc plus difficile à expérimenter. En effet il nécessite une modification importante des structures de production avec une réduction des cultures de printemps, notamment de la culture du maïs et, éventuellement, l'introduction de prairies en cas d'élevage. C'est un scénario certainement coûteux mais qui pourrait garantir une réduction durable de la pollution azotée. Son impact technique et économique est encore insuffisamment évalué.
Quelle efficacité environnementale et quel coût pour les programmes envisagés ?
L'analyse coût-efficacité nous permet de rechercher quelles performances les programmes définis ci-dessus permettent d'atteindre en terme de réduction des émissions polluantes et de coûts. Sous l'hypothèse d'émissions non agricoles constantes, nous avons donc simulé, pour l'ensemble du bassin d'alimentation, l'impact global des deux programmes les mieux référencés (FARM et FARM+CIPAN) (9). Il s'agit bien d'une simulation, c'est-à-dire que les entreprises sont supposées capables d'adopter sans difficulté les solutions techniques envisagées et que leur efficacité est censée être maximale sans délai, ce qui, dans la réalité, nécessiterait la mise en œuvre d'un système d'incitations.
Quels coûts sont pris en compte ? Ce sont seulement les coûts directs entraînés pour les entreprises lorsqu'elles mettent en œuvre l'un ou l'autre des programmes de réduction de pollution. Pour le programme FARM, il s'agit principalement de pertes de recettes liées à une baisse des rendements, déduction faite des économies réalisées sur les engrais. Pour le programme FARM+CIPAN, s'ajoutent aux coûts précédents les coûts d'implantation (et d'enfouissement) des cultures intermédiaires (semences, matériel et travail). Du fait que le travail supplémentaire doit être mobilisé en période de pointe, on ne peut pas admettre l'hypothèse du coût marginal du travail familial nul. Le travail nécessaire a donc été valorisé au coût de l'heure salariée. Ce poste est l'élément explicatif majeur de la différence de coûts entre les deux programmes considérés.
Par contre, à ce stade de la recherche, les coûts de l'agent régulateur - information, contrôle, coûts administratifs - ne sont pas pris en compte, alors qu'ils peuvent être déterminants dans le choix de l'un ou l'autre des programmes (Russell et Shogren, 1993). On sait cependant deux choses à leur sujet :
- l'information nécessaire pour évaluer les émissions polluantes des exploitations et le coût des programmes existe déjà en grande partie. Sa mobilisation n'entraînerait donc qu'un coût marginal faible. Les émissions polluantes peuvent être évaluées, pour l'essentiel, à partir des données annuelles recueillies par les DDAF pour l'application de la PAC ; ces données sont disponibles pour la grande majorité des exploitations françaises et sont d'ores et déjà centralisées, ce qui n'est pas le cas des données comptables, nécessaires au calcul de bilan azoté global, tel qu'il est préconisé par la commission " Eau-Agriculture ". Les aspects économiques peuvent être évalués forfaitairement par le canal des données comptables d'entreprises-types ;
- le contrôle du programme FARM, dont l'essentiel est une réduction de fertilisation, peut être effectué via des mesures de reliquat d'azote dans le sol après récolte ; un contrôle systématique serait très difficile à réaliser, sauf à des coûts élevés. Par contre, la matérialité de l'implantation des cultures intermédiaires est facile à constater et entraînerait donc des coûts supplémentaires de contrôle assez faibles dans le cas de FARM + CIPAN.
En s'en tenant aux coûts directs, on obtient les résultats suivants (tab. II, ci-dessous) :

Tableau II. Analyse coût-efficacité comparée de deux programmes préventifs

Source : base de données 95 INRA/R&A
Au stade actuel de la recherche, on dispose donc d'une analyse coût-efficacité des programmes de réduction des pollutions, mais ceci ne constitue encore qu'un référent général pour une politique publique. Pour définir plus précisément celle-ci, il faut encore procéder à différents arbitrages, notamment pour cibler les objectifs à atteindre et élaborer les modalités pour atteindre ceux-ci.

[R] 3. Choisir les objectifs de la politique publique

Ces choix portent principalement sur l'objectif de qualité environnementale à atteindre, sur la délimitation de la population d'entreprises qui doit réduire ses émissions (domaine de régulation) et la question de la cible à privilégier : les entreprises qui polluent le plus ou celles dont le coût de réduction des émissions est le plus faible.
L'objectif environnemental
Si l'on s'en tient à une analyse coût-efficacité classique et sans tenir compte des différences dans les coûts de contrôle et d'information, il ne fait pas de doute que le programme FARM est le plus efficace et doit être adopté. En effet, il permet a priori de garantir, en moyenne, le respect de la norme de potabilité de 50 mg/l pour un coût unitaire d'abattement plus faible que le programme FARM + CIPAN. Cependant deux nuances doivent être prises en compte par l'agent
régulateur :
- le programme FARM n'atteint la norme qu'en moyenne et il ne garantit pas que la totalité des captages respectent la norme de potabilité. En effet, la variabilité constatée actuellement selon les captages (de 16 à 48 mg/l) ou selon les communes est telle que la concentration moyenne de l'ensemble du bassin d'alimentation devrait plutôt avoisiner 35 mg/l pour que soit éliminé tout risque de dépassement de la norme dans les captages les plus pollués ;
- mais, en outre, l'application de ce programme serait paradoxale puisque, tout en réduisant les émissions polluantes actuelles de 37%, il aboutirait néanmoins à une dégradation importante de la qualité de l'eau potable (44 mg/l) par rapport à celle qui est constatée dans les captages aujourd'hui (32,5 mg/l). Autrement dit, une dépense annuelle de 3 490 000 F (env. 532 000 €) se traduirait par un coût global plus de deux fois plus élevé. Certes, ce peut être le prix de l'aversion pour le risque, car une concentration moyenne de 27 mg/l garantit avec certitude d'atteindre la norme de potabilité dans tous les captages et permet même d'améliorer la qualité actuelle de l'eau potable. Mais, en passant de FARM à FARM + CIPAN, l'accroissement des coûts est plus que proportionnel aux gains de qualité prévisibles, ce que traduit bien l'augmentation du coût unitaire d'abattement de 7 F à 9 F (env. 1 à 1,4 €).
Entre ces deux solutions alternatives, FARM moins coûteux mais peut-être insuffisamment efficace et FARM + CIPAN très efficace mais au prix d'un coût élevé, on peut être tenté de rechercher des solutions intermédiaires à travers une application progressive ou partielle de ces programmes.
Si l'agent régulateur recherche un objectif de qualité intermédiaire, alors il doit inévitablement aller au-delà du programme FARM et opter pour une application partielle et différenciée du programme FARM + CIPAN. Dans cette perspective, il existe au moins un objectif pertinent, celui de la préservation de la qualité actuelle de l'eau potable. Cet objectif permettrait de contenir la progression de la concentration en nitrates dans les captages et de la maintenir à son niveau actuel (soit 32,5 mg/l) ; il garantit en outre que la norme de potabilité de 50 mg/l ne puisse jamais être dépassée dans l'un ou l'autre des captages. Si cet objectif était retenu, il faudrait alors que le critère de sélection des exploitations pour l'application partielle du programme soit défini, ce qui implique d'ériger une frontière plus ou moins arbitraire et contestable entre les agents pollueurs. Nous traitons ce problème plus loin.
Au total, différents objectifs de réduction des pollutions diffuses peuvent être retenus. Mais, en l'absence d'une évaluation du gain de bien-être pour les usagers d'une amélioration de la qualité de l'eau, une classique analyse coût-bénéfice est impossible à réaliser et le choix entre ces différents objectifs environnementaux reste indéterminé pour l'économiste. L'arbitrage est donc renvoyé dans le champ du politique et le rôle de l'économiste se limite à mettre en évidence les implications économiques d'un tel arbitrage.
La population-cible
Pour un objectif donné, quel qu'il soit, le régulateur se doit de choisir une population-cible, c'est-à-dire de définir le " domaine de régulation " : il peut privilégier un programme modéré, appliqué à tous les agents ou au contraire un programme ambitieux, appliqué seulement à une partie d'entre eux.
Les arguments ne manquent pas pour justifier le premier choix : l'interdépendance des agents face au caractère diffus et indivisible des pollutions, la possibilité de résorber aisément les inefficacités les plus générales et les plus criantes et la difficulté de définir des critères de sélection indiscutables entre les agents. Inversement, un choix plus sélectif permet d'agir avec la plus grande efficacité économique possible ou de la manière la plus juste possible en direction d'une population-cible très restreinte, qui serait plus facile à " réguler " et qui minimiserait les coûts d'information et de contrôle.
On peut illustrer les incidences d'un tel choix dans le cas de la plaine de Bièvre-Liers. Supposons que l'objectif de réduction des émissions polluantes agricoles soit de 34 kg/ha d'azote, de manière à atteindre une concentration moyenne de 44 mg/l de NO₃ sur l'ensemble du bassin versant. Deux solutions permettent de l'atteindre :
- le programme FARM appliqué à toutes les exploitations, avec un objectif moyen de réduction des émissions polluantes ; dans le cas analysé, un tel choix est légitimé par le fait que plus de 90% de entreprises sont au-dessus du seuil admissible d'émissions polluantes ;
- le programme FARM + CIPAN appliqué à une population plus restreinte, en privilégiant les entreprises qui ont le coût d'abattement le plus faible et en leur appliquant le programme par ordre de coût décroissant jusqu'à ce que l'objectif visé soit atteint.

Tableau III. Coûts comparés de deux programmes pour un objectif de 44 mg/l de NO₃

Source : base de données 95 INRA/R&A
Les résultats comparés de ces deux solutions (tab. III, ci-dessus) permettent de tirer quelques enseignements :
- par rapport à l'ensemble des entreprises visées par le programme FARM, la population régulée est réduite de plus de moitié dans le cas du programme partiel (47%). Ceci a nécessairement des conséquences favorables sur les coûts de régulation et de contrôle. Mais, en contrepartie, il faut que le critère de sélection retenu soit viable et socialement évident ;
- le coût global de ces deux solutions pour l'ensemble du bassin versant est presque identique. Mais les coûts unitaires, par hectare ou par exploitation, sont très différenciés allant du simple au double. Pour chaque agent, par conséquent, l'incidence de l'une ou l'autre solution est très différente ;
- dans le programme FARM + CIPAN appliqué partiellement, les entreprises polluantes (dont les émissions polluantes sont supérieures à la médiane de 55 kg/ha d'azote) sont relativement épargnées : 42% d'entre elles ne mettent pas en œuvre le programme. Plus précisément, 26% des gros pollueurs (> 64 kg/ha d'azote, 3^e quartile) seraient écartés du programme, du fait de leurs coûts d'abattement élevés ; inversement, 38% des entreprises peu polluantes (< 45 kg/ha d'azote, 1^er quartile) seraient mises à contribution, ce qui peut être contesté au nom du principe d'équité.
Autrement dit, dans ce cas de figure, on met bien en évidence la tension qui existe entre une solution " démocratique " qui rend tout le monde solidaire face à la pollution et qui, de ce fait, est socialement évidente et une solution qui se présente comme inéquitable en faisant supporter, en partie, la charge de réduction de la pollution sur des agents qui n'en sont pas responsables.
Pour atteindre un objectif plus exigeant de préservation de la qualité de l'eau (32,5 mg/l), on est confronté à la même difficulté puisque, là encore, il faut délimiter une population cible et, notamment, arbitrer entre des critères de niveaux de pollution cohérents avec le principe pollueur-payeur, et des critères d'efficacité économique visant à minimiser le coût social des politiques environnementales.
Viser les plus gros pollueurs ou minimiser le coût social ?
La nécessité de cet arbitrage naît du fait que les critères d'équité et d'efficacité ne se superposent pas, c'est-à-dire que les exploitations les plus polluantes ne sont pas les plus performantes pour réduire leur pollution. Il n'existe en effet aucune liaison fonctionnelle, linéaire ou non linéaire (R² maxi = 6% ; h² maxi = 8%), entre niveaux de pollution et coûts d'abattement, appréhendés au niveau des exploitations. Une liaison n'est mise en évidence que dans les classes extrêmes, pour 15% seulement des exploitations : 130 avec FARM et 110 avec FARM + CIPAN. Sur celles-ci, les coûts d'abattement sont plus faibles dans les exploitations les plus polluantes et plus élevés sur les exploitations les moins polluantes.
Cette opposition entre équité et efficacité est classique en économie (Sen, 1987), notamment en économie de l'environnement (Henry, 1990). Ce débat se pose, tant pour le calcul de l'assiette d'une taxe " verte " que pour l'attribution de permis d'émission négociables :
- soit on adopte des critères physiques sur les émissions polluantes en appliquant en priorité les programmes aux entreprises à risques. Ceci revient à pénaliser le dépassement par rapport à une norme soutenable et, au-delà, à préparer un système de taxation sur le niveau de pollution. Un tel choix, cohérent avec le principe pollueur-payeur, a l'avantage de correspondre à une certaine évidence et à un critère éthique ;
- soit on se réfère à des critères d'efficacité économique, en privilégiant les entreprises qui ont les coûts unitaires de réduction de la pollution les plus faibles. Cette option " réaliste ", en faveur du coût social minimum, peut apparaître plus cynique puisqu'elle peut conduire à exclure du programme les entreprises les plus polluantes, dont les coûts d'abattement seraient trop élevés.
Nous avons donc testé ces deux critères dans le cas de la plaine de Bièvre-Liers en appliquant le programme FARM+CIPAN jusqu'à ce qu'il atteigne l'objectif de préservation de la qualité actuelle de l'eau (32,5 mg/l de NO₃). Deux modalités de mise en œuvre du programme sont programmées :
- selon un ordre décroissant d'émissions polluantes, en commençant par les entreprises qui présentent les indices les plus élevés exprimés en kg d'azote résiduels ;
- selon un ordre croissant des coûts, en donnant la priorité aux entreprises qui ont les coûts unitaires d'abattement de la pollution les plus faibles (tab IV, ci-après).
Au niveau global, les coûts respectifs des deux programmes envisagés pour préserver la qualité de l'eau sont peu différents (l'écart est de l'ordre de 5%), c'est à dire que le ratio coût-efficacité est presque identique. Cet écart limité s'explique par le fait que dans l'un et l'autre cas environ les ¾ des entreprises (73% et 78%) sont concernées et que l'on se situe donc dans la zone où les différences s'estompent entre les deux critères de sélection (fig.2, ci-après).

Tableau IV. Coûts comparés de deux programmes pour un objectif de 32,5 mg/ de NO₃

Source : base de données 95 INRA/R&A

Au niveau microéconomique, par contre, les différences sont un peu plus accentuées, que ce soit par hectare ou par entreprise. L'essentiel des entreprises polluantes sont touchées par les deux solutions. Ce n'est pas tout à fait le cas pour les entreprises efficaces (dont le coût d'abattement est inférieur à la médiane, c'est-à-dire < 9,7 F/kg - ou 1,48 €/kg - d'azote abattu) dont près du quart est exclu par le critère du niveau de pollution.

Figure 2. L'arbitrage entre niveau de pollution et coût d'abattement
Analyse coût-efficacité du programme FARM + CIPAN selon deux critères :
pollution (trait continu) et efficacité (trait interrompu).
En ordonnée : coût total (en millions de francs) ; en ordonnée : réduction des émissions (en t d'azote).
Source : base de données 95 INRA/R&A

Au total, il y a un léger avantage pour le programme FARM + CIPAN appliqué selon le critère d'efficacité économique par rapport au critère physique du niveau de pollution. Mais cet avantage est trop limité pour motiver un choix clair de politique publique en sa faveur. D'autres éléments, en effet, pourraient très bien inverser l'avantage, par exemple les coûts d'information et de contrôle, la faisabilité technique ou l'acceptabilité sociale des solutions respectives. Finalement, dans une situation où l'adoption d'un principe d'équité ne coûte pas beaucoup plus cher, le régulateur pourrait opter, sans regrets, pour celui-ci.
Mais il ne faut pas perdre de vue que, pour un objectif de qualité de l'eau moins élevé, le dilemme entre critère d'efficacité et critère d'équité serait plus aigu et qu'un arbitrage devrait s'opérer en faveur de l'un ou l'autre. Nous allons voir qu'il serait possible d'échapper à ce dilemme en cherchant à réguler les exploitations au niveau de leurs systèmes de culture.
Le niveau de régulation : les exploitations ou les systèmes de culture
Dans les simulations que nous venons de présenter, les programmes de réduction des pollutions s'appliquent à toute la surface de chaque exploitation, dès lors que celle-ci répond au critère choisi : niveau de pollution ou d'efficacité économique. Il y a donc un risque d'inefficacité du programme si l'entreprise considérée comprend des parcelles peu polluantes ou des surfaces pour lesquelles les coûts d'abattement sont élevés. Nous allons montrer qu'en prenant mieux en compte l'hétérogénéité des systèmes de cultures au sein des exploitations, on peut réduire très sensiblement cette inefficacité.
En effet, chaque système de culture - défini ici par un type de culture, sa place dans la rotation, l'importance des effluents d'élevage épandus et par la présence ou non de l'irrigation - se caractérise par des émissions polluantes spécifiques (Mollard, Vachaud, 1998). Or, les coûts de réduction de ces émissions sont inversement proportionnels au niveau des émissions elles-mêmes ; autrement dit, il y a une corrélation forte entre émissions polluantes et coût d'abattement au niveau des systèmes de culture, alors que cette liaison n'existait pas au niveau des exploitations.

Figure 3. Relation entre émissions polluantes et coût d'abattement
pour FARM + CIPAN selon les systèmes de culture.
En ordonnée : coût par kg abattu (en francs) ; en abscisse : émissions initiales (en kg).
Source : base de données 95 INRA/R&A

On constate, en effet, qu'avec le programme FARM, le coût d'abattement unitaire varie fortement selon le type de culture sur lequel il est appliqué : faible pour le maïs (des économies sont même observées en maïs irrigué), élevé pour les céréales d'hiver (blé, orge). Cela provient de niveaux de surfertilisation beaucoup plus importants en culture de maïs qu'en céréales d'hiver. On le vérifie tout particulièrement sur les exploitations d'élevage où le maïs apparaît bien souvent comme une " culture poubelle ", car il ne risque pas de baisse de rendement en cas d'excédent d'azote. Au total, avec FARM, le coût d'abattement unitaire est inversement proportionnel au niveau de pollution émis par le système de culture (R² = 0,69).
Avec le programme FARM + CIPAN (fig. 3, ci-dessus), cette corrélation est encore plus nette (R² = 0,79). Cela s'explique par l'efficacité technique supplémentaire de ce programme, par rapport à FARM, pour les systèmes de cultures les plus polluants (pois, maïs irrigué). Les excédents d'azote restants sont en effet éliminés en grande partie par les cultures intermédiaires pièges à nitrates.
Le tableau V (ci-dessous) simule, dans une optique de préservation de la qualité de l'eau, deux modalités de mise en œuvre du programme FARM + CIPAN :
- l'une applique le programme sur toute la superficie de chaque exploitation, en donnant la priorité aux exploitations dont les coûts d'abattement sont les plus faibles ;
- l'autre ne l'applique qu'à une partie de chaque exploitation, en commençant par les systèmes de cultures les plus polluants.

Tableau V.  Analyse coût-efficacité de deux modalités de mise en œuvre du programme FARM + CIPAN

Source : base de données 95 INRA/R&A
La mise en œuvre du programme sur la base des systèmes de culture permettrait de gagner en termes de coût-efficacité. Cependant, elle s'avérerait très compliquée dans la pratique, car elle suppose de distinguer les cultures selon leur mode de conduite et, notamment, selon l'importance des effluents d'élevage qui leur sont apportés. Il convient donc de rechercher une modalité de régulation des pollutions plus facile à mettre en œuvre, plus facile à contrôler et dont les coûts administratifs en seraient donc réduits d'autant. La solution consisterait à appliquer le programme de réduction des pollutions sur les cultures les plus polluantes : par ordre décroissant maïs, pois, colza…(10)
Mais, en ciblant ces cultures qui sont celles pour lesquelles les primes PAC sont les plus élevées, un problème saute aux yeux : des incitations à réduire les émissions polluantes peuvent-elles être efficaces compte tenu des incitations en vigueur via la PAC ?

[R] 4. La politique agricole contre la politique environnementale ?

Répondre à cette question nécessiterait de développer une recherche en tant que telle, qui prenne en compte, notamment, les anticipations des agriculteurs face à différents scénarios de régulation des pollutions : taxe sur les émissions polluantes, subvention à la réduction de ces émissions… qui auraient, bien évidemment, des effets très différents sur l'évolution de leurs marges économiques (11). Pour l'heure, nous voulons simplement montrer que chercher à réguler les pollutions d'origine agricole, sans prendre en compte les modalités d'attribution des primes PAC risque d'être aberrant, car la politique agricole européenne actuelle s'avère " distordante " par rapport à une politique environnementale. Nous mettons, en effet, en évidence une série de liaisons entre primes PAC et niveaux de pollution.
Évolution des facteurs de risques
En l'absence d'un recensement exhaustif de l'occupation du sol après la réforme de la PAC, il est difficile d'évaluer l'incidence de celle-ci sur l'évolution de la pollution émise par l'agriculture. Toutefois, sur la plaine de Bièvre-Liers, on peut noter une nette progression de certains facteurs de risques de pollution depuis le dernier recensement agricole (tab. VI, ci-dessous), progression qui pourrait être mise en relation avec le niveau des primes PAC attribuées aux différentes cultures concernées :
- un très fort accroissement de la culture du pois (12) qui s'avère une culture très polluante dans les conditions actuelles de sa conduite ;
- la poursuite de la progression des cultures de printemps (maïs, pois, tournesol) ;
- l'accélération de l'augmentation de la surface irriguée(13).

Tableau VI. Évaluation de l'évolution des cultures depuis la réforme de la PAC en plaine de Bièvre-Liers

RGA : Recensement général agricole
Au-delà de ces indicateurs généraux, on peut procéder à une analyse plus fine, pour l'année 1995, sur les exploitations de notre base de données.
Des primes proportionnelles aux émissions polluantes
Pour les 807 exploitations, nous constatons une liaison positive entre le montant d'aides perçues dans le cadre de la PAC et le niveau d'émissions polluantes : cette liaison est sensible (R² = 0,42) quand on teste l'ensemble des primes (attribuées aux céréales, oléagineux et protéagineux, aux vaches allaitantes, bovins mâles, ovins et caprins) ; elle s'accentue pour les seules primes aux cultures (R² = 0,46) ; mais, par contre, elle est inexistante avec les primes à l'élevage (R² = 0,03).
Pour les exploitations non soumises au gel des terres (production en céréales, oléagineux et protéagineux < =  92 tonnes), la corrélation entre montant des primes aux cultures et émissions polluantes est encore plus marquée (R² = 0,63). Pour ces exploitations, les primes ne sont pas différenciées selon le type de cultures et primes perçues et pollutions émises varient toutes deux quasi proportionnellement à la surface en céréales, oléagineux et protéagineux (SCOP) ; pour les exploitations qui gèlent des terres, l'attribution de primes aux surfaces en jachère atténue un peu cette liaison.
Pour les exploitations d'élevage, les émissions polluantes sont, là aussi, bien mieux corrélées aux primes attribuées aux cultures qu'à celles à l'élevage (R² = 0,47 contre 0,09). Cependant, le coefficient de détermination reste inférieur à celui des exploitations sans élevage ; en fait, les différences de pression organique (importance des effluents d'élevage) modulent les émissions polluantes sans que le montant des primes varie.

Tableau VII . Primes SCOP et pollution pour différentes catégories d'exploitations

Source : base de données 95 INRA/R&A

Au total, la corrélation entre primes SCOP et niveaux de pollution s'avère forte pour les trois quarts des exploitations (tab. VII, ci-dessus). Ceci montre que, compte tenu de l'existence des primes PAC, l'efficacité d'une politique de réduction des pollutions agricoles resterait limitée. Il ne serait notamment guère possible d'infléchir, dans le bon sens, le choix des cultures par les agriculteurs (programme DISC) tant que les primes PAC favorisent les cultures polluantes. Cette contradiction entre politique environnementale et politique agricole saute encore plus aux yeux lorsque l'on compare les enveloppes financières en jeu de part et d'autre.
Des montants incommensurables
Au total, le montant des aides directes aux cultures et à l'élevage, versées aux exploitations de la plaine de Bièvre-Liers dans le cadre de la PAC, est estimé à 48,863 millions de francs pour l'année 1995. Du fait de la structure de production de ces exploitations, la quasi-totalité de cette enveloppe (94%) est constituée par les primes SCOP. Les aides à l'élevage sont donc minoritaires, alors qu'a priori elles devraient, du fait de leurs modalités d'attribution, encourager une extensification de la production et donc une réduction des émissions polluantes, via une diminution de la pression organique (quantité d'effluents d'élevage à épandre par hectare) (tab. VIII, ci-après).
Ces différents montants sont à comparer avec les coûts des programmes de réduction des pollutions, coûts qui indiquent le montant des incitations à mobiliser pour que ces programmes soient mis en œuvre. Les seules primes SCOP seraient 13 fois plus importantes que les incitations à prévoir pour le programme FARM et représenteraient 5 fois et demi le volume des incitations liées au programme FARM + CIPAN.
Il va donc de soi que les mesures de politique agricole pèseraient davantage sur les stratégies de choix des agriculteurs que les instruments économiques visant à réduire leurs émissions polluantes, tout au moins tels qu'on peut les envisager à partir des résultats de notre recherche.

Tableau VIII. Importance des aides PAC
pour les exploitations de notre base de données sur la plaine de Bièvre-Liers

Source : base de données 95 INRA/R&A

[R] En conclusion

De cette étude, trois groupes de conclusions peuvent être dégagés sur les conditions de mise en œuvre d'une politique de régulation des pollutions diffuses d'origine agricole.
1. Tout d'abord, le choix de l'assiette du système d'incitations s'avère stratégique :
- un système qui se donne les intrants azotés achetés comme assiette a l'avantage de reposer sur une variable connue ; mais son efficacité sera limitée du fait que le lien entre le facteur taxé et l'émission polluante est distendu et que la demande pour ce facteur est insuffisamment élastique par rapport aux prix. Tout au mieux, peut-on en attendre une diminution très limitée de la pollution grâce à la réduction des inefficacités productives les plus criantes ;
- se baser sur un indicateur global des émissions polluantes permettrait vraisemblablement d'atteindre des objectifs de réduction de la pollution plus ambitieux ; mais, ce choix pose d'emblée le problème de la validation et de l'acceptabilité sociale de cet indicateur. Autrement dit, faut-il chercher à approcher au plus près ces émissions polluantes, en mettant au point un indicateur du type de celui que nous avons élaboré ou bien peut-on se contenter de retenir une évaluation grossière des excédents d'azote ?
2. La délimitation du domaine de régulation renvoie à des choix politiques de grande importance :
- réguler l'ensemble des exploitations, en considérant qu'elles participent toutes à la pollution, ou choisir une population cible ;
- si cette seconde option est retenue, quelle cible choisir ? Retenir les exploitations les plus polluantes serait conforme au principe pollueur-payeur, retenir les exploitations les plus efficaces aurait l'avantage de minimiser le coût social de la politique ;
- pour échapper à ce dilemme, la seule solution consiste à réguler, non pas l'exploitation dans sa totalité, mais ses systèmes de culture. Mais, cette solution pourrait ouvrir la voie à des coûts d'information et de gestion du système relativement élevés.
3. Dans tous les cas, la mise en œuvre d'une telle politique pose le problème de la distorsion générée par les modalités d'attribution des primes PAC aux cultures. Une solution de type " double dividende " pourrait être envisagée, par exemple en modifiant la hiérarchie des primes aux cultures en fonction de leurs émissions polluantes, ou bien en conditionnant leur attribution à un changement des pratiques culturales (" éco-conditionnalité "). Dans ce second cas, on peut envisager de n'attribuer les primes que lorsque l'exploitation ou la parcelle est engagée dans un contrat de réduction des intrants ou, simplement, de les supprimer au-delà d'une valeur maximale de l'indicateur d'émissions polluantes.

[R] Modalités de calcul de l'indicateur des émissions polluantes d'origine agricole (encadré)
L'indicateur x_a, calculé pour l'ensemble du bassin d'alimentation, résulte de l'agrégation, à ce niveau, des quantités d'azote potentiellement lessivables sous chaque système de culture dans les conditions pédo-climatiques les plus
risquées :x_a = E(Nrot_ij x S_ij), où :
Nrot_ij est la quantité d'azote potentiellement lessivable sous la rotation culturale ij,
S_ij est la surface consacrée à la rotation culturale ij.
La quantité d'azote potentiellement lessivable sous la rotation culturale ij est calculée de la manière suivante :
Nrot_ij = Nf_ij + f(SF_i) , où :
Nf_ij = excédent d'azote minéral en début de drainage pour la rotation culturale ij, excédent estimé par les agronomes (INRA-Laon, ISARA),
f(SF_i) = excédent d'azote minéral dû à la surfertilisation pour la culture i. Cet excédent résulte d'une fonction croissante des niveaux de surfertilisation (SF_i ).
Les niveaux de surfertilisation ont été estimés en confrontant les préconisations des organismes de développement et les pratiques des agriculteurs, telles qu'elles ressortent d'une enquête auprès d'une vingtaine d'exploitations.
SF_i = B_i - (M_i + O_i + Fs_i + I_i), où :
B_i = besoins en azote de la culture i, c'est-à-dire le nombre d'unités d'azote par quintal (selon les préconisations Pil'Azote) multiplié par le rendement moyen de la culture i,
M_i = apports minéraux sur la culture i (selon enquête), en considérant que la totalité de l'azote contenu dans les engrais est utilisable,
O_i = apports organiques sur la culture i (selon enquête et estimation de la pression organique de chaque exploitation), en considérant que la totalité de l'azote contenu dans les effluents est utilisable,
I_i = apports par l'eau d'irrigation, estimés pour le maïs irrigué,
Fs_i = fournitures du sol pour la culture i (selon les préconisations Pil'Azote pour les graviers superficiels).
Il faut noter que l' indicateur peut être calculé aussi au niveau de chaque exploitation k :
x_k= E (Nrot_ij x S_ij) / S_k
avec S_k , la surface totale de l'exploitation k.

(1) Dans le cadre d'un sous-groupe "fertilisants" composé de représentants de l'administration (ministères, agences de l'Eau, etc.), de la profession agricole (syndicats, coopération, chambre d'agriculture...) et d'experts (économistes et agronomes). [VU]
(2) compte rendu de la réunion du 17 novembre 1998.[VU]
(3) B. Mary, S. Recous et N. Beaudoin de l'INRA de Laon; C. David et Y. Gautronneau de l'ISARA de Lyon; G. Vachaud, B. Normand et F. Bouraoui du LTHE de grnoble. Qu'ils soient tous ici remerciés. [VU]
(4) Par exemple, -0,7 à court terme et -1,7 à long terme, à partir du modèle Magali (Armand-Madelin, 1992).[VU]
(5) par exemple, dans le modèle Magali, la substitution entre productions selon leur niveau décroissant d'exigence en azote. [VU]
(6) Ce point est longuement développé dans la thèse en cours de C. Le Roch, "Les instruments économiques de lutte contre la pollution azotée diffuse", réalisée dans le cadre de la même convention INRA-aghence de l'eau Rhône-Méditerrannée-Corse. [VU]
(7) déclarations des surfaces emblavées, fourragères et autres faites par les agriculteurs chaque année (avant le 30 avril) pour bénéficier des aides compensatoires prévues par la Politique agricole commune .[VU]
(8) la lame d'eau drainée est estimée à 300 mm (moyenne sur les 30 dernières années).[VU]
(9) Le scénario DISC n'a pas été pris en compte dans la simulation, car il n'a pas encore réuni suffisamment de références expérimentales, tandis que les programmes FARM et FARM+CIPAN ont bénéficié de mesures expérimentales pendant deux campagnes agricoles sur 4 exploitations. [VU]
(10) A noter d'ailleurs qu'il s'agit aussi des cultures à risques dans le département de l'Yonne (Grozellier, 1998) et, donc, on peut se poser la question de savoir si cette hiérarchie des cultures ne pourrait pas être généralisée. [VU]
(11) Cette recherche sera menée dans le cadre du contrat de plan Etat-Région 1998-1999. [VU]
(12) Cette progression est mise aussi en évidence sur l'ensemble des exploitations françaises du RICA (Blanc et al., 1997). [VU]
(13) L'irrigation peut avoir des effets positifs sur le niveau de pollution émis puisqu'elle permet de régulariser les rendements; mais, si elle n'est pas modulable ou si elle est mal maîtrisée, ce qui est souvent le cas, elle a aussi des effets négatifs: elle entraîne des lessivages en été et, en laissant un sol humide en fin d'été, occasionne un démarrage précoce du lessivage hivernal.[VU]

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