Soutenance mémoire
Télécharger le fichier pdf d’un mémoire de fin d’études
Indicateurs d’état
La seconde approche pour évaluer la pollution de l’air consiste à évaluer la teneur de chaque type de polluant dans l’air. Il s’agit donc d’indicateurs d’état. Cela permet d’avoir une information sur la qualité de l’air à un moment donné à un endroit précis. Pour cela, il est possible d’opérer directement des mesures de la qualité de l’air. Ainsi, on obtient une image de l’état de l’air. Notons tout de même que cette information ne précise pas qui est responsable de la pollution atmosphérique. Rien ne permet en effet, de discerner les sources de l’émission, tant elles sont nombreuses.
Les mesures se font en unité de masse de polluant par unité de volume d’air. Un des problèmes rencontrés est le choix de localisation des antennes de relevés atmosphériques.
Pour évaluer la teneur de chaque type de polluant dans l’air, on peut aussi, à partir des données d’émission et en étudiant la propagation, obtenir certaines cartographies qualitatives (coloration sur un SIG représentant l’état de l’air) grâce à la modélisation des interactions conjointes des variables suivantes [Mavroulidou M.,•2002] :
• émissions du trafic urbain,
• vitesse du vent,
• stabilité atmosphérique,
• rugosité des surfaces,
• constructions, qualité de l’air.
De la même façon que pour le bruit, ce genre de modèle utilise en entrée, les données de prévision de trafic. Mais la propagation des gaz est un problème plus complexe à modéliser que la propagation du son.
Les principales limites de cette famille de modèles résident en effet dans la difficulté à prévoir et même à mesurer précisément certaines des variables influentes dont la nature est étroitement liée aux conditions climatiques (notamment celles de la stabilité atmosphérique, de la qualité de l’air, ainsi que concernant la vitesse et direction du vent).
Indicateurs d’impacts
Les différents impacts de la pollution de l’air mentionnés dans la littérature sont les suivants :
Effets• locaux externes [Nicolas F., 1997] :
La pollution sensible (odeur, vue) : Proximité (moins de 100km),
1. odeurs : les moteurs diesel émettent un grand nombre d’hydrocarbure. Or, une très petite teneur suffit à causer une mauvaise odeur …,
• 2. vue : Grosses particules : salissures et fumées, La santé de l’homme :
1. monoxyde de carbone CO : effets hypoxiques,
2. hydrocarbure HC : cancérogène,
3. dioxyde d’azote NO2 : altérations pulmonaires,
4. fines particules : cancérogène en association avec certaines HC,
• 5. métaux lourds comme le plomb,
Le smog photochimique : il s’agit de polluants secondaires comme l’ozone O3 et le PAN qui se forment en présence d’une certaine insolation, à proximité des sources de pollution en NOx, SO2 et HC lorsque les teneurs sont élevées. Ils se forment au cours de la diffusion et peuvent se retrouver à quelques kilomètres du lieu d’émission. C’est un irritant puissant des voix respiratoires, des yeux et qui entraîne des lésions pulmonaires.
Ces impacts sont déduits des concentrations mesurées grâce à des courbes Dose/Effet représentant l’évolution de l’intensité du phénomène épidémiologique (effet) en fonction de la concentration du polluant dans l’air (dose).
A partir de ces informations concernant les concentrations de polluants, les indicateurs de pollution de l’air sont établis en croisant les données de sources avec les données de cibles :
• Nombre de personnes exposées à une classe de niveau de pollution,
• Nombre de personnes multiplié par le nombre d’heures pendant lesquelles
• le niveau de pollution dépasse un seuil prédéterminé, Nombre de personnes exposées à un niveau de pollution dépassant la
• norme pendant un pourcentage de temps prédéterminé, Niveau de pollution dépassé par un pourcentage fixé de la population,
• Niveau moyen de l’indice d’exposition individuelle (moyenne arithmétique des concentrations en polluants). [Lambert J., Matheron J., 1994]
Il semble que d’un point de vue épidémiologique, la validité d’un seuil à partir duquel un effet sur la santé se fait ressentir est remise en cause. L’effet semble, pour une large plage de valeurs, plutôt proportionnel à la concentration en polluant dans l’air. Ainsi, le problème des normes (établies à partir de seuils) et de leurs utilisations dans l’évaluation environnementale n’est que renforcé dans le cas de la pollution de l’air et de ses impacts sur la santé.
• Mortalité infantile due à des problèmes respiratoires,
• Mortalité due à des problèmes respiratoires,
• Nombre d’admissions hospitalières pour des maladies respiratoires,
• Nombre d’admissions hospitalières pour asthme,
• Mortalité infantile due à des problèmes du système circulatoire, Nombre d’admissions hospitalières pour maladies du système circulatoire.suivants
Effets• globaux :
Les pluies acides : NOx, HC, SO2, CO conduisant au dépérissement des
• forêts et dégradant les écosystèmes à dimension régionale, Le trou de la couche d’ozone : CFC – NOx : réalité en discussion – trous
• aux pôles,
L’effet de serre : Le CO2 est le principal polluant contribuant à l’effet de serre, mais aussi le méthane, le protoxyde d’azote N2O, CFC, ozone, CO…
Il est difficile d’évaluer précisément l’impact des transports pour ce type d’effets. Ce que l’on évalue est alors la contribution des transports à ces impacts globaux. Ces mesures sont réalisées en unité de masse par année, habitant, véhicule, km et/ou PIB, mais il s’agit ici d’indicateurs de pression. Notons que pour les polluants contribuant à un même effet global, les spécialistes scientifiques ont fixé des coefficients d’équivalence entre gaz afin d’exprimer toutes les émissions dans une même unité. Par exemple, dans l’indice Rhône Poulenc, les émissions de gaz à effet de serre sont exprimées en potentiel de réchauffement global (GWP), grâce à une pondération (discutable) qui dépend de la contribution relative de chacun des gaz au phénomène physique [Joumard R., 2000].
Indicateurs d’état
L’OMS considère la pollution des eaux comme un problème non directement lié aux transports. Les indicateurs de l’OMS portent sur la qualité des eaux potables et de baignade.
Conséquences sur le paysage
Concernant les conséquences des transports sur le paysage, on trouve uniquement des indicateurs d’état.
Indicateurs d’état
TERM 2001 propose l’indicateur d’état suivant : consommation d’espace par les infrastructures (en km²).
Notons de plus, une approche intéressante de calcul de l’angle solide d’un ouvrage ou bâtiment permettant d’obtenir une valeur concernant l’intrusion visuelle [Maurin, 1999] qui est une façon d’appréhender l’impact.
Consommation d’énergies
Concernant la consommation d’énergies, on trouve uniquement des indicateurs de pression.
Indicateurs de pression
TERM 2001 propose les indicateurs de pressions suivants : consommation finale d’énergies par mode de transport, en million de tonnes de pétrole brut équivalent (bilan énergétique des étapes de production, importation/exportation, stocks, consommation…).
Création de coupures
Les •effets dits de coupures sont les suivants [Lamure C.A., 1993] :
• modification des cheminements des hommes et animaux,
• destructuration de zones organisées,
• destruction de communautés sociologiques,
• morcellement des entités géographiques [Maurin M., 1979], perturbation des écoulements hydrauliques.
Ils peuvent intervenir lorsqu’une infrastructure de transport sépare un espace géographique en deux.
Indicateurs d’état
TERM• 2001 propose les indicateurs d’état suivants :
• infrastructures des transports,
• Surface des forêts non fragmentées,
Proximité des infrastructures de transport et des zones naturelles spécifiques (réserves d’oiseaux et marais) : nombre de zone protégées ayant une infrastructure à moins de 5 km de son centre.
Synthèse sur la typologie des indicateurs
Après le parcours de différentes nuisances, cette partie présente une synthèse des différents types d’indicateurs (pression, état et impact) de nuisances des transports sur l’environnement, en tentant de mettre en avant les avantages et inconvénients de chacun d’eux.
Notons tout d’abord que les deux nuisances que sont le bruit et la qualité de l’air sont les plus représentés dans la littérature. Il s’agit, en effet, des nuisances dues aux transports les plus fréquemment traitées dans la littérature et celles-ci sont d’ailleurs identifiées depuis longtemps. Toutes deux font parfois l’objet de normes.
Indicateurs de pression
Avantages• :
ces indicateurs sont souvent plus faciles à calculer grâce à la disponibilité
• des données qui les composent (données à la source),
en observant de façon locale les phénomènes d’émissions (gaz, bruit,
déchets …), il est relativement aisé d’extrapoler ces informations afin
• d’obtenir des valeurs concernant l’ensemble du parc,
ces indicateurs sont très intéressants pour réaliser des comparaisons intermodales, des comparaisons de la contribution des transports à certains phénomènes par rapport à d’autres sources de nuisances (industrie …) ou
• des comparaisons entre pays, ils sont très intéressants pour évaluer la contribution des transports à des effets globaux.
Inconvénients• : les extrapolations ont des limites. En effet, extrapoler, c’est aussi introduire des incertitudes (plus ou moins bonne connaissance du parc automobile,
• des prévision de trafic, des conditions d’utilisations des véhicules…), les phénomènes pouvant perturber les propagations de gaz et de bruits dans l’air (présence d’obstacles, conditions météorologiques) sont mal connus, difficilement modélisables, ou difficilement prévisibles. Cela limite l’utilisation des données d’émission comme données d’entrées à des
• modèles de prévision ou de simulation d’état local de l’environnement, les indicateurs de pression n’informent pas sur l’effet proprement dit. Quand celui-ci est mal connu (mauvaise connaissance du lien entre la pression et l’effet), c’est la représentativité de l’indicateur qui est remis en cause.
Indicateurs d’état
Avantages• :
ces indicateurs sont fondés sur la mesure de données comme les teneurs ou bien les niveaux de bruit. Ces mesures sont précises car les phénomènes comme les conditions de propagations et la météorologie, n’influencent pas la validité de ces données (on mesure directement le résultat de ces • phénomènes),
ils sont beaucoup plus précis que les indicateurs de pression lorsque l’on désire croiser l’information avec la cible (meilleure connaissance de la • cible et de ce qu’elle subit in fine), ils sont idéaux pour évaluer des effets locaux, ainsi que pour la mise en place de procédures d’alertes. Inconvénients• : ces indicateurs sont fondés sur des mesures locales (teneurs, niveau de bruit…) qui sont donc souvent plus délicates à exploiter car elles nécessitent la mise en place de règles d’agrégations temporelles et géographiques pour synthétiser l’information d’un réseau étendu de • mesures, ils nécessitent la mise en place de réseaux de mesures relativement étendus • géographiquement ; ils sont donc souvent plus coûteux, de même que pour les indicateurs de pression, les indicateurs d’état n’informent pas sur l’effet proprement dit ; quand celui-ci est mal connu (mauvaise connaissance du lien entre l’état et l’effet), c’est la • représentativité de l’indicateur qui est remis en cause, contrairement aux indicateurs de pression, les indicateurs d’état ne rendent pas compte de la nature de l’activité qui est la source la nuisance (transport, industrie …); ils sont donc moins intéressants pour réaliser des comparaisons intermodales, les comparaisons de la contribution des transports à certains phénomènes par rapport à d’autres sources de nuisances.
Evaluation multi-nuisances
Dans la pratique, que se soit lors de l’étude de projets ou dans les différents observatoires nationaux ou internationaux, les personnes tentent de retenir un ensemble d’indicateurs.
C’est de ce choix que nous allons discuter dans cette partie ; ce que nous appelons le choix d’un « panier d’indicateurs ». Ce terme évoque le fait que, bien souvent, les ensembles d’indicateurs sont relativement vastes et surtout que la façon d’ajouter ou de sélectionner dans cet ensemble n’est pas toujours claire : à notre sens, on y ajoute et on y pioche parfois comme dans un panier. Ceci peut paraître un peu péjoratif mais nous souhaitons simplement attirer l’attention du lecteur sur deux principales précautions inhérentes à la manipulation d’un ensemble• d’indicateurs :
il faut éviter de retenir un ensemble d’indicateurs servant de référentiel à l’évaluation sans s’interroger précisément sur « pourquoi retenir tel indicateur » et « pourquoi renoncer à tel autre » (et par analogie, on peut se référer à la façon rigoureuse dont [Roy B., Bouyssou D., 1993] construisent une famille de critère en Aide à la • Décision),
lorsqu’il s’agit d’utiliser un ensemble d’indicateurs, il faut éviter qu’une personne souhaitant en faire une interprétation puisse piocher uniquement le ou les indicateurs allant dans son sens (par exemple, pour justifier une décision).
Nous réaliserons ensuite une analyse des méthodes d’agrégation dans le cas où les indicateurs sont regroupés afin d’obtenir une information plus synthétique.
Choix du panier d’indicateurs
Pour pratiquement chacune des études réalisées dans le domaine de l’évaluation de l’impact des transports sur l’environnement, se pose le problème du choix des indicateurs. Comment les différentes études traitent-elles de la manière de retenir un panier d’indicateurs ?
Notons• tout d’abord l’existence de deux grandes familles d’études :
les études dont l’objectif est la mise en place d’un système d’indicateurs destiné à communiquer sur l’état de l’environnement avec le public et/ou les • décideurs et en suivre l’évolution,
les études d’aide à la décision devant permettre la comparaison des impacts environnementaux de différents projets (concurrents ou non).
Dans le cas de l’évaluation environnementale, on s’intéresse à la situation environnementale d’un sous-ensemble géographique. Il est alors possible de désirer comparer ce sous-ensemble à un autre (par exemple, la comparaison de deux villes), ou à une situation de référence (par exemple, la comparaison de la situation présente à une situation passée ou à une situation fictive). Dans ce cas, il s’agit d’une évaluation relative. On peut aussi désirer évaluer de manière absolue une situation environnementale (par exemple, évaluer une ville). Dans ce second cas, l’objectif peut être de renseigner sur l’état général de l’environnement (de manière quantitative ou qualitative) du sous-ensemble géographique en question. Ce dernier point n’exclut pas la comparaison a posteriori de plusieurs résultats d’évaluations absolues.
Dans le cas des études d’aide à la décision, le principe est de pouvoir comparer les différents projets et ainsi aider les décideurs à choisir en connaissance de cause. Il s’agit donc d’une évaluation relative dans le sens où les projets (portant sur un même sous-ensemble géographique) sont comparés les uns aux autres en terme d’effets sur l’environnement.
Les études d’évaluation environnementale
Il est évident que le choix du panier d’indicateurs est intrinsèquement lié aux objectifs de l’étude et donc à la nature de celle-ci. Les objectifs peuvent bien sûr concerner tout ou partie des différentes nuisances de l’environnement (exemple : Atmo conçu pour évaluer la qualité de l’air d’une ville en vue d’alerter les populations à risque).
On trouve donc dans la littérature des exemples d’études illustrant ces différents objectifs. Ainsi TERM 2001 (Transport and Environment Reporting Mechanism) a été conçu par l’AEE (Agence Européenne pour l’Environnement) dans le but d’évaluer les systèmes actuels de transport des Etats Membres et l’efficacité de leurs politiques de gestion et de surveillance de l’environnement.
Il s’agit ici d’une évaluation ne visant pas à comparer différentes situations. On peut, grâce au panier des 31 indicateurs retenus, comprendre la façon dont les mesures et outils politiques d’un Etat Membre, agissent sur les interactions des transports et de l’environnement, en vue d’un développement durable. Il est donc question ici, plus d’évaluer les politiques environnementales et leurs effets que l’état de l’environnement. On comprend donc qu’à cet effet, le modèle analytique DPSIR a été retenu, notamment pour ses volets Drive et Reponse qui ont une connotation politique. Bien entendu, ce référentiel rend possible la comparaison des performances de différents Etats Membres sur chacun des indicateurs [TERM, 2001, 2000].
Concernant le lien santé/environnement, l’OMS fournit (par le biais de valeurs dites « valeurs guides ») de l’information sur les liens entre les expositions aux nuisances et les effets sur la santé. Elle développe d’autre part, un ensemble d’indicateurs, non restreints au domaine des transports, dont le but est de faire une évaluation absolue de l’état de l’environnement (en utilisant ses valeurs guides) pour permettre aussi la comparaison des situations de différents pays [WHO, 2000].
Le projet de recherche européen RESPECT (Référentiel d’Evaluation et de Suivi des Politiques des Collectivités Territoriales) a pour objectif de mettre à la disposition des collectivités territoriales, un ensemble d’indicateurs qui servent au suivi de leurs politiques environnementales, afin de mesurer, alerter en cas de dérives, réajuster et communiquer [RESPECT 2000]. Le panier d’indicateurs retenu est relativement vaste (67 indicateurs répartis sur un modèle analytique équivalent à DPSIR). Il constitue un outil opérationnel de gestion des politiques territoriales, adaptable pour chacune des collectivités.
Les PDU (Plan de Déplacement Urbain) sont chacun dotés d’un observatoire proposé par le CERTU (Centre d’Etude sur les Réseaux, le Transport et l’Urbanisme). Cet observatoire est constitué d’un très vaste ensemble d’indicateurs (plus de 250 indicateurs à disposition) permettant aux politiques de suivre l’évolution de la mise en œuvre de leur PDU, par rapport aux objectifs initiaux [CERTU 2001]. Il ne s’agit pas ici d’évaluer une situation environnementale, mais de disposer d’un outil opérationnel afin de prendre en compte tous les facteurs liés au PDU pour améliorer le cadre de vie et la qualité de vie dans les villes. Bien sur, les domaines dont il est question ici, ne sont pas restreints aux transports. [Rodrigues C., 2002]
Ces différentes• approches ont comme point commun : de réaliser par le biais d’un panier d’indicateurs, une évaluation absolue afin de suivre les effets d’une politique sur un sous-ensemble
• géographique, d’éventuellement permettre a posteriori la comparaison des évaluations de différents sous-ensembles géographiques sur chacun des indicateurs. La comparaison reste à un niveau désagrégé (on compare indicateur par indicateur). Elle n’aboutit donc pas forcément à des conclusions du type : tel sous-ensemble géographique est globalement meilleur que tel autre (ce n’est pas le but initial).
L’indice Atmo présenté en section I.2.4.4 a été conçu pour informer quotidiennement de l’état de la qualité de l’air dans les grandes villes. C’est avant tout un outil de communication envers le public. Il est utilisé pour alerter d’éventuelles dégradations de la qualité de l’air mais aussi pour déclencher des mesures permettant d’essayer de palier à la pollution. Il ne constitue pas un panier d’indicateurs, cependant il est fondé sur la mesure de plusieurs polluants (plusieurs sous indices). A cet effet, on peut considérer tout de même qu’il est un outil multi-nuisance. Il faut cependant noter que les différents polluants entrant dans la construction de cet indice, ont comme point commun d’être la source d’effets sur la santé. Il s’agit aussi ici d’un outil d’évaluation environnementale. L’indice permet, a posteriori, la comparaison de différents sous-ensembles géographiques (ici, les villes) même si ce n’est pas le but initial. Contrairement aux différents systèmes décrits précédemment, Atmo permet une comparaison globale de la qualité de l’air dans le sens où l’on peut dire aisément
« pour la santé, telle ville à une meilleure qualité de l’air que telle autre ». Il suffit pour cela de comparer le résultat des évaluations. Reste le problème de la signification d’une telle affirmation. En effet, deux villes peuvent avoir pour une même valeur de l’indice Atmo, des caractéristiques de pollution très différentes. Ce point sera développé dans la section I.3.2 concernant l’agrégation des indicateurs.
Les études d’aide à la décision
La deuxième grande famille d’études porte sur la comparaison de différents projets de transports dans un but d’aide à la décision. Il existe une vaste littérature sur ce sujet. En effet, chaque problème de décision publique dans le domaine des transports constitue souvent un cas particulier. Pour chacun d’eux, une étude est alors réalisée, afin d’éclairer les politiques sur les avantages et inconvénients des différents projets (concurrents ou non). D’ailleurs, on raisonne souvent dans la pratique, non pas en terme d’impact sur l’environnement, mais en terme d’écart d’impact entre deux projets concurrents. Dans ce cadre, les évaluations environnementales réalisées sont souvent de type relatives. Elles viennent compléter d’autres évaluations de natures différentes (économiques, sociales …).
On retrouve dans ces différentes études, des indicateurs relativement proches de ceux présents dans les différents systèmes décrits précédemment, avec de plus, des spécificités dues au caractère unique de chaque étude. Ce qui est intéressant dans ce type de problème est la façon dont les différents indicateurs environnementaux viennent contribuer à l’évaluation globale des différents projets de transports. Quand le problème décisionnel est relativement simple du point de vue de l’évaluation de l’impact des projets de transports sur l’environnement (peu d’impact ou bien, tous les projets ont sensiblement le même impact environnemental), la simple mise en avant des valeurs prises par les différents indicateurs suffit à aider les décideurs dans leur choix.
Malheureusement, beaucoup de cas sont plus complexes. Se pose alors le problème de la synthétisation de l’information. Souvent, celle-ci passe par une étape d’agrégation. C’est ce qui est analysé dans la section suivante.
Analyse des méthodes d’agrégation des indicateurs
Avant toute chose, revenons sur le cas des normes. Notons qu’appliquer des normes est parfois une façon d’agréger. En effet, on retrouve dans certains cas le problème de l’agrégation de différentes dimensions (par exemple, les valeurs d’émissions d’un type de véhicule pour différents polluants) pour aboutir à une prise de décision (implicitement interdire ou autoriser l’utilisation de ce type de véhicule). Dans cet exemple, les valeurs à agréger sont booléennes : le véhicule respecte Oui ou Non la norme selon tel polluant. L’agrégation est alors conjonctive : il faut que le véhicule respecte la norme pour chacun des polluants. Autrement dit, il suffit d’un unique Non sur un polluant pour interdire un véhicule. Ainsi, les normes autorisent l’utilisation d’un type de véhicule fortement polluant (véhicule dont les émissions seraient inférieurement très proches des normes pour tous les polluants) mais interdisent l’utilisation de véhicule pouvant être plus propre (véhicule n’émettant qu’un seul type de polluant et à peine au dessus de la norme). On voit bien ici les limites de cette façon de trancher et on peut critiquer ce type d’agrégation, somme toute un peu simpliste, qui est pourtant souvent utilisé dans la pratique.
Ce cas écarté, voyons maintenant d’autres pratiques d’agrégation. Une fois un ensemble d’indicateurs retenu, les contraintes dues aux échelles spatiales et temporelles présentées dans la section I.1.2.3, impliquent l’utilisation de méthodes d’agrégation afin de ramener ces différents indicateurs sur des échelles d’espace et de temps communes dans le but d’une évaluation globale. De plus, certaines études choisissent un modèle pour agréger ces indicateurs et aboutir à une information condensée, prenant en compte plusieurs nuisances.
Nous allons voir, maintenant, les méthodes les plus utilisées dans la pratique pour synthétiser l’information contenue dans un « panier d’indicateurs », en distinguant l’agrégation géographique, temporelle et multi-nuisances (avec ou non construction d’un critère unique de synthèse).
Agrégation géographique
Afin d’agréger géographiquement différentes données, les méthodes proposent
• les opérateurs suivants [Rodrigues C., 2002] :
• somme des valeurs (total des émissions de CO2),
moyenne de valeurs (exemple : Atmo qui réalise les moyennes des valeurs obtenues pas les différentes bornes de la ville [Garcia J., Colosio J., Jamet Ph., 2001]).souvent
• somme des différentes valeurs de la période,
• moyenne des différentes valeurs de la période,
• nombre de pics par période, percentile (par exemple, pourcentage de temps où une norme est dépassée).
Agrégation multi-nuisances en critère unique de synthèse
Afin de synthétiser l’information relative à l’évaluation environnementale, il est souvent nécessaire de mettre à la disposition des décideurs un outil agrégé. A cet effet, plusieurs méthodes concurrentes existent. La plupart des études vues précédemment se contente de présenter un panier d’indicateurs sans souci de les agréger (TERM, RESPECT, …).
Cependant, les études relatives à la comparaison de projets de transports, qui sont, rappelons le, à chaque fois un cas particulier, utilisent souvent l’agrégation d’indicateurs de nature hétérogène, afin de ramener l’évaluation à une dimension unique, ou critère de synthèse. Il s’agit dans la majorité des cas d’une dimension monétaire. Ainsi, les différentes nuisances, sont traduites en terme de coût. Les différents avantages sont traduits en terme de bénéfices. L’évaluation globale consiste donc à faire le bilan monétaire d’un projet en prenant en compte l’ensemble des coûts et bénéfices qu’ils induisent. La comparaison des différents projets est donc réduite à la comparaison des valeurs de leur bilan monétaire.
Afin de traduire des données de nature qualitative, ou quantitative non monétaire, en valeur monétaire, plusieurs approches existent. Il s’agit des méthodes de monétarisations,• classique en analyse coût-bénéfice, présentées ici : estimation des pertes de ressources : par l’évaluation du coût de protection • ou du coût de restitution d’un système endommagé, analyse hédoniste : cette approche consiste à évaluer une nuisance sur un marché de substitution (exemple de l’impact des nuisances sonores sur les • prix de l’immobilier [Lambert J., Lamure C., 1996], évaluation contingente : cette approche choisit, par le biais d’enquêtes auprès du public d’évaluer le « consentement à payer » (la valeur maximale que le sondé est prêt à donner) pour supprimer une nuisance [Boiteux M., 2001]. A l’inverse, il est possible de demander le consentement à recevoir (la valeur minimale que le sondé est prêt à recevoir) pour accepter de subir • une nuisance [Cohen de Lara M., Dron D., 1997], évaluation de mesures compensatoires : on évalue ici, le coût de la mise en œuvre effective de mesures permettant de supprimer une nuisance, quand cela est possible,
• examen des actions en réparation : présentées devant les tribunaux qui • fixent les montants des indemnités de réparation au plaignant, l’usage de relations analytiques : quand on désire convertir les effets en unités monétaires (du type perte de ressources, vie et temps, coût social …)
• [Boiteux M., 2001], la méthode du coût du trajet : en estimant le consentement à payer des individus pour l’aménagement de sites de loisirs, promenades, à partir des dépenses et du temps qu’ils consacrent pour s’y rendre.
Après avoir réalisé l’évaluation monétaire des différentes composantes des projets, on réalise alors l’analyse Coût/Avantage ou Coût/Efficacité pour faire ressortir le ou les projets les plus avantageux [Cohen de Lara M., Dron D., 1997].
Il est vrai que certaines nuisances sont aisément convertibles en termes monétaires, sans que cela induise trop d’arbitraire. Cependant, qu’en est-il pour des nuisances du domaine de la santé par exemple ? « La santé n’a pas de prix, mais elle a un coût. » disait R. Barre. D’un point de vue de l’éthique, est-il concevable de prendre en considération le coût social d’un mort, dans une analyse coût avantage [Boiteux M., 2001] ? Et d’autant plus que celui-ci varie selon les pays [AIPCR, 1999] ? Ces approches ont été souvent critiquées [Angel M., 1998], Cependant, elles restent les plus utilisées dans la pratique.
Les critiques portent principalement sur ce qu’appellent les utilisateurs de telles méthodes les « biais ». Angel résume ces biais en un principal : « le biais de focalisation » des méthodes de types contingentes, liés à l’influence de la formulation du questionnement des sondés, sur le résultat des consentements à payer ou à recevoir. Le problème de l’équité est soulevé. Les consentements à payer ou à recevoir peuvent en effet varier avec les revenus ou la localisation géographique. La question du choix de la valeur d’usage, d’options ou d’existence est aussi soulevée, compte tenu de l’écart qui les caractérise [Lambert J., Lamure C., 1996]. En dehors de l’évaluation même des différentes nuisances en terme monétaire, un autre problème apparaît lors de l’étape de synthèse qui consiste à faire la somme des coûts et des avantages.
En effet, traduire sur une même échelle monétaire des nuisances aussi variées que des morts, de la gêne, des dégradations de la faune et la flore, des impacts sur le paysage pose le problème de la compensation. Est-il acceptable de laisser se compenser des performances dans des domaines aussi variés ?
Enfin, s’il est vrai que ramener un ensemble de nuisances hétérogènes sur une échelle commune présente l’avantage d’un résultat riche, il faut noter cependant qu’il est nécessaire de prendre des précautions pour que l’agrégation soit rigoureuse en réalisant une modélisation suffisamment fine des préférences. Or, cette modélisation n’est malheureusement pas forcément aisée à effectuer et, de ce fait, est dans la pratique bien souvent délaissée ou réalisée partiellement, sans pour autant que l’on remette en cause la signification du résultat.
D’autres méthodes tentent d’agréger les informations sans pour autant laisser trop d’arbitraire dans la modélisation mais en conséquence proposent un résultat moins riche et donc moins facile à exploiter. Cette famille de méthode, et notamment les méthodes de type Electre, ne se ramènent pas à un critère unique de synthèse.
Agrégation multi-nuisances sans critère unique de synthèse
Les méthodes de type Electre (ELimination Et Choix Traduisant la REalité) [Roy B., Bouyssou D., 1993] sont fondées sur des comparaisons par paires. Ainsi, on compare par exemple deux projets routiers de façon globale pour aboutir à une des trois • conclusions suivantes :
Fondées sur l’utilisation de formalisme de la théorie des ensembles, les comparaisons sont réalisées sans essayer de ramener les différentes nuisances sur une même échelle de valeur. Le système relationnel de préférence sous-jacent à la construction de critère (détaillé en section V.1.3) permet, notamment grâce à l’introduction des « seuils d’indifférence et de préférence », de traiter de manière simple les données de mauvaise qualité en distinguant dans la modélisation les écarts pertinents et significatifs de ceux qui ne le sont pas. La présence de « seuil de veto » (utilisé dans les méthodes de type Electre, Cf. section V3.1.2) est un moyen supplémentaire de maîtriser le danger de la compensation en sanctionnant des écarts trop importants même s’ils concernent des critères de faible importance. Les résultats obtenus sont alors plus pauvres en terme d’information (problèmes d’interprétation de l’incomparabilité, pas de notion d’écart entre projets) ce qui peut aussi être considéré comme un avantage de ces méthodes.
Des applications de telles méthodes ont été réalisées pour des problèmes environnementaux, mais elles restent assez marginales dans la pratique [Maystre L.Y., Pictet J., Simos J.]. Les méthodes de type Electre sont très intéressantes pour comparer différentes perspectives ou simulations (par exemple, pour comparer plusieurs projets concurrents de programme de déplacement urbain). Cependant, il est souvent nécessaire de reconstruire tout ou partie du modèle à chaque nouvelle problématique décisionnelle si elle se singularise des précédentes par sa nature, par ses objectifs ou par ses acteurs (décideurs, population, etc). Cette propriété fait qu’il semble difficile d’utiliser ces méthodes multicritères pour la conception de notre outil. En effet, on ne souhaite pas concevoir un outil dédié à un seul problème décisionnel, mais un outil permettant l’évaluation, le suivi et l’analyse tendancielle d’une situation environnementale relative à la pression exercée par les transports. Malgré tout, les concepts sous-jacents à ce type de méthodes (seuils, principe d’agrégation, et autres) semblent très intéressants pour le cas de l’environnement et des transports, domaine où, comme nous l’avons vu en section I.2, les indicateurs d’impacts sont bien souvent entachés d’incertitude et/ou d’imprécision.
Problématique retenue
Face à un problème aussi complexe que l’évaluation globale de l’impact des transports sur l’environnement (diversité des nuisances et de leurs échelles d’observation, manque d’indicateurs d’impact, présence d’imprécision et/ou d’incertitudes, problème du choix des indicateurs, nécessité d’agrégation temporelle géographique et multi-nuisances, difficultés d’agrégation), nous allons, dans cette dernière section, présenter la problématique retenue en tenant compte à la fois des caractéristiques du domaine des transports et de l’environnement et du contexte dans lequel se positionne notre travail. Pour cela, nous passerons en revue le champ d’application, le champ théorique et la façon dont nous souhaitons opérationnaliser notre travail.
Champ d’application : impact des transports sur l’environnement
Le champ d’étude de l’outil dont il est question dans le projet PIE (Cf. Introduction générale) est l’évaluation des impacts des transports, restreint au domaine de l’environnement. Ainsi, les considérations économiques et sociales des transports, qui sont loin d’être négligeables compte tenu de l’enjeu qu’elles représentent dans notre société (section I.1.1.1), sont écartées du champ de l’outil. A première vue, en ce qui concerne les transports, restreindre l’étude des décisions publiques uniquement à leurs aspects environnementaux semble assez peu pertinent. On risque en effet d’aboutir rapidement à une conclusion de type « supprimons tous les moyens de transports et la situation environnementale sera meilleure », ce qui est une mesure très radicale et assez peu réaliste.
Cependant, un tel outil peut prétendre trouver sa place parmi d’autres utilisés par les décideurs publics et concernant notamment les aspects économiques et sociaux d’une situation. Ainsi, même si la forme, les rendus, les modes d’utilisations de tous ces outils ne sont pas les mêmes, leur utilisation conjointe peut aider les personnes en charge de ces questions à appréhender les facettes économiques sociales et environnementales d’un problème, d’une situation donnée, et rester ainsi cohérent avec la volonté de promouvoir un développement durable. Pour ces raisons, le champ d’étude retenu est finalement l’évaluation de l’impact des transports sur l’environnement.
Le domaine ainsi défini ne prétend pas proscrire les tentatives d’application d’une portée plus grande. Il serait bien au contraire intéressant d’aborder le problème des transports dans une perspective plus large, en intégrant notamment les composantes économiques et sociales. On pourrait aussi bien envisager d’étendre l’étude à l’ensemble des activités humaines qui nuisent à l’environnement, sans se restreindre à l’activité de transports. Mais notre travail est avant tout méthodologique et le champ d’application ainsi retenu est assez vaste pour permettre de tester notre approche.
Enjeu théorique : évaluation et agrégation
Comme nous l’avons vu en section I.1.2.2, les transports influent sur de nombreuses facettes de l’environnement. Or, afin de permettre aux décideurs d’avoir une vision plus synthétique de l’impact des transports sur l’environnement, il est nécessaire de réaliser une évaluation permettant d’agréger ces informations hétérogènes. Cette tâche soulève certains problèmes théoriques. Prenons un exemple pour mieux illustrer ces problèmes. Imaginons deux indicateurs à agréger. Le premier est une valeur annuelle concernant le nombre de morts sur le réseau routier d’une région bien identifiée. Le second est la quantité de CO2 émise pendant l’année par l’ensemble du trafic routier national. Ces deux indicateurs représentent des points de vue très différents. Le premier reflétant la mortalité routière sur un sous-ensemble géographique et le second reflétant notamment la contribution nationale à l’effet de serre. Quelle serait la signification d’une telle agrégation ? D’autre part, nous voyons bien ici que les échelles sont hétérogènes et qu’il semble difficile de ramener ces deux unités (nombre de morts et quantité de CO2) sur une même dimension sans introduire beaucoup d’arbitraire dans la conversion des valeurs. De plus, ici, la fenêtre géographique d’observation n’est pas la même pour ces deux évaluateurs. Dans quel but et comment doit-on agréger les différents indicateurs environnementaux, sachant qu’ils sont hétérogènes tant dans les points de vue qu’ils représentent que dans leurs dimensions (différentes échelles) ?
Les paniers regroupant des indicateurs servant à appréhender les différents impacts des transports sur l’environnement sont nombreux et variés. Ils sont proposés dans des contextes bien particuliers, tant pour le suivi de politiques environnementales, que pour le suivi de l’évolution de la mise en œuvre de PDU, ou pour évaluer les systèmes actuels de transport, l’efficacité des politiques de gestion et de surveillance de l’environnement ou encore pour les études d’impacts. De plus, ils n’ont pas tous les mêmes échelles d’observations (nation, ville, collectivités territoriales…). Un aspect de notre problématique est de tenter d’agréger l’information contenue dans un ensemble d’indicateurs afin de présenter un résultat plus synthétique. Pour cela, les méthodes agrégatives de type « critère unique de synthèse » proposent d’utiliser des paramètres de conversion qui introduisent souvent de l’arbitraire et qui autorisent pleinement les compensations. Les autres méthodes multicritères tentant d’agréger l’information sans se ramener à un critère unique de synthèse semblent très intéressantes, même si elles proposent des résultats un peu plus pauvres. Ces deux types de méthodes agrégatives ont cependant un même cadre théorique : l’aide à la décision. Le contexte de notre travail est différent. En effet, on ne souhaite pas concevoir un outil dédié à un problème décisionnel particulier, mais un outil permettant l’évaluation, le suivi et l’analyse tendancielle d’une situation environnementale relativement à la pression exercée par les transports. Il s’agit d’agréger plusieurs indicateurs représentant différents aspects pour aider à évaluer et non pour aider à décider.
|
Table des matières
Chapitre I : Transports et environnement : un état des lieux
1. Importance et complexité du problème
1.1. Les transports : présentation générale
1.1.1. Rôle, poids économique et social
1.1.2. Modes de transports
1.1.3. Cycle de vie
1.2. Les transports et l’environnement
1.2.1. Prise de conscience des préoccupations environnementales
1.2.2. Diversité des impacts des transports sur l’environnement
1.2.3. Facteurs de complication
1.2.4. Les normes
2. Evaluation mono-nuisance
2.1. Découpage DPSIR
2.2. Pression, état, impact
2.3. Nuisances sonores
2.3.1. Indicateurs de pression
2.3.2. Indicateurs d’état
2.3.3. Indicateurs d’impact
2.4. Pollution de l’air
2.4.1. Indicateurs de pression
2.4.2. Indicateurs d’état
2.4.3. Indicateurs d’impacts
2.4.4. L’exemple de l’indice Atmo
2.5. Accidents
2.6. Déchets
2.7. Pollution des eaux
2.8. Conséquence sur le paysage
2.9. Consommation d’énergies
2.10. Création de coupures
2.11. Synthèse sur la typologie des indicateurs
3. Evaluation multi-nuisances
3.1. Choix du panier d’indicateurs
3.2. Analyse des méthodes d’agrégation des indicateurs
3.2.1. Agrégation géographique
3.2.2. Agrégation temporelle
3.2.3. Agrégation multi-nuisances en critère unique de synthèse
3.2.4. Agrégation multi-nuisances sans critère unique de synthèse
4. Problématique retenue
4.1. Champ d’application : impact des transports sur l’environnement
4.2. Enjeu théorique : évaluation et agrégation
4.3. Opérationnalisation des résultats : spécification d’un outil
Chapitre II : Aide à l’évaluation
1. Qu’est-ce qu’évaluer ?
1.1. Définition de l’évaluation
1.1.1. Différentes définitions
1.1.2. Notre définition
1.2. Propriétés de l’évaluation
1.2.1. Modèle de pensée
1.2.2. Subjectivité
1.2.3. Faits et Valeurs
1.3. Concepts
1.3.1. Contexte
1.3.2. Evaluant
1.3.3. Evalué
1.3.4. But
1.3.5. Etat du système
1.3.6. Evaluateur
1.3.7. Objectif
1.3.8. Critère et performance
2. Pourquoi évaluer ?
2.1. Evaluation scolaire
2.2. Contrôle de gestion
2.3. Diagnostic
2.4. Evaluation environnementale
2.5. Bilan des fonctions de l’aide à l’évaluation
3. Comment évaluer ?
3.1. Acteurs
3.1.1. L’évaluant
3.1.2. L’évalué
3.1.3. Les experts
3.1.4. Les hommes d’étude
3.1.5. Les personnes extérieures
3.2. Processus d’aide à l’évaluation
3.2.1. Définir le système évalué
3.2.2. Décliner un système de valeurs à travers des objectifs
3.2.3. Sélectionner les critères mesurant l’atteinte des objectifs
3.2.4. Evaluer les performances sur les critères
3.2.5. Consulter les résultats de l’évaluation
3.3. Schéma
4. Différences entre l’aide à la décision et l’aide à l’évaluation
4.1. Les problématiques de l’aide multicritère à la décision
4.2. Evaluer une décision
4.3. Différences avec l’aide à l’évaluation
Chapitre III : Structuration des objectifs
1. Approche par les valeurs
1.1. Principe
1.2. Les objectifs
1.2.1. Objectif de fin et de moyen
1.2.2. Objectif stratégique
1.2.3. Révéler les objectifs
1.2.4. Construire la structure d’objectifs
1.2.5. Résultats : l’arbre des objectifs de fin
1.3. Particularités de l’approche par les valeurs
1.3.1. En aide à la décision
1.3.2. En aide à l’évaluation
1.3.3. Pour notre problématique
2. Interviews : application à l’environnement et les transports
2.1. Interviewés
2.2. Consigne de départ
2.3. Protocole
2.3.1. Préparation des interviews
2.3.2. Technique d’interviews
2.4. Résultats
3. Synthèse des résultats
3.1. Méthode de synthèse
3.1.1. L’union
3.1.2. Applicabilité
3.2. Application aux résultats des interviews
3.3. Structure retenue : arbre générique
3.4. De l’arbre générique à l’arbre sélectionné
Chapitre IV : Aide Multicritère à la Décision et problématique du tri
1. Les principaux concepts de l’Aide à la Décision
1.1. Action potentielle
1.2. Critère
1.3. Pouvoir discriminant d’un critère
1.3.1. Vrai-critère
1.3.2. Quasi-critère
1.3.3. Pseudo-critère
1.4. Famille de critères
1.4.1. Limites de l’analyse monocritère
1.4.2. Analyse multicritère
2. Les procédures d’agrégation en un critère unique de synthèse
2.1. Principes d’agrégation
2.1.1. Système relationnel de préférence globale
2.1.2. Agrégation multicritère
2.2. Propriétés
2.2.1. Résultats de l’agrégation
2.2.2. Pas d’incomparabilité
2.2.3. Caractère compensatoire
2.2.4. Intransitivité de l’indifférence ?
2.2.5. Transitivité des préférences
2.3. Réponse à la problématique du tri
2.3.1. Catégories
2.3.2. Procédure d’affectation
2.4. Mise en oeuvre
3. Principes des procédures d’agrégation de type Electre
3.1. Principes d’agrégation
3.1.1. Système relationnel de préférences globales
3.1.2. Agrégation multicritère
3.2. Propriétés
3.2.1. Résultats de l’agrégation
3.2.2. Incomparabilité possible
3.2.3. Caractère compensatoire affaibli
3.2.4. Intransitivité de l’indifférence possible
3.2.5. Intransitivité des préférences possible
3.3. Réponse à la problématique du tri
3.3.1. Catégories
3.3.2. Procédure d’affectation
3.4. Mise en oeuvre
3.4.1. Informations intracritère
3.4.2. Informations intercritères
Chapitre V : Vers une Aide Multicritère à l’Evaluation
1. De l’aide à la décision vers l’aide à l’évaluation
1.1. Complémentarité des processus
1.2. De la problématique de description à celle du tri
1.3. Adéquation avec les fonctions de l’aide à l’évaluation
1.3.1. Fonction diagnostic
1.3.2. Fonction alerte
1.3.3. Fonction évolution
1.4. Complémentarité entre les rôles des acteurs
2. Orientations méthodologiques
2.1. Catégories
2.2. Poids et paramètre λ
2.2.1. Poids fixés par l’évaluant
2.2.2. Problèmes rencontrés par les experts
2.2.3. Paramètre λ
2.3. Agrégation temporelle et géographique
2.4. Lien avec Atmo
3. Mise en oeuvre
3.1. Critères et famille de critères
3.1.1. Limiter l’effet de serre
3.1.2. Limiter les effets sur la santé
3.1.3. Limiter la gêne due au bruit
3.1.4. Critères retenus
3.2. Catégories
3.2.1. Emissions de gaz à effet de serre
3.2.2. Teneur en CO
3.2.3. Teneur en NO2 et en particules
3.2.4. Niveau de bruit
3.3. Seuils de discrimination
3.3.1. Emissions de gaz à effet de serre
3.3.2. Teneur en CO
3.3.3. Teneur en NO2 et en particules
3.3.4. Niveau de bruit
3.4. Seuils de veto
3.5. Poids et majorité requise
3.6. Procédure d’agrégation multicritère
Chapitre VI : Spécifications fonctionnelles de l’outil
1. Modes d’utilisations et acteurs
2. Spécifications fonctionnelles
2.1. Processus définition du système évalué
2.1.1. Fonction sélection du périmètre géographique
2.1.2. Fonction sélection de la fenêtre temporelle d’étude
2.2. Processus définition de la structure d’objectifs : arbre générique
2.2.1. Fonction décomposition d’un objectif en sous-objectif
2.2.2. Fonction ajout et suppression de sous-objectifs
2.3. Processus sélection et pondération des objectifs : arbre sélectionné
2.3.1. Fonction sélection des objectifs
2.3.2. Fonction pondération des objectifs
2.4. Processus définition des critères
2.4.1. Fonction construction d’un critère
2.4.2. Fonction affectation et désaffectation d’un critère à un objectif
2.5. Processus définition des catégories
2.5.1. Fonction saisie des valeurs limites sur un critère
2.5.2. Fonction définition des seuils
2.6. Processus évaluation des performances
2.6.1. Fonction saisie d’une performance
2.6.2. Fonction saisie d’une valeur servant de clé de répartition
2.7. Processus consultation des résultats
3. Modèles de données
3.1. Modèle conceptuel de données
3.1.1. Entités
3.1.2. Associations
3.1.3. Cardinalités
3.2. Modèle logique associé
3.3. Compatibilité avec un SIG
4. Le moteur d’agrégation
4.1. Construction de la famille de critère
4.2. Calcul des poids des critères
4.3. Recherche des zones à évaluer
4.4. Recherche des performances
4.4.1. Dimension géographique
4.4.2. Dimension temporelle
4.5. Affectation du périmètre à une catégorie.
5. Prototype
5.1. Scénario 1 : Construction de la hiérarchie d’objectifs
5.2. Scénario 2 : Sélection des critères et pondération par l’expert
5.3. Scénario 3 : Pondération des objectifs par l’évaluant et choix d’un périmètre
5.4. Scénario 4 : Consultation des résultats par l’évaluant
Télécharger le rapport complet
