# Vers un indicateur harmonisé pour quantifier l'utilisation des produits phytopharmaceutiques et les risques associés

Jean-Noël Aubertot, Maxime Garnault, Véronique Gouy Boussada, Xavier Reboud, Christian Lannou, Maud Blanck, Landrieu Tanguy, Humbert Laura, Christian Huyghe, . Cst Ecophyto

► To cite this version:

Jean-Noël Aubertot, Maxime Garnault, Véronique Gouy Boussada, Xavier Reboud, Christian Lannou, et al.. Vers un indicateur harmonisé pour quantifier l'utilisation des produits phytopharmaceutiques et les risques associés. inrae. 2025, 136p. hal-04956205

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Submitted on 16 May 2025

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INRAE

# Vers un indicateur harmonisé pour quantifier l'utilisation des produits phytopharmaceutiques et les risques associés

Rapport

Janvier 2025

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## Liste des auteurs :

Maud Blanck, Maxime Garnault, Véronique Gouy-Boussada, Laura Humbert, Tanguy Landrieu, Christian Lannou, Xavier Reboud

## Sous la supervision de :

- Christian Huyghe, Directeur Scientifique Agriculture d'INRAE

- Jean-Noël Aubertot, Directeur de Recherche INRAE, Président du Comité Scientifique et Technique du plan Ecophyto

## Pour citer le rapport :

Aubertot J.-N., Garnault M., Gouy-Boussada V., Reboud X., Lannou C., Blanck M., Landrieu T., Humbert L., Huyghe C. 2025. Vers un indicateur harmonisé pour quantifier l'utilisation des produits phytopharmaceutiques et les risques associés. Rapport de saisine INRAE.
Remerciements

Les auteurs tiennent à remercier les experts ayant accepté d'être auditionnés (cf. Annexe 2) :
Coretin Barbu (INRAE) ; Inès Bouchema (AgroParisTech) ; Martin Dermine (Pesticide Action
Network Europe) ; Andreas Gumbert (Direction Générale de l'Environnement, Commission
Européenne) ; Per Kudsk (Université d'Aarhus, Danemark) ; Fabrice Lebellec (Cirad) ; Rex
Horgan et Gordon Rennick (Direction Générale de la santé et de la sécurité alimentaire,
Commission Européenne) ; Jörn Strassmeyer (Julius Kühn-Institute, Allemagne) ; Vincent Van
Bol (Service Public Fédéral Santé publique, Wallonie, Belgique).

De même, ils remercient les personnes ayant répondu à l'enquête en ligne.
## Liste des acronymes

<table><tr><td>AB</td><td>Agriculture Biologique</td></tr><tr><td>AMM</td><td>Autorisation de Mise sur le Marché</td></tr><tr><td>Anses</td><td>Agence nationale de sécurité sanitaire de l'alimentation, de l'environnement et du travail</td></tr><tr><td>ATAT</td><td>Agregated Total Applied Toxicity</td></tr><tr><td>BNV-D</td><td>Banque Nationale des Ventes de produits phytopharmaceutiques par les Distributeurs agréés</td></tr><tr><td>CEPP</td><td>Certificat d'Economie de Produits Phytosanitaires</td></tr><tr><td>CMR</td><td>Cancérigène, Mutagène, Reprotoxique</td></tr><tr><td>CST</td><td>Comité Scientifique et Technique</td></tr><tr><td>DGAL</td><td>Direction Générale de l'Alimentation</td></tr><tr><td>EC<sub>50</sub></td><td>Concentration Efficace 50 %</td></tr><tr><td>EFSA</td><td>European Food Safety Authority</td></tr><tr><td>EM</td><td>Etat Membre</td></tr><tr><td>F2F</td><td>Stratégie Farm to Fork</td></tr><tr><td>HRI1</td><td>Harmonised Risk Indicator n°1</td></tr><tr><td>IFT</td><td>Indice de Fréquence de Traitement</td></tr><tr><td>INRAE</td><td>Institut National de Recherche pour l'Agriculture, l'Alimentation et l'Environnement</td></tr><tr><td>INSEE</td><td>Institut National de la Statistique et des Études Économiques</td></tr><tr><td>LC<sub>50</sub></td><td>Concentration Létale 50 %</td></tr><tr><td>LD<sub>50</sub></td><td>Dose Létale 50 %</td></tr><tr><td>NAP</td><td>National Action Plan</td></tr><tr><td>NODU</td><td>Nombre de Doses Unités</td></tr><tr><td>OCDE</td><td>Organisation de Coopération et de Développement Économiques</td></tr><tr><td>OFB</td><td>Office Français de la Biodiversité</td></tr><tr><td>PPDB</td><td>Pesticide Property DataBase</td></tr><tr><td>PPP</td><td>Produits PhytoPharmaceutiques ou Produits de Protection des Plantes</td></tr><tr><td>QSA</td><td>Quantité de Substance Active</td></tr><tr><td>SA</td><td>Substance Active</td></tr><tr><td>SUD</td><td>Sustainable Use of pesticides Directive (2009/128/CE)</td></tr><tr><td>TAT</td><td>Total Applied Toxicity</td></tr><tr><td>UE</td><td>Union Européenne</td></tr></table>
# Sommaire

<table><tr><td>RESUME OPERATIONNEL</td><td>1</td></tr><tr><td>1. INTRODUCTION</td><td>4</td></tr><tr><td>2. CAHIER DES CHARGES POUR UN INDICATEUR HARMONISE PERMETTANT DE QUANTIFIER L'UTILISATION DES PRODUITS PHYTOPHARMACEUTIQUES ET LES RISQUES ASSOCIES</td><td>7</td></tr><tr><td>2.1 QU'EST-CE QU'UN INDICATEUR ?</td><td>7</td></tr><tr><td>2.2 CAHIER DES CHARGES POUR UN INDICATEUR AD HOC</td><td>8</td></tr><tr><td>2.3. REFLEXION SUR LA PRISE EN COMPTE DE LA TEMPORALITE DES INFORMATIONS DISPONIBLES</td><td>9</td></tr><tr><td>3. ÉTAT DE L'ART</td><td>12</td></tr><tr><td>3.1 INDICATEURS EUROPEENS MOBILISES DANS LES NATIONAL ACTION PLANS ET AUTRES INDICATEURS EXPLORES</td><td>12</td></tr><tr><td>3.2 FOCUS SUR LE HRI1 : PRINCIPE, AVANTAGES ET LIMITES IDENTIFIÉES</td><td>15</td></tr><tr><td>4. DIAGNOSTIC DES DONNEES DISPONIBLES POUR CARACTERISER L'UTILISATION DES PRODUITS PHYTOPHARMACEUTIQUES ET LES RISQUES ASSOCIES</td><td>22</td></tr><tr><td>4.1 DONNEES DISPONIBLES CONCERNANT L'UTILISATION DES PESTICIDES</td><td>22</td></tr><tr><td>4.2 DONNEES DISPONIBLES CONCERNANT LE RISQUE LIE AUX SUBSTANCES ACTIVES</td><td>23</td></tr><tr><td>4.3 ANALYSE COMPARATIVE DES SOURCES DE DONNEES ET CHOIX D'UNE SOURCE D'INFORMATION UNIQUE</td><td>25</td></tr><tr><td>4.4. CHOIX DES METRIQUES LIEES AU RISQUE POUR L'AMELIORATION DU HRI1</td><td>28</td></tr><tr><td>5. PROPOSITION D'UNE NOUVELLE MODALITE DE CALCUL DE L'INDICATEUR DE RISQUE HARMONISE</td><td>32</td></tr><tr><td>5.1 PRINCIPE DE CALCUL</td><td>32</td></tr><tr><td>5.2 RESULTATS OBTENUS</td><td>33</td></tr><tr><td>6. RECOMMANDATIONS ET CONCLUSION</td><td>37</td></tr><tr><td>REFERENCES BIBLIOGRAPHIQUES</td><td>39</td></tr><tr><td>ANNEXE 1. TEXTE DE LA SAISINE</td><td>44</td></tr><tr><td>ANNEXE 2. SYNTHÈSE DES AUDITIONS RÉALISÉES</td><td>46</td></tr><tr><td>ANNEXE 3. RÉSULTATS DE L'ENQUÊTE EN LIGNE</td><td>65</td></tr><tr><td>ANNEXE 4. PROGRAMME DU WORKSHOP "STRENGTHENING PESTICIDE RISK INDICATORS: BRIDGING DATA, POLICY, AND EU COLLABORATIONS" (19-20 NOVEMBRE 2024, DG JRC BRUXELLES)</td><td>110</td></tr><tr><td>ANNEXE 5. CARACTÉRISTIQUES DE QUELQUES INDICATEURS D'ÉVALUATION DE NAP (1/2)</td><td>117</td></tr><tr><td>ANNEXE 6. ANALYSES SUPPLÉMENTAIRES RELATIVES AUX DONNÉES D'ÉCOTOXICITÉ DISPONIBLES</td><td>119</td></tr></table>
Résumé opérationnel

Depuis le 21 février 2024, l'indicateur HRI1 (Harmonised Risk Indicator 1), proposé par la Commission Européenne en 2019, est l'indicateur principal de la Stratégie nationale Ecophyto 2030. Il a remplacé l'indicateur NoDU (Nombre de Doses Unités), qui était jusqu'à présent l'indicateur principal de suivi des plans Ecophyto successifs. Suite au débat public sur les indicateurs associés aux politiques publiques de réduction de l'utilisation des produits phytopharmaceutiques, le gouvernement français a adressé une saisine à INRAE le 27 juin 2024, en vue de proposer des pistes d'évolution de l'indicateur HRI1 (cf. encadré ci-dessous).

L'indicateur HRI1 correspond au rapport entre la valeur d'une fonction, calculée à partir des masses de QSA vendues une année donnée, et la moyenne des valeurs de cette fonction entre 2011 et 2013, multiplié par 100 %. Pour une année donnée, la valeur de la fonction utilisée correspond au cumul, pondéré par des coefficients, fixés arbitrairement, des sommes des quantités de substances actives vendues pour chacun des quatre groupes de risque définis par le règlement (CE) n° 1107/2009 : substances à faible risque approuvées ou réputées approuvées (coefficient = 1) ; substances ne relevant pas des autres catégories (coefficient = 8) ; substances dont on envisage la substitution (coefficient = 16) ; substances non-approuvées (coefficient = 64).

Ce rapport de saisine présente les résultats issus d'une réflexion collective étayée par : i) une analyse critique des principaux indicateurs existants au niveau des États-Membres de l'Union Européenne et dans d'autres pays hors Europe, et en particulier l'indicateur HRI1 ; ii) un état des lieux détaillé des sources de données disponibles pour construire des indicateurs d'usage et/ou de risque ; iii) différents échanges avec nos homologues européens et des décideurs publics européens (notamment via l'Alliance Européenne de Recherche « Towards chemical pesticide-free agriculture », et un atelier de deux jours sur les indicateurs de risque liés à l'utilisation des produits phytopharmaceutiques, organisé par le Joint Research Centre de la Commission Européenne) ; iv) une série d'auditions d'experts ; et v) une enquête en ligne.

A partir d'une analyse de la littérature et d'un recueil préliminaire des points de vue d'un panel de parties prenantes au niveau français, un cahier des charges général a été proposé pour la construction d'un indicateur de risque harmonisé. Tout d'abord, cet indicateur doit reposer sur des connaissances scientifiques et être aussi simple que possible. De plus, il doit prendre en compte simultanément les quantités de produits utilisés et les risques toxicologiques et écotoxicologiques associés, même si la complexité d'évaluation de ces derniers a été soulevée. Enfin, il doit être calculable pour chaque État membre de la Communauté Européenne.

Après une comparaison des différentes sources d'information disponibles sur l'écotoxicité des substances actives (SA), nous nous sommes appuyés sur la base de données PPDB (Pesticide Property DataBase), gérée et alimentée par l'Université d'Hertfordshire, car elle offre la couverture la plus importante des SA présentes dans la BNV-D (Banque Nationale des Ventes de produits phytopharmaceutiques par les Distributeurs agréés). En effet, elle permet de couvrir 95 % des identifiants Chemical Abstracts Service Registry Number (CAS-RN), soit 99,97 % des quantités totales vendues (QSA) entre 2009 et 2023. Néanmoins, seulement 9 espèces ou groupes d'espèces sont disponibles pour au moins 95 % de cette QSA, et l'on ne dispose d'aucun taxon couvrant au moins 95% des SA.
L'indicateur HRI1 a fait l'objet de différentes critiques, tant dans la littérature, que de la part des experts consultés, et des personnes ayant répondu à l'enquête en ligne. Les catégories de risque sont jugées peu discriminantes et discutables ; la sommation des QSA au sein des différentes catégories de risque entraîne une distorsion vis-à-vis du risque car les SA ayant des doses homologuées faibles sont masquées par celles ayant des doses homologuées de plusieurs ordres de grandeurs supérieures ; les poids retenus pour le calcul de l'indicateur ne sont pas étayés sur des données scientifiques ; aucun paramètre toxicologique ou écotoxicologique spécifique de chaque SA n'est pris en compte ; enfin, il y a eu peu de transparence et de concertation dans son processus d'élaboration.

Le rapport propose deux perspectives d'évolution de l'indicateur HRI1. La première, visant à conserver la logique sous-jacente à sa construction, consiste à pallier ses principales limites en i) rapportant les quantités de substances actives à la médiane de leurs Doses Homologuées au niveau européen avant d'effectuer les sommations au sein de chaque groupe de risque (la médiane des doses homologuées étant très peu sensible à des variations susceptibles d'être décidées dans les différents pays de l'UE) ; ii) modifiant les coefficients utilisés pour pondérer les différents groupes (en particulier, il serait pertinent de diminuer la valeur du coefficient du groupe 4) ; iii) figeant les valeurs historiques de l'indicateur, c'est-à-dire, sans recalculer la série temporelle de l'indicateur pour tenir compte des évolutions réglementaires. Le recalcul donne en effet une vision très optimiste puisque le retrait d'une substance active engendre son passage dans le groupe 4 et affecte mécaniquement d'un coefficient 64 toutes les valeurs de vente des années précédant le retrait.

La seconde proposition, respectant mieux le cahier des charges proposé, est basée sur une logique en rupture forte avec celle ayant conduit à l'indicateur HRI1. Elle a l'avantage d'être partagée par différents courants de réflexion à l'échelle internationale, même si d'autres réflexions peuvent également être fédératrices, notamment autour de l'indicateur Pesticide Load, développé au Danemark. Cette seconde proposition exposée dans le rapport consiste à construire un indicateur de risque agrégé (inspiré du TAT, Total Applied Toxicity, développé par des chercheurs allemands), en mobilisant les connaissances scientifiques disponibles sur l'écotoxicité de chacune des substances actives. Ces connaissances sont produites au moment de leur homologation au niveau européen, ou en post-homologation. Elles figurent dans les dossiers d'homologation. La méthode est simple : il s'agit d'agréger, avec une pondération identique, la somme de chaque quantité de substance active vendue rapportée à une variable caractérisant son écotoxicité vis-à-vis d'un groupe taxonomique donné (DL₅₀ ou CL₅₀ par exemple). A titre illustratif, nous avons considéré les trois groupes suivants : les mammifères terrestres ; les poissons, et les abeilles, pour lesquels les données étaient disponibles dans la PPDB, pour la quasi-totalité des substances actives utilisées en France. On remarquera que le choix des groupes de taxons parmi ceux pour lesquels on dispose de caractérisations d'écotoxicité (à ce jour : invertébrés aquatiques ; poissons ; plantes aquatiques ; arthropodes terrestres ; vertébrés terrestres ; plantes terrestres ; pollinisateurs ; organismes du sol) des différentes substances actives relève *in fine* d'un choix politique, de même que le nombre de taxons à intégrer pour que l'indicateur soit le plus informatif vis-à-vis des objectifs visés. Ce nouvel indicateur, mobilisant les quantités de SA et leurs toxicités, présente l'avantage de son additivité, et il peut être calculé depuis l'exploitation agricole, à la région, au pays et à l'Europe.
Le rapport débouche sur une série de recommandations. Tout d'abord, il apparaît nécessaire qu'une instance européenne mette en place une base de données ouverte et uniformisée des informations présentes dans les *peer review risk assessment* disponibles sur le site de l'EFSA pour l'ensemble des SA réglementées par le règlement (CE) n°1185/2009. Par ailleurs, nous avons identifié un certain nombre de SA pour lesquelles aucune valeur d'écotoxicité n'est disponible pour certains organismes/taxons qui pourraient être nécessaires pour calculer l'indicateur retenu. De même, on s'est concentré sur les valeurs de toxicité aiguë dans le présent rapport du fait du manque de données de toxicité chronique. Il est donc prioritaire de compléter les informations en ce domaine, soit à partir de documents non disponibles en ligne, soit en les produisant si elles n'existent pas. A terme, la question pourra se poser de caractériser le risque pour un plus grand nombre de taxons, possiblement en lien avec des fonctions écosystémiques à enjeux du point de vue des objectifs visés. Une réflexion pourrait être conduite sur ce sujet à l'échelle européenne. De même, la pondération utilisée pour les différents groupes taxonomiques finalement retenus dans le nouvel indicateur harmonisé pourrait donner lieu à une concertation entre porteurs d'enjeux au niveau européen. Ceci permettrait d'affirmer le rôle d'interface science/politique de l'indicateur.

L'évolution des modalités de calcul d'un indicateur de risque harmonisé au niveau européen doit être accompagnée par un ensemble d'indicateurs complémentaires permettant d'éclairer d'autres dimensions qu'un indicateur agrégé seul ne permet pas de décrire. On peut notamment mentionner le maintien du NODU, au titre du suivi longitudinal, et du lien au dispositif des CEPP, ce qui a été mentionné dans certaines réponses à l'enquête en ligne. De même, un suivi spécifique de l'usage des CMR 1 et 2, en volume et en nombre de substances, dimension qui a montré des réductions très importantes au cours des 15 dernières années et qui constitue une priorité politique de santé publique plusieurs fois rappelée. Un suivi similaire d'autres substances à risque spécifique telles que les perturbateurs endocriniens, ou les PFAS, devrait être envisagé. De même, des indicateurs relatifs aux niveaux de contamination des compartiments sol, eau, atmosphère, et de l'impact sur la santé humaine pourraient également être considérés.

Enfin, nous recommandons d'initier une réflexion, aux échelles nationale et européenne, sur la manière de mieux tenir compte des effets des co-formulants sur la santé humaine et la biodiversité dans le processus d'évaluation de risque des produits. Ceci permettra d'améliorer la cohérence entre l'indicateur utilisé pour la Stratégie Ecophyto 2030 (et potentiellement pour d'autres plans nationaux de réduction des pesticides), et les objectifs de la Directive sur l'utilisation durable des pesticides en matière de réduction des risques et des effets des pesticides sur la santé humaine et sur l'environnement (Article 1, Chapitre 1 de la Directive 2009/128/CE). La prise en compte du risque lié aux produits de dégradation serait plus complexe à aborder au travers d'un indicateur simple, mais pourrait tout de même faire l'objet de réflexions plus approfondies au niveau européen, notamment pour les métabolites les plus fréquemment retrouvés dans l'environnement.
# 1. Introduction

Ce travail, conduit à la demande du gouvernement, en vue d'une modification et d'un enrichissement de l'indicateur HRI1, se situe dans le contexte général de l'application française de la Directive 2009/128/CE, appelée aussi Directive SUD, qui vise à réduire l'usage et l'impact des PPP. Lors de sa mise en place il y a 15 ans, cette directive ne donne aucune précision sur l'indicateur que les États membres se doivent d'utiliser pour mesurer le déploiement de cette directive.

Lors de la mise en place du plan Ecophyto 2018, la question des indicateurs s'est rapidement posée, et faisait l'objet d'une action de l'axe 1 du plan. A l'issue de cette phase, différents indicateurs ont été retenus (Guichard et al, 2017), chacun comportant des avantages et des inconvénients.

La QSA (Quantité de Substances Actives) est l'indicateur « historique ». Largement utilisé en Europe, il évalue le recours aux pesticides par les quantités vendues sur un territoire (déclarées annuellement par les distributeurs en France dans le cadre de la redevance pour pollution diffuse). L'Expertise Scientifique Collective Pesticides (Aubertot et al, 2005) pointait ses limites : la mise sur le marché de molécules actives efficaces à des doses toujours plus faibles pour une même action biocide induit mécaniquement une baisse des tonnages qui ne correspond à aucune réduction de la dépendance de l'agriculture à ces produits, ni à une réduction du risque pour la santé humaine et la biodiversité.

L'IFT, pour Indice de Fréquence de Traitement, (calculé sur les pratiques déclarées des agriculteurs) a été adapté de l'indicateur danois (Gravesen, 2003), dans le cadre d'une étude confiée à l'INRA en 2006 par le Ministère chargé de l'agriculture, pour évaluer le degré de dépendance des pratiques agricoles à l'utilisation des PPP. Il est fondé sur une normalisation des quantités employées de produits commerciaux par leur dose d'homologation. Cela permet de sommer, dans un même programme de traitement, des produits aux caractéristiques très différentes et ainsi éviter les limites de la QSA. Le point d'IFT s'interprète comme un « proxy » d'unité d'activité biocide : il s'agit de la mise en œuvre d'une dose de produit à sa dose homologuée sur une surface donnée pour une culture donnée. Une parcelle à 4 points d'IFT est considérée comme deux fois plus dépendante des pesticides qu'une parcelle à 2 points. Cet indicateur est aujourd'hui largement utilisé dans le réseau DEPHY où il est calculé à la fois par culture et à l'échelle pluriannuelle de la succession des cultures, et dans le cadre du dispositif des CEPP pour le calcul de la valeur d'une action.

Le NODU, pour Nombre de Doses Unités, est calculé à partir des déclarations annuelles des ventes de pesticides par les distributeurs. Il repose sur la même logique de normalisation que l'IFT, mais appliquée aux SA, ce qui permet de sommer des substances employées à des doses très différentes. Le NODU est calculé annuellement, à l'échelle de la ferme France, sans lien aux types de cultures ou bioagresseurs cibles. Étant donné que cet indicateur est hautement agrégatif, englobant tous les traitements d'une même année civile, toutes les substances actives et toutes les zones géographiques, l'interprétation des variations interannuelles s'avère souvent délicate. Par ailleurs, sur des temps longs, il souffre d'une incapacité à rendre compte des variations fortes de volumes de substances lors de l'évolution des doses homologuées, ainsi que des variations de type de substances actives utilisées lors de la substitution de molécules par d'autres au profil toxicologique moins défavorable.
Ainsi sur les 15 années du plan, le NODU a présenté des variations généralement très faibles, alors que l'on a une réduction très forte (-57%) des CMR (Cancérigènes, Mutagènes, Reprotoxiques) avec une disparition des plus dangereux, et une augmentation très forte des produits de biocontrôle (+187% en 15 ans). Ce constat, combiné à la fronde persistante d'une partie du monde agricole contre cet indicateur a conduit à remettre en question la pertinence du NODU comme indicateur principal du plan Ecophyto. Cette situation a été amplifiée par le contexte de l'année 2023 où se construisait le projet de Règlement Européen SUR définissant un objectif de réduction d'usage et d'impact de 50%, objectif harmonisé et à atteindre par tous les États membres. Dans ce texte, la Commission Européenne mentionnait l'indicateur HRI1 par cohérence avec les cadres de stratégies européennes que sont le *Green Deal* et la *Farm to Fork*.

Devant cette situation, le Gouvernement français s'est attaché au long de l'année 2023 à réviser ses choix initiaux. Ceci l'a conduit à retenir début 2024 l'indicateur proposé à l'échelle européenne, le HRI1, motivant ce choix par l'harmonisation européenne et la 'meilleure prise en compte de l'approche risque'. Cette proposition a engendré des réactions nombreuses et diverses, largement reprises dans la presse nationale et professionnelle. Ces réactions identifiaient un certain nombre de faiblesses dans la construction (constitution des classes, pondération de chaque catégorie de risques, rétroporation notamment) et la mise en œuvre de cet indicateur européen.

En réponse, INRAE a été sollicité le 27 juin 2024 pour répondre à une saisine signée par cinq Ministres en vue de construire des propositions d'évolutions possibles de cet indicateur (Annexe 1).

Le texte de cette saisine mentionne les éléments suivants :

Afin que l'approche de l'évaluation du risque soit la plus pertinente possible dans le suivi des objectifs de la stratégie Ecophyto 2030 et conserve ses atouts en termes de comparaison européenne et de prise en compte des risques, nous souhaitons qu'INRAE, en collaboration étroite avec le Président du Conseil Scientifique et Technique (CST) d'Ecophyto, et dans le cadre d'échanges avec vos homologues européens, puisse établir un bilan des avantages et limites de l'indicateur HRI1 et proposer le cas échéant des évolutions de sa méthodologie de calcul afin de rendre compte au mieux de notre objectif de réduction des usages et des risques des produits phytopharmaceutiques.

Cette démarche devra associer le plus largement possible vos homologues européens afin de favoriser l'émergence d'une démarche scientifique européenne la plus consensuelle possible. Ces travaux nourriront les autorités françaises dans leurs discussions avec leurs partenaires des autres États-Membres pour un indicateur rénové à retenir dans la réglementation européenne.

Afin de répondre à cet objectif, la démarche a été la suivante :

* Constitution d'un groupe de travail mobilisant INRAE (en particulier la direction scientifique Agriculture), le Président du CST Ecophyto et différentes personnes ayant travaillé sur la question des indicateurs de l'usage et de l'impact des produits phytopharmaceutiques.

* Analyse exhaustive de la littérature à l'échelle nationale, européenne et mondiale, pour identifier l'ensemble des indicateurs d'usage et de risque liés aux produits phytopharmaceutiques pour évaluer des Plans d'action nationaux. Premier
sondage au niveau national de la perception de ces indicateurs par des parties prenantes membres du COS Ecophyto. Esquisse des grandes lignes d'un indicateur « ad hoc ». Pour cela, le groupe de travail a notamment pu s'appuyer sur le mémoire de fin d'étude de Tanguy Landrieu, rédigé pendant l'été 2024.

* Analyse détaillée de nombreuses bases de données européennes permettant de caractériser l'usage et le risque lié aux produits phytopharmaceutiques, exprimé via la toxicité aiguë et chronique sur différents organismes. Ceci a conduit à explorer les possibilités offertes par les indicateurs relevant de la catégorie TAT (Total Applied Toxicity), avec la possibilité d'agréger les toxicités pour différentes catégories d'organismes. Ceci a été conduit au travers de nombreuses simulations.

* Consultation de différents experts à l'échelle nationale et européenne. Cette consultation a permis de préciser les avantages et inconvénients des différents indicateurs et de tester les hypothèses d'évolution construites au cours de ce travail. La liste des experts consultés figure en Annexe 2 du présent rapport. La consultation a été réalisée par des auditions, mais aussi en diffusant une enquête en ligne, à l'échelle nationale et européenne (Annexe 3), notamment via l'Alliance Européenne de Recherche 'Towards chemical pesticide-free agriculture'.

* Participation à différents évènements européens, sur l'utilisation des pesticides. Un évènement a été particulièrement important pour notre travail. Il s'agit du séminaire européen des 19 et 20 novembre 2024, à Bruxelles, intitulé « Strengthening Pesticide Risk Indicators: Bridging Data, Policy, and EU Collaborations » (Annexe 4).

Ce travail a permis d'élaborer deux recommandations correspondant à deux intensités de modification de l'indicateur HRI1, relevant soit d'un ajustement limité, soit portant une révision plus profonde de l'indicateur pour passer d'une logique de classes de risque à une variation continue.

Une première version du rapport sera remise à la DGAL à la fin de l'année 2024. Le rapport définitif sera remis fin janvier 2025.

Ce rapport comprend les chapitres suivants :

* Un premier chapitre est consacré aux caractéristiques attendues d'un indicateur d'usage et de risque lié aux PPP, chapitre qui aborde également la question de la prise en compte de la temporalité dans le suivi et l'analyse des trajectoires d'usage.

* Un deuxième chapitre est consacré à l'état de l'art de l'ensemble des indicateurs mobilisés dans les Plans d'Action Nationaux d'application de la directive SUD, avec un zoom particulier sur l'indicateur HRI1. Ce chapitre intègre un premier niveau d'évolution possible, a minima, de cet indicateur. Il introduit la possibilité de mieux prendre en compte les risques sur le milieu, via une prise en compte des données de toxicité et écotoxicité de chaque substance active.

* Le chapitre suivant s'est, en conséquence, concentré sur les données disponibles pour caractériser les risques liés à l'utilisation des produits phytopharmaceutiques, en considérant leur qualité, leur disponibilité et les colinéarités entre les différents compartiments biologiques pris en compte.

* L'avant-dernier chapitre comprend une seconde proposition d'évolution plus profonde de l'indicateur HRI1.

* Un dernier chapitre conclusif débouche sur un ensemble de recommandations.
# 2. Cahier des charges pour un indicateur harmonisé permettant de quantifier l'utilisation des produits phytopharmaceutiques et les risques associés

## 2.1 Qu'est-ce qu'un indicateur ?

Un indicateur est « (1) une fonction informative, c'est-à-dire la fourniture d'informations simplifiées sur un système complexe ou un critère non mesurable [...] ; (2) une fonction d'aide à la décision pour aider à atteindre les objectifs initiaux » (Bockstaller et Girardin, 2003).

En tant qu'outil d'aide à la décision dans l'évaluation d'une politique publique, il se situe à l'interface entre les domaines politique et scientifique, car déterminé par le second à destination du premier (Figure 1). Un indicateur donne la plupart du temps une représentation imparfaite d'un phénomène orienté vers une finalité définie par les pouvoirs publics.

Par sa nature simplifiée et hybride, un indicateur est un outil toujours critiquable et sa pertinence réside en premier lieu dans sa capacité à fournir une information suffisante pour soutenir la prise de décision, et donc potentiellement une décision politique (Bouleau et Deuffic, 2016).

<figure><img src="image_3.png" /><figcaption>Figure 1. L'indicateur : une interface entre la science et la politique publique comme une frontière floue où la science et la politique se chevauchent (adapté de Turnhout, 2003).</figcaption></figure>

Les indicateurs dans le domaine du risque lié aux PPP sont des indicateurs dits quantitatifs. Ils sont caractérisés par leur mode de calcul ou formalisme et par la cible, i.e. l'objectif visé. Ils se distinguent également selon les variables d'entrée et les paramètres pris en compte (Figure 2). Leur choix dépend aussi, *in fine*, de la disponibilité des données nécessaires pour leur calcul, ainsi que de la facilité à les mobiliser et à les mettre à jour.
<figure><img src="image_4.png" /><figcaption>**Figure 2 : Cadre théorique de caractéristiques pouvant définir un indicateur du risque lié aux PPP (d'après Landrieu, 2024).**</figcaption></figure>

Au-delà des considérations techniques, le choix final d'un indicateur du risque lié aux PPP dépend fortement des objectifs et priorisations de l'utilisateur. Il est, à ce titre, essentiel de vérifier que l'indicateur retenu permet bien de répondre aux besoins des décideurs, en cohérence avec les exigences européennes.

Du fait de cette dimension politique, la phase de construction d'un indicateur constitue une étape clé aussi déterminante - sinon plus - que ses spécificités techniques. Elle peut conditionner la légitimité et l'appropriation finale de l'indicateur par les parties prenantes – ce d'autant plus dans le cas des indicateurs environnementaux où les porteurs d'enjeux peuvent défendre des intérêts qui s'opposent (Bouleau et al., 2009 ; Bouleau et al., 2016). Il n'est donc pas étonnant que la mise en avant d'un indicateur comme le HRI1, dont les bases scientifiques sont peu fondées et qui n'a pas fait l'objet d'une concertation initiale avec les parties prenantes, ait suscité des critiques dans des publications scientifiques (Bub et al, 2023 ; Street, 2023 ; Vekemans et Marchand, 2024 ; Barbu et al., 2024), ainsi que dans des communiqués de presse d'organisations officielles telles que l'Agence allemande de l'environnement (Stallmann, 2023) et d'autres organisations non gouvernementales (PAN Europe, 2021 ; Foodwatch, 2022 ; Global 2000, 2022). C'est pourquoi il a été jugé indispensable pour dégager des caractéristiques générales pouvant définir un indicateur pertinent d'évaluation de plan d'actions national tout en étant utilisable au niveau européen, de sonder un certain nombre de parties prenantes au niveau national, en ciblant en particulier des membres du COS du plan Ecophyto (Landrieu, 2024).

## 2.2 Cahier des charges pour un indicateur ad hoc

Pour élaborer un indicateur permettant de répondre d'une part à l'objectif de la Directive SUD 2009/128 et d'autre part à la question soulevée par la saisine soumise à INRAE, un nombre limité de points a pu être dégagé pour définir le cahier des charges.
- Il doit être basé sur des données et connaissances scientifiques et techniques, ouvertes, disponibles et facilement consultables. Ceci permet que tous les éléments retenus soient opposables.

- Il doit rendre compte à la fois des volumes de substances actives utilisées pour assurer la protection des cultures et des risques toxicologiques et écotoxicologiques encourus et inhérents.

- Il doit être calculable, a minima, à l'échelle de chaque État-Membre et de l'Union Européenne. Potentiellement, il doit pouvoir être calculable à des échelles plus fines. Il doit donc être doté de propriétés d'additivité.

- Les procédures de calcul et d'agrégation doivent être simples et transparentes, et l'élaboration de séries chronologiques ne doit pas souffrir de biais du seul fait d'une évolution de la connaissance et donc de l'ajustement de la valeur de certaines données de toxicité et d'écotoxicité.

- Il doit permettre de répondre aux objectifs de suivi de la dépendance de l'agriculture aux PPP et de limitation du risque pour la santé humaine et les écosystèmes.

## 2.3. Réflexion sur la prise en compte de la temporalité des informations disponibles

Dans la clarification de ce qui fait un bon indicateur, il existe deux 'atouts' au potentiel contradictoire ; un premier qui consiste à ce que l'indicateur traduise l'état d'une situation au moment de la prise de décision, un second qui confère à l'indicateur une valeur représentative au sein d'une tendance. Pour couvrir ce second point, il sera généralement proposé que la règle de calcul d'une série chronologique soit maintenue homogène de bout en bout. C'est ce caractère immuable du calcul d'une série qui garantit que l'on peut exprimer de manière fiable le rapport d'évolution (exprimé en pourcentage, par exemple) entre deux dates de la série, ou relativement à une période de référence.

L'élément qui rend les deux aspects contradictoires vient de l'évolution des règles comme une force externe qui s'impose au calcul. Soit, on étalonne sans recalcul a posteriori sur toute la période et on conserve la trace de la valeur qui existait à un moment donné tout en acceptant la perte de la cohérence interne de la série (hétérogène dans le calcul). Cela revient à entériner les valeurs passées. Soit, on réétalonne le présent comme le passé pour disposer d'une série homogène qui retrace fidèlement l'évolution de l'indicateur putatif à chaque instant, tout au long de la série temporelle.

Dans le cas où le contexte évolue et affecte une partie du calcul, alors l'indicateur sera amené à évoluer. C'est le cas de l'espérance de vie qui affecte la valeur du point de pension. Mais l'évolution de l'indicateur n'est pas systématique selon les domaines et objectifs.

La comptabilité des entreprises est un exemple explicite de situation où les règles évoluent mais où il est préférable de garder la trace des bilans au moment où ils ont été réalisés car ils peuvent expliquer les décisions qui ont été prises. Ainsi, les prévisions de remboursement d'une dette vont intégrer les prévisions de valeur du taux d'usure de l'emprunt et cela peut conduire à provisionner ou décaler des investissements. Il en découle le fait que les conseils d'administration entérinent les comptes sur une base annuelle et cela définitivement.
Certains dispositifs vont réaliser une réanalyse venant consolider un indicateur en disposant d'une information plus complète. C'est le cas de l'INSEE qui réévalue les taux de croissance ou d'inflation trimestriels de la France. Toutefois, cette réévaluation ne se fait qu'une fois et sur la base d'un jeu complet permettant d'affiner la première estimation qui étaient connue pour ne fournir qu'une valeur approximative.

**Ce phénomène de figer ou non la valeur d'un indicateur avec l'évolution des méthodes de calcul affecte le suivi de la dépendance aux PPP de l'agriculture.** La liste des produits autorisés, ainsi que les doses d'usage évoluent avec les besoins et les connaissances. Aussi, on peut souhaiter garder la trace de ce qu'était le contexte au moment de la décision, tout comme on peut vouloir tracer l'évolution en gardant intacte la capacité de comparaison entre deux dates.

Ainsi le NODU d'une année va dépendre de la valeur de référence de la dose utilisée pour le calculer. Ce sont les valeurs de doses unités de l'année du calcul qui prévalent, induisant donc un re-calcul des valeurs de NODU des années antérieures dans le cas d'une évolution réglementaire de doses unités l'année considérée. Si ces dernières baissent avec l'évolution réglementaire, à un même volume consommé, on fera correspondre un nombre plus élevé de traitements, donnant l'impression que la situation s'est dégradée. Cela peut être vu comme une réalité, si par exemple l'amélioration des équipements permet des économies de produit tout en gardant l'efficacité, le NODU resterait constant si tout le monde s'équipe instantanément des nouvelles machines et réduit en conséquence les doses. Si en revanche une frange de personnes continue à utiliser les anciens anciennes doses puisque leur parc de matériels n'a pas évolué, de fait, la situation n'a pas bougé selon leur référentiel mais elle s'est bien dégradée compte-tenu de l'évolution attendue des pratiques ! Il y a donc un parti pris à trancher.

Dans le cas de HRI1, il a été acté que l'évolution des connaissances pouvait conduire à modifier la classification des molécules en quatre catégories. Ainsi une molécule approuvée, initialement classée dans le groupe 2 (voir partie 3.2), pourrait basculer dans une classe supérieure de risque (e.g. candidate à la substitution) si on découvre avec l'usage qu'elle s'accumule de manière excessive dans l'environnement ou dans la biosphère ou encore qu'elle présente un caractère CMR, pouvant aller jusqu'à en induire l'interdiction. Ce changement de classe peut toucher des substances actives très employées. Compte tenu du calcul rétroactif et des valeurs des coefficients de pondération affectés à chaque groupe, leur déplacement d'une catégorie à l'autre peut alors bouleverser les valeurs calculées de HRI1 dans des proportions de premier ordre. Des exemples chiffrés numériquement ont été apportés en mobilisant le cas du mancozèbe ou celui du glyphosate (Garnault et al., 2024).

**Dans une période où la tendance est plus au retrait de molécules qu'à l'ajout de nouvelles, le fait de reprendre les calculs *a posteriori* pour tenir compte de cet état de fait conduit globalement à souligner une spirale d'amélioration via l'indice qui reflétera comment la réglementation améliore la prise en compte des limites des PPP - conduisant le cas échéant à leur retrait - mais pas forcément comment cela résulte d'une prise en considération volontaire de la part des acteurs de se passer de ce pilier chimique dans leurs pratiques.**
Autrement dit, dans un cas, c'est l'évolution réglementaire qui fixe le cadre, et c'est cela que l'on suit ; dans un autre, c'est l'évolution des pratiques qui permet de générer un progrès. Dans l'esprit de la directive européenne, il est bien attendu que les pratiques agricoles évoluent et que **la réglementation vienne entériner les changements, plus que l'inverse.** L'indicateur retenu doit pouvoir rendre compte des évolutions des pratiques.
Le monde scientifique et les économistes en particulier apprécient de pouvoir conduire des
comparaisons valides à périmètre bien maîtrisé. Une stratégie un peu composite consiste
donc à disposer d'une estimation faite au moment de la réalisation, à laquelle on peut affecter
un taux actuariel qui permet d'exprimer toutes les années dans une métrique cohérente.
On pourrait imaginer que le bilan des entrées et sorties des molécules de la réglementation
ainsi que le changement de classe tel que pratiqué dans HRI1 donne lieu à l'établissement
d'un abaque actuariel qui viendrait se surimposer à une évaluation qui se fasse selon l'état
des connaissances. Comme on dispose de l'ensemble de l'historique de la réglementation
concernant les pesticides, il apparaît possible de faire réaliser une estimation des indices
actuariels à retenir et appliquer pour réaliser des comparaisons entre années. Cette
proposition ne doit cependant pas éluder la nécessité préalable de mieux cerner les intérêts
et limites de l'indicateur considéré, avec ou sans calcul rétroactif. C'est ce que l'on tente de
faire dans les parties qui suivent.
# 3. État de l'art

## 3.1 Indicateurs européens mobilisés dans les National Action Plans et autres indicateurs explorés

Pour répondre à l'exigence de l'article 4 de la directive 2009/128/CE de la Commission concernant les Plans d'Action Nationaux (NAP, pour National Action Plan), plusieurs États-Membres ont développé des indicateurs nationaux. Il en découle une variété d'indicateurs parmi les États-Membres de l'Union Européenne (Tableau 1). D'autres indicateurs développés à l'échelle de plans d'action nationaux au Canada ou aux USA ont semblé intéressants à ajouter à cette analyse pour mieux cerner ce que pourrait être un indicateur « idéal » et éventuellement dégager des pistes d'amélioration du HRI1 (Landrieu, 2024).

<table><caption>Tableau 1. Indicateurs du risque lié aux PPP utilisés par des plans d'action nationaux.</caption><thead><tr><td>Indicateur</td><td>Pays/entité de développement</td><td>Références bibliographiques</td></tr></thead><tbody><tr><td>ADSCORE, SYSCORE, REXTOX</td><td>OCDE</td><td>OCDE, 2001</td></tr><tr><td>EIQ (Environmental Impact Quotient)</td><td>USA</td><td>Kovach et al., 1992</td></tr><tr><td>EPRIP (Environmental potential risk indicator for pesticides)</td><td>Italie</td><td>Riparbelli et al., 2008</td></tr><tr><td>EYP (Environmental Yardstick for Pesticide)</td><td>Pays-Bas</td><td>Reus et Leendertse, 2000</td></tr><tr><td>HRI1 (Harmonised Risk Indicator)</td><td>UE</td><td>Eurostat, 2021</td></tr><tr><td>IRPeQ (Indicateur de risque des pesticides du Québec)</td><td>Canada</td><td>Samuel et al., 2012</td></tr><tr><td>NODU (NOmbre de Doses Unités)</td><td>France</td><td>Ecophyto, 2017</td></tr><tr><td>NRI (Norwegian pesticide Risk Indicator)</td><td>Norvège</td><td>Stenrød et al., 2008</td></tr><tr><td>PAF (Potentially Affected Fraction)</td><td>Pays-Bas</td><td>Klepper et al., 1998</td></tr><tr><td>Pestscreen</td><td>Espagne</td><td>Juraske et al., 2007</td></tr><tr><td>PL (Pesticide Load)</td><td>Danemark</td><td>Kudsk et al., 2018; Gensch et al., 2024</td></tr><tr><td>POCER (Pesticide occupational and environmental risk)</td><td>Belgique</td><td>Vercruysse et Steurbaut, 2002</td></tr><tr><td>PURE (Pesticide Use Risk Evaluation)</td><td>USA</td><td>Zhan et Zhang, 2012</td></tr><tr><td>ST (Synops-Trends)</td><td>Allemagne</td><td>Strassemeyer et Gutsche, 2010</td></tr><tr><td>TAT (Total Applied Toxicity)</td><td>USA, Allemagne</td><td>Schulz et al., 2021<br>Bub et al., 2023</td></tr><tr><td>TLI (Toxic Load Index)</td><td>Trade Foundation et BCI</td><td>Neumeister, 2017</td></tr></tbody></table>
Au total, une quinzaine d'indicateurs ont été analysés. D'un point de vue technique, ils peuvent être différenciés selon différents critères relatifs aux usages et pratiques considérés, aux compartiments, organismes et altérations ciblées, aux formalismes de représentation et de calcul et aux modalités de présentation des résultats. Du point de vue de leur formalisme de calcul, on distingue notamment trois grands types d'indicateurs :

- des indicateurs basés sur l'estimation de concentrations environnementales prédites (CEP) et le calcul d'un ratio de risque via le recours à des données de grandeurs d'effet en se basant sur des modèles mathématiques : EYP (Reus et Leendertse, 2000), POCER (Vercruysse et Steurbaut, 2002), SYNOPS (Strassemeyer et Gutsche, 2010);

- des indicateurs intégrant également une notion de risque via la prise en compte de certaines propriétés conditionnant le devenir et/ou l'effet de chaque substance mais en se basant sur des équations empiriques : indicateurs de l'OCDE (OCDE, 2001; Probst et al., 2005), PL (Kudsk et al., 2018), TAT (Schulz et al., 2021);

- des indicateurs ne considérant pas directement le devenir des substances ni leurs grandeurs d'effet spécifiques : NODU (Ecophyto, 2017; Hossard et al., 2017), et HRI1 (Eurostat, 2021).

On peut aussi distinguer ces indicateurs selon le niveau de prise en compte des usages de PPP : on observe des variations notamment en ce qui concerne la nature des substances considérées (produits de synthèse organiques, minéraux, de biocontrôle, ...). Si la quantité de substances actives vendues est le plus souvent utilisée, à défaut de pouvoir accéder aux quantités réelles appliquées, certains indicateurs considèrent des doses moyennes appliquées selon les cultures, ainsi que l'influence de la formulation et des modalités d'application sur le transfert des substances et sur le risque utilisateur : c'est le cas de POCER.

Quasiment tous les indicateurs étudiés fournissent des résultats au pas de temps annuel tandis qu'ils peuvent se différencier selon la résolution spatiale de calcul considérée. Par exemple SYNOPS-Trends, POCER, EYP et les indicateurs de l'OCDE (REXTOX) se placent à l'échelle d'une parcelle agricole selon une approche moyenne ou par cas-types régionaux ou nationaux, tandis que les autres se placent d'emblée à l'échelle nationale sans différenciation selon les propriétés des sols ou du climat.

Enfin, certains indicateurs donnent un résultat qui peut être agrégé en une seule valeur (POCER, NODU, PL), tandis que d'autres se présentent sous la forme d'un panel de sous-indicateurs (EYP, indicateurs de l'OCDE, SYNOPS-Trends) relatifs à une diversité de compartiments ou d'organismes cibles (Julius Kühn-Institute, 2022).

Il est à noter qu'une audition conduite en toute fin de rédaction de ce rapport (Annexe 2) a permis de prendre connaissance d'une proposition autrichienne très récente : l'indicateur PURI (Pesticide Use and Risk Indicator; Global 2000, 2024) pour pallier les limites du HRI-1. Le PURI cherche à prendre en compte à la fois les quantités de substances utilisées pondérées par des doses d'application issus des dossiers d'homologation (approche comparable à celle du NODU mais débouchant sur un calcul plus simple à mettre en œuvre), ainsi que des grandeurs d'effets aigus et chroniques, à la fois pour l'humain (via les phrases de risque) et pour divers groupes d'espèces (pollinisateurs, oiseaux, vers de terre, mammifères, organismes aquatiques, via les données disponibles dans la base PPDB (Lewis et al., 2016). La démarche d'élaboration de cet indicateur trouve de nombreux points de similitude avec celle de l'indicateur PL (Kudsk et al., 2018), avec cependant des méthodes un peu différentes. L'indicateur PURI repose sur une définition de classes de risque toxicologique, de risque écotoxicologique, et de persistance des substances - basées sur des données spécifiques de
toxicité ou de demi-vie. L'indicateur PL quant à lui mobilise des valeurs spécifiques pour chaque SA. Le PURI est conçu de telle sorte qu'il soit possible de revenir aux sous-indicateurs (risque humain ou écotoxicologique, avec différentiation par taxon possible). Le PURI - comme le PL -, pourrait souffrir des limites mentionnées plus haut qui ont fait privilégier, dans le cadre de ce rapport, une approche plus simple, ainsi que du manque de données, notamment pour les effets chroniques.

Le tableau en annexe 5 donne quelques exemples des principales caractéristiques de plusieurs indicateurs d'intérêt. Le tableau 2 ci-dessous récapitule leurs intérêts et limites.

<table><caption>Tableau 2. Intérêt et limites de quelques indicateurs d'intérêt.</caption><thead><tr><td>Indicateur</td><td>Intérêt</td><td>Limites</td><td>Pays de mise en œuvre</td></tr></thead><tbody><tr><td>NODU Agricole</td><td>- Indicateur d'usage incluant une notion de dose efficace<br/>- Sectorisation par classes de certaines substances possible (CMR, Herbicides, Fongicides, Insecticides)<br/>- Historique de données et d'utilisation<br/>- Légitimité de développement (concertation initiale)</td><td>- Pas de sectorisation à date pour approcher le risque de certaines substances (ex : perturbateurs endocriniens)<br/>- Calcul de la DU « Franco-français » qui le rend inutilisable à l'échelle européenne<br/>- Prise en compte récente et sur un segment propre des produits de biocontrôle (NODU vert), de même pour les produits de traitement des semences (NODU traitement des semences)<br/>- pas de prise en compte des valeurs de seuils écotoxicologiques ni toxicologiques</td><td>France</td></tr><tr><td>HRI1</td><td>- Indicateur incluant une approche du risque par catégorie de substances en cohérence avec le règlement (CE) n° 1107/2009<br/>- Calculable à l'échelle nationale et européenne</td><td>- Lacunes scientifiques en l'état (facteurs de pondération non fondés scientifiquement, groupes de risque des substances discutables (notamment, le groupe 2 qui regroupe 60 % des SA commercialisées en France, soit 77 % des QSA vendues entre 2011 et 2021, alors que ces substances peuvent présenter des toxicités très différentes, ...)<br/>- Peu de transparence ni de concertation dans son processus d'élaboration<br/>- pas de prise en compte des valeurs de seuils écotoxicologiques ni toxicologiques spécifiques de chaque substance</td><td>Différents États Membres européens (cf. Annexe 3)</td></tr><tr><td>PL</td><td>- Considère les propriétés de mobilité des substances (demi-vie, bioaccumulation, lixiviation) et des modalités d'application<br/>- prend en compte des grandeurs écotoxicologiques (3 animaux terrestres et 3 animaux aquatiques)<br/>- Considère l'impact sur l'humain et l'influence du type de formulation</td><td>- Besoin de données consolidées des valeurs de seuils écotoxicologiques (pour lesquelles il existe des bases harmonisées au niveau européen qui pourraient être complétées) et des phrases de risque pour l'humain</td><td>Danemark (travail scientifique d'application à l'Europe)</td></tr><tr><td>TAT</td><td>- Calcule un ratio de risque en se basant sur toutes les grandeurs écotoxicologiques disponibles</td><td>- Besoin de données consolidées des valeurs de seuils écotoxicologiques (pour lesquelles il existe des bases harmonisées</td><td>Allemagne, USA</td></tr></tbody></table>
<table><tr><td></td><td>- Ses résultats peuvent permettre d'approcher un impact sur l'humain (données sur le rat par exemple)</td><td>au niveau européen qui pourraient être complétées)<br/>- Présente plusieurs sous-indicateurs en sortie</td><td></td></tr><tr><td>SYNOPS-Trends</td><td>- Calcule une CEP en prenant en compte les propriétés de mobilité des molécules et des combinaisons de sols/cultures/climats types<br/>- Calcule les ratios de risque en se basant sur des grandeurs écotoxicologiques (risques aigus et chroniques pour animaux terrestres et aquatiques)</td><td>- Besoin de données consolidées des valeurs de seuils écotoxicologiques (pour lesquelles il existe des bases harmonisées au niveau européen qui pourraient être complétées)<br/>- Présente plusieurs sous-indicateurs en sortie<br/>- Nécessite une typologie de combinaisons de sols/climats/pratiques<br/>- Besoins importants de paramétrisation<br/>- Pas de prise en compte du risque pour l'humain</td><td>Allemagne</td></tr></table>

## 3.2 Focus sur le HRI1 : principe, avantages et limites identifiées

Le HRI1 (Harmonised Risk Indicator 1) a été conçu pour répondre aux objectifs de la directive européenne 2009/128/CE (dite Directive SUD pour Sustainable Use of pesticides Directive), qui souhaite instaurer un cadre d'action communautaire pour parvenir à une utilisation des pesticides compatible avec le développement durable. Il a été proposé en 2019 (acte d'exécution 2019/782/CE), comme indicateur harmonisé de suivi des tendances en matière de réduction des risques liés à l'utilisation de pesticides au niveau de l'Union européenne (UE). Les États-Membres sont tenus de calculer annuellement cet indicateur. La Commission Européenne (DG Eurostat) calcule la valeur de l'indicateur HRI1 au niveau de l'UE.

Le HRI1 est calculé en combinant les statistiques sur les quantités de substances actives pesticides mises sur le marché conformément au règlement (CE) n°1185/2009 et les informations sur les substances actives conformément au règlement (CE) n°1107/2009.

Pour le calcul du HRI1, la directive 2019/782/CE définit quatre groupes de risque au regard au règlement 1107/2009, chacun étant affecté d'un facteur de pondération spécifique :

* Le groupe n°1 contient les substances à faible risque approuvées (annexe D du règlement d'exécution 540/2011 (version consolidée 1/11/2024)). Leur QSA est pondérée par un facteur 1.

* Le groupe n°2 est le groupe par défaut, il contient toutes les substances approuvées ne faisant pas partie des groupes n°1 et n°3 (annexes A et B du règlement d'exécution 540/2011 (version consolidée 1/11/2024)). Leur QSA est pondérée par un facteur 8.

* Le groupe 3 contient les substances approuvées dont la substitution est envisagée (annexe E du règlement d'exécution 540/2011 (version consolidée 1/11/2024)). Leur QSA est pondérée par un facteur 16.

* Enfin le groupe n°4 contient les substances retirées du marché (elles ne sont donc pas listées dans le règlement d'exécution 540/2011). Leur QSA est pondérée par un facteur 64.
<table><caption>Tableau 3. Catégorisation des substances actives et pondérations liées au danger aux fins du calcul de l'indicateur de risques harmonisé 1. Directive (UE) 2019/782 de la Commission du 15 mai 2019.</caption><thead><tr><th rowspan="2">Ligne</th><th colspan="4">Groupes</th><th rowspan="2">Substances actives qui ne sont pas approuvées en vertu du règlement (CE) n° 1107/2009 et, par conséquent, qui ne sont pas inscrites à l'annexe du règlement d'exécution (UE) n° 540/2011</th></tr><tr><th>1</th><th>2</th><th>3</th><th>4</th></tr></thead><tbody><tr><td>i)</td><td>Substances actives à faible risque qui sont approuvées ou réputées approuvées en vertu de l'article 22 du règlement (CE) n° 1107/2009 et qui sont inscrites dans la partie D de l'annexe du règlement d'exécution (UE) n° 540/2011</td><td>Substances actives approuvées ou réputées approuvées en vertu du règlement (CE) n° 1107/2009, qui ne répondent pas d'autres catégories, et qui sont inscrites dans les parties A et B de l'annexe du règlement d'exécution (UE) n° 540/2011</td><td>Substances actives approuvées ou réputées approuvées en vertu de l'article 24 du règlement (CE) n° 1107/2009 dont on envisage la substitution et qui sont inscrites dans la partie E de l'annexe du règlement d'exécution (UE) n° 540/2011</td><td>Substances actives qui ne sont pas approuvées en vertu du règlement (CE) n° 1107/2009 et, par conséquent, qui ne sont pas inscrites à l'annexe du règlement d'exécution (UE) n° 540/2011</td></tr><tr><td>ii)</td><td colspan="5">Catégories</td></tr><tr><td>iii)</td><td>A</td><td>B</td><td>C</td><td>D</td><td>E</td><td>F</td><td>G</td></tr><tr><td>iv)</td><td>Micro-organismes</td><td>Substances actives chimiques</td><td>Micro-organismes</td><td>Substances actives chimiques</td><td>Qui ne sont pas classées comme suit:<br>substances cancérogènes de catégorie 1 A ou 1B<br>et/ou<br>substances toxiques pour la reproduction de catégorie 1 A ou 1B;<br>et/ou<br>perturbateurs endocriniens</td><td>Qui sont classées comme suit:<br>substances cancérogènes de catégorie 1 A ou 1B<br>et/ou<br>substances toxiques pour la reproduction de catégorie 1 A ou 1B;<br>et/ou<br>perturbateurs endocriniens, lorsque l'exposition des êtres humains est négligeable</td><td></td></tr><tr><td>v)</td><td colspan="6">Pondérations liées au danger applicables aux quantités de substances actives mises sur le marché dans des produits autorisés en vertu du règlement (CE) n° 1107/2009</td></tr><tr><td>vi)</td><td>1</td><td>8</td><td></td><td></td><td>16</td><td></td><td>64</td></tr></tbody></table>

En pratique, le HRI1 pour une année donnée correspond à la somme, pour les 4 groupes de risque, de la quantité de substances actives vendues l'année considérée dans chaque groupe, pondérée par le coefficient de risque idoine puis rapportée à la moyenne de la valeur de HRI1 sur la période 2011-2013. Il est exprimé en pourcentage (%) (formule ci-dessous).

$$ \text{HRI1}_i = \frac{100 \sum_{j=1}^{4} \text{QSA}_{ij} P_j}{\frac{1}{3} \sum_{k=2011}^{2013} (\sum_{j=1}^{4} \text{QSA}_{kj} P_j)} \qquad \text{Equation 1} $$

Avec $HRI1_i$ : valeur du HRI1 pour l'année i, $QSA_{ij}$ : quantité de substances actives affectées au groupe de risque j, vendue au cours de l'année civile i, $P_j$ : coefficient de pondération associé au groupe de risque j ($P_1= 1 ; P_2 = 8 ; P_3 = 16 ; P_4 = 64$).

La catégorisation des substances actives est mise à jour chaque année par la Commission Européenne pour prendre en compte, entre autres, les nouvelles homologations, les ré-homologations, les non-approbations et les retraits entraînant un changement de groupe. Si une substance active change de groupe, elle doit être placée dans son nouveau groupe pour toute la période de calcul du HRI1. Cela signifie que chaque année, l'entièreté de la série chronologique est recalculée (calcul dit rétroactif, ou rétroporation) en considérant la catégorisation des substances la plus récente.

Les résultats annuels peuvent être comparés selon la valeur globale annuelle de l'indicateur et également déclinés par groupe ou par catégorie pour visualiser leurs évolutions.
Le HRI1 présente certains avantages déjà évoqués dans le tableau 2 et détaillés ici :

- Il est facilement calculable au niveau européen,

- Il permet une approche du risque selon des groupes de risque en s'appuyant sur des catégories de substances qui ont du sens du point de vue réglementaire puisqu'elles correspondent aux critères d'évaluation des substances avant leur mise sur le marché (règlement (CE) n°1107/2009),

- La gamme des substances considérées couvre toutes les molécules concernées par le règlement (CE) n°1107/2009 actuellement autorisées ou retirées. Cela comprend notamment des molécules organiques de synthèse ou naturelles (notamment substances sémiochimiques telles que les phéromones), des molécules minérales et des micro-organismes utilisés pour le biocontrôle. Il est à noter que sont également considérés des produits destinés à la conservation des récoltes tels que le dioxyde de carbone.

Cependant, un certain nombre de limites peut aussi être relevé :

- Les quantités de substances ne sont pas pondérées par une dose efficace (comme dans le cas du NODU) ce qui, au sein d'une même classe, minimise le poids des molécules efficaces à moindre dose. Il faut noter qu'en France, environ 60 % des substances vendues (représentant 77 % de la QSA) sont par défaut classées dans le groupe 2, et sont donc essentiellement discriminées, au sein de chaque groupe, par leurs quantités d'utilisation (Barbu et al., 2024).

- Les groupes de risque définis en s'appuyant sur le règlement (CE) n°1107/2009 regroupent des substances présentant des toxicités très différentes, voire des classes de risque hétérogènes (par exemple soufre, ou encore le dioxyde de carbone, figurent dans le même groupe que des molécules toxiques à faible dose). De même, certaines molécules sont incluses dans le groupe 4 non pas du fait de leur toxicité, mais parce qu'elles ne sont plus soutenues par les firmes. De fait, l'indicateur ne prend pas en compte de grandeurs écotoxicologiques ni toxicologiques spécifiques à chaque substance active. Il ne permet pas bien, ou pas du tout, de rendre compte de certains risques majeurs (CMR, perturbateurs endocriniens, pollinisateurs, santé humaine, etc. ...).

- Les facteurs de pondération ne sont pas fondés scientifiquement. Ils contribuent, avec le calcul rétroactif, à générer des « sauts » dans les résultats de l'indicateur.

- L'indicateur peut baisser brutalement même sans aucun changement de pratiques de la part des agriculteurs (c'est le cas lors de l'interdiction d'une molécule à fort grammage à l'hectare totalement substituée par une autre molécule à grammage à l'hectare plus réduit, par exemple). Ainsi, l'interdiction du mancozèbe, même s'il était totalement remplacé par un autre fongicide, suffirait presque à atteindre l'objectif de réduction de 50 % de la valeur de l'indicateur par rapport à la référence. A contrario, des changements significatifs de pratiques n'entraînent pas forcément une diminution marquée du HRI1 (c'est le cas lors d'une forte réduction d'usage volontaire (i.e. sans interdiction associée) des insecticides qui sont de grammage faible, même sans substitution par d'autres molécules, par exemple ; Garnault et al., 2024).

Il découle des remarques précédentes un questionnement quant à l'interprétation des résultats de l'indicateur et notamment sur sa capacité à suivre les effets d'évolutions de pratiques des agriculteurs et plus globalement de répondre aux objectifs du plan Ecophyto de réduction des usages, des risques et de la dépendance de l'agriculture vis-à-vis des PPP.
Par ailleurs, on peut également souligner le peu de transparence et de concertation de son
processus d'élaboration.

Conclusion et voies possibles d'amélioration

Une amélioration *a minima* du HRI1 pourrait permettre de corriger certains défauts majeurs, mais sans être en mesure de corriger les faiblesses intrinsèques. Les trois corrections possibles immédiates sont :

- Ne pas procéder à des recalculs dès lors qu'une SA change de catégorie. En effet, ceci donne une vision extrêmement favorable de l'évolution de l'indicateur sous le seul effet du retrait de molécules. Elles passent alors dans la catégorie 4, avec un coefficient très élevé. Les utilisations au cours des années précédant le retrait se voient donc affectées de valeurs très hautes, donnant de facto le sentiment d'une très forte réduction de l'usage et de l'impact.

- Intégrer les doses d'utilisation pour corriger les distorsions liées au grammage. Si les impacts sont directement liés aux quantités utilisées, l'analyse de l'usage requiert de pouvoir prendre en compte les doses d'utilisation par unité de surface. C'est le principe qui a fondé le NODU. Toutefois, le calcul du NODU est rendu complexe et difficile à comprendre par la diversité des doses homologuées selon les usages (cultures et parfois bioagresseurs ciblés). Pour éviter cette critique, une option simple consisterait à utiliser pour chaque substance active la médiane des doses homologuées. Dans un souci d'harmonisation européenne, on pourrait utiliser la médiane des doses homologuées acceptées à travers l'ensemble de l'Europe, ou celles présentes dans les « usages représentatifs » présents dans les dossiers d'évaluation du risque de l'EFSA. Cette médiane présenterait l'avantage supplémentaire d'une grande stabilité, puisque la variation d'une ou de quelques valeurs aurait peu d'effet sur la valeur de la médiane.

- Le coefficient du groupe 4 est très élevé. Il souffre du même arbitraire que les coefficients des autres catégories, mais sa valeur très élevée vise à pénaliser les usages à titre dérogatoire. Cependant, ceci n'en fait pas de facto un outil de pilotage. Il existe un autre lieu et une autre instance pour attribuer ou non les droits à déroger et à utiliser une substance non autorisée (article 53 du règlement 1107/2009). Si le coefficient de la catégorie 4 était réduit, par exemple à 32 au lieu du 64 aujourd'hui, les usages dérogatoires seraient bien pris en compte, sans donner le sentiment que l'indicateur HRI1 soit l'arme principale de la décision. En tout état de cause, un autre indicateur, le HRI2 permet de rendre compte de l'intensité du recours aux dérogations.

Compte tenu des limites évoquées plus haut, il semble toutefois indispensable d'aller plus
avant dans la modification de l'indicateur et d'en faire un réel instrument de mesure de l'usage
et de l'impact, basé à la fois sur des choix politiques et sur des données scientifiquement
fondées.

Une approche par groupe de risque semble problématique car elle ne permet pas de suffisamment discriminer les molécules selon le risque associé (nombre de groupes trop faible et regroupement de substances actives (SA) ayant des profils toxicologiques très différents (notamment au sein du groupe 2 qui rassemble, on le rappelle, la majorité des molécules autorisées en nombre et en QSA)). Le recours aux facteurs de pondération qu'elle implique est largement critiqué et, de fait, non étayé scientifiquement.
Pour pallier cette lacune, une approche par ratio de risque pondérant la quantité appliquée par une grandeur de risque spécifique à chaque molécule semblerait une voie d'amélioration possible. Cela permettrait de rendre compte d'une toxicité réelle et donc de pallier la limite du NODU qui se base sur des doses unité à la fois complexes à calculer au niveau européen et non directement associées à une toxicité. En revanche, la toxicité d'une molécule ne se caractérise pas simplement et, notamment, pas par une grandeur unique. Le processus d'évaluation des SA avant leur mise sur le marché définit un cadre standardisé qui, bien que simplifié par rapport aux conditions réelles de terrain, présente l'intérêt d'être reconnu et harmonisé au niveau européen. Des bases de données existent (EFSA notamment). Une telle approche « continue » du risque permettrait d'éviter l'écueil du choix de facteurs de pondération de groupes de risque, non étayés scientifiquement ainsi que les sauts de résultats lors du changement dans les groupes 3 ou 4 d'une SA pondéreuse. Se poserait encore, toutefois, la question de la mise à jour des données de toxicité et donc du calcul rétroactif.

Cette approche serait similaire à celle proposée par l'indicateur TAT, ou de la partie Ecotoc de l'indicateur PL décrit plus haut avec, cependant, un possible besoin de simplification dans la double perspective de déboucher sur un indicateur aisément interprétable et calculable par l'ensemble des États membres tout en étant suffisamment informatif de risques majeurs connus associés aux usages des PPP par les agriculteurs - ce à la fois en lien avec les quantités utilisées et le profil toxicologique des SA. Le niveau de simplicité souhaité impliquera de faire des choix vis-à-vis des taxons et des grandeurs de toxicité à privilégier (grandeurs de toxicité aiguë ou chronique, sur des espèces clés pour les objectifs visés). Le résultat ne pourra en effet pas rendre compte de toute la complexité du risque lié aux usages de PPP et il impliquerait a priori un positionnement des parties prenantes pour arbitrer le choix des taxons à retenir en considération des objectifs, des enjeux et des bases de données - actuelles et dans la perspective de leur complétion. Les auditions et le questionnaire mis en place dans le cadre de cette étude peuvent être un premier niveau de recensement des avis dans ce sens.
Le cadre méthodologique défini vise à garantir un équilibre entre faisabilité technique, robustesse scientifique, facilité d'harmonisation à l'échelle européenne et un certain niveau d'adhésion des différentes parties prenantes.

Au final, dans la suite du document, les choix faits, a minima à titre démonstratif, ont été guidés par la disponibilités actuelles des données au niveau européen.

Pour information, certaines pistes n'ont pas été retenues pour la suite de ce travail :

* Il a été discuté la possibilité de prendre en compte dans l'indicateur des informations relatives aux propriétés de mobilité des SA, comme c'est le cas dans le Pesticide Load qui considère leur temps de demi-vie ou leur capacité d'adsorption sur le carbone organique des sols. En effet, ces dernières déterminent le niveau de présence des PPP dans les différents compartiments (sol, eau, air) et donc l'exposition des organismes. Toutefois une telle démarche a semblé délicate pour différentes raisons : ces propriétés sont très dépendantes des conditions locales (sol, météo, pratiques agricoles, ...) difficiles à aborder au niveau national et qui plus est au niveau européen, la concatenation au sein d'un indicateur global d'indicateurs relatifs respectivement à la mobilité et à la toxicité des PPP ne semblait pas souhaitable car susceptible de brouiller son interprétation, et enfin, les SA ayant une courte demi-vie - a priori moins problématiques - sont cependant susceptibles de générer des produits de dégradation
connus ou inconnus qui ne seraient pas pris en compte dans l'indicateur ce qui sous-
estimerait le risque global lié à leur utilisation.

* Il a également été discuté la pertinence d'inclure des phrases de risque pour mieux approcher le risque humain et utilisateur notamment. Une option, relativement simple, consisterait à compter, pour chaque SA, le nombre de phrases de risque mentionnées dans l'autorisation d'utilisation. Ceci conduirait à une échelle facilement interprétable. Mais cette option fait implicitement l'hypothèse que toutes les phrases de risque sont équivalentes. Comme les phrases de risque n'ont pas été élaborées en ce sens, il est délicat de leur faire jouer ce rôle a posteriori.
# 4. Diagnostic des données disponibles pour caractériser l'utilisation des produits phytopharmaceutiques et les risques associés

## 4.1 Données disponibles concernant l'utilisation des pesticides

Un indicateur de risque lié à l'usage des produits phytopharmaceutiques (PPP) repose idéalement sur la connaissance des traitements réels appliqués au champ. Une donnée géographiquement explicite à l'échelle de la parcelle traitée permettrait une caractérisation fine du risque, prenant en compte des facteurs contextuels tels que la topographie et la nature des sols, la proximité des ressources en eau, la proximité des habitations, etc... De plus, une connaissance précise de la temporalité des applications au champ permettrait d'affiner cette évaluation en intégrant les conditions météorologiques prévalentes au moment des traitements, lesquelles influent sur divers phénomènes liés à la contamination des milieux tels que la vitesse de dégradation, ou le risque de transfert des substances actives (SA) par dérive de pulvérisation, volatilisation, lixiviation ou ruissellement.

Cependant, les données actuellement disponibles sur l'utilisation des PPP aux niveaux national et européen ne fournissent pas ce niveau de détail. Les données Eurostat ne contiennent que des données agrégées à l'échelle nationale des ventes par année civile. Même si en France, la Base Nationale des Ventes de produits phytopharmaceutiques par les Distributeurs (BNV-D) permet depuis 2013 un enregistrement de la donnée au code postal de l'acheteur, ce qui permet d'envisager un certain niveau de spatialisation des ventes, elle ne permet pas d'accéder à des applications réelles, puisque l'on est amené à supposer que l'utilisation se fait localement par rapport au lieu d'achat. De plus, la dose d'application d'un même produit formulé peut varier selon la cible visée ce qui génère une incertitude supplémentaire pour qualifier la pratique. Cela écarte donc la possibilité de développer un indicateur de risque basé sur l'utilisation réelle des PPP, avec une précision spatio-temporelle fine.

Par ailleurs, l'évaluation du risque au niveau européen ne concerne que les SA pures, étant donné que la formulation des produits et l'évaluation des risques associés se fait à l'échelle de chaque État membre, sans harmonisation à l'échelle européenne. Cela exclut de considérer l'influence potentielle sur la toxicité des SA des co-formulants présents dans les produits formulés ainsi que les risques liés aux interactions entre SA (effet cocktail). Les co-formulants pourraient cependant a minima être intégrés dans l'analyse de risque en tant que substances pouvant présenter un caractère toxique propre. Pour Alerte Médecin sur Les Pesticides, il n'est pas admissible qu'ils soient omis, alors même que le règlement CE/1107/2009 indique que les co-formulants ne doivent pas présenter d'effet nocif sur la santé humaine ou animale ou les eaux souterraines, ou un effet inacceptable sur l'environnement. En théorie, il devrait donc y avoir des données sur la toxicité des co-formulants dont il conviendrait d'analyser la disponibilité et la complétude, tout en examinant la faisabilité de suivre et quantifier les volumes vendus, ce qui n'est pas réalisé à ce jour.

Enfin, pour identifier les SA, plusieurs identifiants peuvent être rencontrés dans les différentes sources de données : le nom usuel, le code Eurostat, le numéro CAS, notamment. Toutefois, la diversité des dénominations observée entre pays ou bases de données pour les renseigner
(e.g. « glyphosate » et « N-(phosphonomethyl)glycine », ou « sulfur » et « sulphur ») met en avant la nécessité d'une standardisation. L'utilisation d'identifiants harmonisés, tels que le code Eurostat ou le numéro CAS, est donc recommandée pour faciliter la gestion des données et le calcul d'indicateur par les différents États membres, comme c'est déjà le cas pour l'indicateur HRI1.

Ainsi, en tenant compte des contraintes liées à la disponibilité des données et de la nécessité de proposer un indicateur dont le calcul soit accessible pour tous les États membres, la proposition d'indicateur formulée dans ce rapport se base sur :

- Les ventes annualisées nationales des SA listées dans le règlement CE 1185/2009 ;

- Les données de toxicité et d'écotoxicité spécifiques à chaque SA évaluées selon le règlement (CE) n°1107/2009 et explicitées dans la partie suivante.

## 4.2 Données disponibles concernant le risque lié aux substances actives

### Sources institutionnelles européennes

À l'échelle européenne, les rapports d'évaluation des risques, élaborés par un État membre rapporteur dans le cadre du processus de *peer review*, contiennent de nombreuses données sur la toxicité, l'écotoxicité et les propriétés physico-chimiques des SA. Ces rapports sont accessibles *via* le journal de l'EFSA (https://efsa.onlinelibrary.wiley.com/). Une recherche avancée dans le journal de l'EFSA renvoie 701 publications dont le titre contient l'expression « *peer review of the pesticide risk assessment* ». Toutefois, il convient de noter que certains documents peuvent se rapporter à une même SA, du fait qu'une SA peut faire l'objet de plusieurs évaluations du risque au cours du temps. *A contrario*, d'autres documents peuvent regrouper l'évaluation du risque de plusieurs SA lorsqu'elles sont chimiquement proches.

La base de données de la Commission Européenne sur les pesticides (EU Pesticides Database) (https://food.ec.europa.eu/plants/pesticides/eu-pesticides-database_en) liste toutes les SA autorisées ou retirées dans l'Union Européenne (UE). Elle fournit également des informations spécifiques, telles que leur classification en tant que substances à faible risque ou candidates à la substitution, ainsi que des indicateurs de toxicité comme l'ADI (Acceptable Daily Intake) et l'ARfD (Acute Reference Dose) pour l'exposition alimentaire, et l'AOEL (Acceptable Operator Exposure Level) pour l'exposition par manipulation. Cette base de données répertorie des informations pour un total de 1464 SA. La base de données de la Commission Européenne sur les pesticides permet également de consulter les Limites Maximales de Résidus (LMR) dans les denrées alimentaires commercialisées pour 674 SA, contribuant à l'évaluation des risques liés à l'exposition *via* l'alimentation.

Une partie des informations précédentes sont synthétisées et standardisées dans la base de données OpenFoodTox de l'EFSA (https://doi.org/10.2903/j.efsa.2017.e15011). Elle fournit des données d'écotoxicité pour 2246 SA, et depuis 2023, fournit également des informations concernant les propriétés physico-chimiques pour 850 d'entre-elles. Cependant, et contrairement aux autres sources précédemment mentionnées, OpenFoodTox ne se limite pas aux PPP.

Enfin, l'annexe VI du règlement (CE) n° 1272/2008 sur la classification, l'étiquetage et l'emballage des substances et mélanges (CLP), accessible sur le site de l'ECHA (European
Chemicals Agency) (https://echa.europa.eu/fr/home), recense la classe de danger et les
phrases de risque associées à 4190 SA. À l'instar d'OpenFoodTox, cette base de données ne
se limite pas qu'aux seules substances actives PPP, mais couvre l'ensemble des substances
chimiques autorisées en Europe.

Sources regroupant des informations provenant d'autres bases

La PPDB (Pesticide Property Data Base ; Lewis et al., 2016) est une base de données accessible en ligne gratuitement, mais payante si l'on souhaite la télécharger. Développée et gérée par l'unité de recherche en agriculture et environnement (AERU) de l'Université de Hertfordshire, au Royaume-Uni, elle est probablement une des plus complètes, rassemblant une grande majorité des connaissances sur les PPP. Elle contient des informations pour 3891 SA, incluant leurs différents noms et identifiants ; leur statut réglementaire dans l'Union Européenne ; ainsi que leurs caractéristiques chimiques. La base compile également des données physico-chimiques relatives à la persistance des SA dans l'environnement, accompagnées d'indices agrégatifs tels que le GUS (Groundwater Ubiquity Score ; Gufstason, 1989) et le SCI-GROW (Screening Concentration In GROund Water). En outre, elle inclut des informations sur les métabolites secondaires, des données d'écotoxicité concernant de nombreux organismes terrestres et aquatiques, ainsi que des informations sur les risques pour la santé humaine (via alimentation, cancérogénicité, mutagénicité, reprotoxicité, les différentes phrases de risques, notamment).

La base de données ECOTOX (Olker et al., 2022), administrée par l'Agence de Protection de l'Environnement des États-Unis (US-EPA), est une ressource dédiée à la toxicité environnementale des SA pour les espèces aquatiques et terrestres. Elle couvre 12982 SA, pesticides et non pesticides, avec des résultats issus de plus de 50000 références publiées. Bien que moins diversifiée que la PPDB en termes d'informations globales sur les caractéristiques des SA (e.g. différentes appellations ; statut réglementaire ; propriétés physico-chimiques), la base ECOTOX se distingue par la richesse des détails fournis sur les protocoles expérimentaux liés à l'évaluation du risque des SA. Elle comporte des champs permettant de décrire très précisément la durée des tests, le nombre de doses administrées, les concentrations utilisées, ainsi que des données très précises sur les organismes testés (sexe, âge, masse, nombre d'individus). De nombreuses autres variables et commentaires sont enregistrés dans cette base, permettant de disposer d'une réelle connaissance sur les dispositifs expérimentaux employés. A noter que ces informations ne sont pas systématiquement toutes renseignées.

Une autre base américaine, plus ancienne, et parfois utilisée pour obtenir des informations
sur les risques liés aux PPP, est EXTOXNET (EXTension TOXicology NETwork)
(http://extoxnet.orst.edu/). Ce projet collaboratif réunit plusieurs universités américaines,
notamment l'Université de Californie à Davis, l'Université d'État de l'Oregon, l'Université
d'État du Michigan, l'Université Cornell et l'Université de l'Idaho. EXTOXNET est consultable
uniquement en ligne et propose des Pesticide Information Profiles (PIPs) pour 193 substances
actives, fournissant des données sur leur toxicologie, leur écotoxicologie, leur devenir
environnemental, ainsi que sur leurs propriétés physico-chimiques.
## Sources françaises

En France, la base de données la plus connue est AGRITOX (https://www.data.gouv.fr/fr/datasets/base-de-donnees-agritox/), initialement développée par l'INRA et aujourd'hui gérée par l'Anses. Cette base peut être décrite comme une version française de la PPDB, fournissant des informations similaires sur les SA (e.g. fiche d'identité ; propriétés physico-chimiques ; toxicités et écotoxicité), mais pour seulement 268 d'entre- elles. En revanche, contrairement à la PPDB, la base AGRITOX est disponible et téléchargeable gratuitement. Ces données ont notamment été utilisées dans le cadre du projet C3PO (Base de Connaissances sur les Produits PhytoPharmaceutiques à partir de sources Ouvertes) (https://hal.science/hal-04260567v1), initié par l'Office Français de la Biodiversité dans le cadre du challenge Green Data For Health en 2023. Ce projet vise à diffuser des informations sur les SA présentes dans la BNV-D.

## Autres sources de données

D'autres sources de données, bien que moins complètes et plus difficiles à exploiter, peuvent également être mentionnées. Il s'agit notamment de « moteurs de recherche » sur les PPP tels que eChemPortal (OCDE) (https://www.echemportal.org/echemportal/), PubChem (NIH) (https://pubchem.ncbi.nlm.nih.gov/), la base ICSC (OMS) (https://chemicalsafety.ilo.org/dyn/icsc/showcard.listCards3) et PesticideInfo (PAN) (https://www.pesticideinfo.org/chemical/PRI3454).

Enfin, la base de données commune de l'Organisation Internationale de Lutte Biologique (IOBC) et du groupe de travail sur les pesticides et les organismes auxiliaires (WPRS) (https://iobc-wprs.org/ip-tools/pesticide-side-effect-database/) n'a pas pu être analysée dans le cadre de cette étude, car elle était en cours de révision. Cette base semble prometteuse et pourrait être relativement facile à exploiter. Cependant, il convient de souligner qu'elle se concentre sur la toxicité et l'écotoxicité des produits formulés. Bien que cette information soit pertinente, elle s'écarte du cadre établi dans ce rapport, qui vise à concevoir un indicateur fondé sur les caractéristiques des substances actives, puisque ce sont celles qui sont le plus largement disponibles au niveau européen.

## 4.3 Analyse comparative des sources de données et choix d'une source d'information unique

Les différentes bases de données présentées précédemment ont été exploitées afin d'identifier les plus intéressantes en vue de développer un indicateur de risque lié à l'utilisation des PPP sous la forme d'un ratio de risque. Une analyse approfondie des bases PPDB, ECOTOX et OpenFoodTox est réalisée ci-après, ces dernières se distinguant par leur richesse en données et leur facilité d'accès. Les bases AGRITOX et C3PO, bien que pertinentes, ont été écartées en raison de leur portée limitée à la France, incompatible avec un indicateur à vocation européenne. La base EXTOXNET, jugée trop lacunaire, n'a pas non plus été retenue. Toutefois, il convient de souligner qu'AGRITOX et EXTOXNET font partie des sources alimentant la PPDB. Ainsi, les informations qu'elles contiennent sur les risques des SA sont indirectement conservées.
En complément de la PPDB, d'ECOTOX et d'OpenFoodTox, la matrice de risque publiée par Bub et al. (2023) a également été incluse dans l'analyse. Construite à partir de ces trois bases, elle propose des valeurs d'écotoxicité pour 292 SA, utilisées notamment pour calculer l'indicateur TAT en Allemagne.

Pour évaluer la disponibilité des données et les comparer selon ces différentes sources, une métrique unique a été retenue dans un premier temps : la toxicité aiguë orale sur rat, exprimée sous la forme de la dose létale 50 % (DL50). Cette valeur est en effet systématiquement mesurée lors de l'homologation des SA dans l'Union Européenne et est donc la plus fréquemment disponible dans les jeux de données, comme nous avons pu le vérifier. Les données de DL50 ont été directement extraites de la PPDB, d'ECOTOX et d'OpenFoodTox, tandis que pour la matrice des seuils de risque de Bub et al. (2023), seule une valeur agrégative pour l'ensemble des vertébrés terrestres est disponible. Enfin, les valeurs issues de ces quatre sources de données ont été comparées à celles extraites de manière semi-automatisée des dossiers de *peer review risk assessment* accessibles via le journal officiel de l'EFSA. À noter que seules les valeurs numériques ont été prises en compte pour cette comparaison (i.e. les signes « < », « ~ » ou « > » n'ont pas été considérés). Ce choix à une incidence visible dans la distribution des valeurs avec des pics de valeurs observés à 2000 et 5000 mg/kg, couvrant les cas où la valeur exacte n'a pas été mesurée et où seuls les seuils « > 2000 » ou « > 5000 » mg/kg ont été reportés (Figure 3).
<figure><img src="image_5.png" /><figcaption>**Figure 3.** Corrélogramme des valeurs d'écotoxicité aiguë pour le rat ou divers invertébrés terrestres des substances actives PPP selon différentes sources de données. Les valeurs comparées correspondent à la dose létale 50 % (DL₅₀, exprimée en mg/kg bw), i.e. dose à laquelle 50 % des individus meurent. Pour ECOTOX, OpenFoodTox, EFSA *peer review* et PPDB les DL₅₀ sont pour le rat. Pour Bub et al. (2023), la valeur utilisée correspond à la DL₅₀ minimale observée parmi divers vertébrés terrestres (e.g. rat, souris, lapin, chien) et multipliée par 10. Triangle inférieur : nuages de points où chaque point représente une substance active, les axes sont en échelle logarithmique, avec en rouge la fonction identité et en bleu la droite de régression correspondant au nuage de points. Triangle supérieur : coefficients de corrélation de Pearson entre les variables log₁₀ transformées après standardisation, accompagnés de leur p-valeur (* : p < 0,05 ; ** : p < 0,025 ; *** : p < 0,001 ; · : p < 0,01). Diagonale : histogrammes illustrant la répartition des valeurs pour chaque source, le nombre de numéros CAS (identifiants les substances actives, 464 au total) et la fraction des ventes (QSA totale entre 2009 et 2023) couvertes par la source de données.</figcaption></figure>
Les résultats présentés dans la **Figure 3** mettent en évidence la forte corrélation entre les valeurs issues des dossiers de *peer review risk assessment* de l'EFSA, celles d'OpenFoodTox, et celles de la PPDB. Les taux de couverture de la BNV-D sont particulièrement élevés pour les données extraites des dossiers de l'EFSA et de la PPDB, couvrant respectivement 345 et 411 substances actives sur 464, représentant plus de 93 % des quantités de SA répertoriées dans la BNV-D entre 2009 et 2023.

Dans l'ensemble, les données des différentes sources sont bien corrélées, à l'exception des seuils d'écotoxicité de la matrice de risque publiée par Bub et al. (2023). Cette moins bonne corrélation s'explique par une différence de méthode : alors que les autres bases se concentrent sur la DL₅₀ par voie orale chez le rat, la matrice de Bub et al. (2023) utilise la valeur minimale de DL₅₀ observée sur plusieurs vertébrés terrestres (rat, souris, lapin, chien, etc.).

La base ECOTOX présente un taux de recouvrement relativement faible, principalement en raison de la nature des données qu'elle contient. En effet, la majorité des informations d'ECOTOX se concentrent sur des doses sans effet observé (NOEL et LOEL).

Au regard des résultats obtenus, la suite des réflexions concernant l'amélioration de l'indicateur de risque lié à l'utilisation des pesticides se concentre principalement sur les données de toxicité et d'écotoxicité disponibles dans la PPDB<fnref n="1" />. Cette base se distingue par son bon taux de couverture, grâce à l'agrégation d'un grand nombre de sources de données relatives au risque des SA. Par ailleurs, son format standardisé facilite grandement son exploitation, en faisant un outil particulièrement adapté pour la construction d'un indicateur de risque harmonisé.

## 4.4. Choix des métriques liées au risque pour l'amélioration du HRI1

### Taux de couverture des grandeurs d'écotoxicité présentes dans la PPDB

La base de données PPDB offre une couverture importante des SA présentes dans la BNV-D, avec 95 % des identifiants CAS (CAS Registry Number) retrouvés, représentant 99,97 % des quantités totales vendues (QSA) entre 2009 et 2023 (Figure 4). Ces taux de couverture sont légèrement supérieurs à ceux observés dans la Figure 3, car ici, toutes les données de la PPDB sont prises en compte, et non uniquement celles proposant des valeurs de DL₅₀ sur rat par voie orale.

La **Figure 4** met en évidence la diversité des métriques disponibles dans la PPDB pour quantifier les risques associés aux SA. Les métriques qui permettent d'avoir des informations sur l'écotoxicité des SA et de couvrir une grande partie (i.e. > 95%) de la QSA totale entre 2009 et 2023, sont : la toxicité aiguë pour les invertébrés aquatiques, les poissons, les mammifères terrestres, les algues, les abeilles (par voie orale et par contact), les vers de terre et les oiseaux, ainsi que la toxicité chronique pour les poissons. Concernant les milieux aquatiques, les mesures de toxicité sont exprimées en termes de concentration des SA dans le milieu (mg/L d'eau), avec des espèces représentatives des écosystèmes tempérés. Pour les poissons, la toxicité aiguë est quantifiée grâce à la concentration létale 50 % (LC₅₀), tandis que, pour les

<footnote n="1">¹ Lors des entretiens, Phyteis nous a informés que la PPDB est en train d'être complétée en collaboration avec CropLife Europe.</footnote>
invertébrés et les algues, celle-ci est quantifiée par la concentration où l'on observe un effet via une réduction de 50 % d'une certaine fonction vitale des organismes (e.g. respiration, taux de croissance, reproduction ; EC₅₀). Les toxicités envers les vers de terre sont également rapportées en fonction de la concentration dans le milieu (mg/kg de sol) impliquant une mortalité de 50 % de la population (LC₅₀). Pour les mammifères, les abeilles et les oiseaux, les toxicités sont généralement mesurées par ingestion par voie orale (mg/kg de poids de corps pour les mammifères et les oiseaux ; µg/individu pour les abeilles), mais également par contact dans le cas des abeilles (µg/individu). Pour ces trois organismes, la toxicité est quantifiée grâce à la dose létale à 50 % (LD₅₀). En ce qui concerne la toxicité chronique pour les poissons, elle est exprimée via la concentration sans effets observés (NOEC en anglais). Les données sont insuffisantes pour considérer la toxicité chronique pour les autres taxons.

La **Figure 4** illustre également que le taux de couverture des SA n'est pas directement corrélaté à celui de la QSA. Par exemple, bien que la toxicité chronique pour les poissons ne soit disponible que pour 74 % des SA répertoriées dans la BNV-D, cela permet tout de même de couvrir 96 % des quantités vendues (QSA).

<figure><img src="image_6.png" /><figcaption>**Figure 4.** Fréquence des informations sur les substances actives de la BNV-D (de 2009 à 2023) dans la PPDB. En rouge le taux de couverture en termes de substances actives (SA). En bleu, le taux de couverture en termes de quantités totales vendues (QSA).</figcaption></figure>

## Choix des variables et organismes ciblés

Au regard des résultats présentés dans la **Figure 4**, il a été décidé de se concentrer dans la suite sur les données de toxicité aiguë des sept taxons montrant le meilleur taux de couverture de la BNV-D, soit celles concernant les invertébrés aquatiques, les poissons, les mammifères terrestres, les algues, les pollinisateurs (par contact), les vers de terre et les oiseaux. Ce choix
repose sur la fréquence et la meilleure disponibilité des données de toxicité aiguë par rapport
à celles de toxicité chronique. Par ailleurs, il est important de noter que les toxicités aiguës et
chroniques peuvent être assez bien corrélées pour certains organismes (Figure 5), même s'il
existe une certaine dispersion autour de l'axe de corrélation. Les Figures A6.1 à A6.6 (Annexe
6) montrent que, de manière générale, les valeurs de toxicité aiguë sont généralement
comprises entre une et deux puissances de 10 au-dessus des valeurs de toxicité chronique. En
outre, les coefficients de corrélation les plus faibles sont souvent observés lorsque de
nombreuses valeurs de toxicité aiguë sont exprimées sous forme de seuils limites, au-delà
desquels la valeur exacte n'est pas déterminée (« > 2000 » ou « > 5000 » pour les mammifères
et les oiseaux, « > 500 » ou « > 1000 » pour les vers de terre, et « > 100 » pour les abeilles).
Cette limite est beaucoup moins fréquemment observée pour les toxicités mesurées dans les
milieux aquatiques (e.g. 100 mg/l pour les poissons, Figure 5).

Par ailleurs, il convient de noter que les valeurs de toxicité chronique considérées (NOEC ou NOEL) peuvent également ne pas représenter un seuil d'effet toxique observable réel, mais simplement représenter les concentrations testées dans l'étude, c'est-à-dire soit la seule concentration testée ou la concentration la plus élevée testée, ce qui en limite aussi la pertinence pour le calcul d'un quotient de risque.

<figure><img src="image_7.png" /></figure>

**Figure 5. Corrélation entre toxicité aiguë et chronique chez les poissons.** Les valeurs ont été transformées au préalable à l'aide de la fonction log₁₀, bien que les étiquettes présentes en abscisses et ordonnées soient exprimées dans l'échelle de base des variables. La courbe affine rouge correspond à la fonction identité. En haut à gauche figurent, de haut en bas : le nombre de substances actives ayant permis la comparaison des deux variables ; le coefficient de corrélation de Pearson et sa p-valeur lorsque les deux variables sont exprimées dans leur échelle de base ; le coefficient de corrélation de Pearson et sa p-valeur lorsque les deux
variables sont exprimées en échelle log₁₀. Les seuils de significativité des p-valeurs sont : * : p < 0,05 ; ** : p < 0,025 ; *** : p < 0,001 ; ⋅ : p < 0,01.

Il convient de noter qu'une certaine hétérogénéité persiste au sein même des grandeurs de toxicité aiguë pour les sept taxons sélectionnés, en raison des variations dans les sources de données et les espèces testées. Cette diversité est illustrée dans les **Figures A6.7 à A6.13** (Annexe 6). Malgré cela, l'EFSA constitue plus de 85 % des données référencées dans la PPDB pour ces variables, avec des niveaux de confiance et de qualité généralement élevés. Concernant les espèces testées, on observe une disparité importante : une seule espèce est évaluée pour les abeilles, tandis que jusqu'à 21 espèces différentes sont prises en compte pour les algues. Par ailleurs, dans certains cas, l'espèce testée reste non spécifiée dans la PPDB.

Lors de l'élaboration de l'indicateur, nous supposerons que les organismes appartenant à un même groupe taxonomique présentent une sensibilité intrinsèque comparable. Cette hypothèse s'appuie sur le fait que la majorité de ces espèces sont présentes dans les tests d'évaluation des risques réalisés à l'échelle européenne dans le cadre des *peer reviews* de l'EFSA, ce qui garantit *a priori* leur aptitude à fournir une représentation fiable de la toxicité des substances actives mais cela mériterait d'être clarifié.

La **Figure 6** illustre la complétude des données d'écotoxicité aiguë présentes dans la PPDB pour les 100 substances actives les plus importantes en termes de masses vendues et les sept taxons étudiés.

<figure><img src="image_8.png" /></figure>

**Figure 6.** Fraction de la QSA et présence/absence des données écotoxicologiques dans la PPDB pour les 100 substances actives (numéro CAS) les plus vendues dans la BNV-D entre 2009 et 2023. Graphique supérieur : chaque barre d'histogramme correspond à une substance active (identifiée par un numéro CAS), sa hauteur indique la fraction de la QSA totale 2009-2023 qu'elle représente, et sa couleur correspond à sa fonction d'usage. Graphique inférieur : chaque colonne correspond à une substance active (identique à celle de la barre d'histogramme dans le graphique supérieur), avec les cases noires qui indiquent la présence de données écotoxicologiques aiguës dans la PPDB pour l'organisme correspondant à la ligne, et les cases grises qui témoignent de l'absence de la donnée.
# 5. Proposition d'une nouvelle modalité de calcul de l'indicateur de risque harmonisé

## 5.1 Principe de calcul

Dans le cadre de cette étude, nous proposons une méthodologie basée sur l'indicateur Total Applied Toxicity (TAT), qui repose sur la standardisation des masses de pesticides en fonction d'un seuil de toxicité mesuré (Schulz et al., 2021 ; Bub et al., 2023). Contrairement au HRI1, où un coefficient arbitraire est associé à des groupes de risque (au nombre de 4, choisi en fonction d'un nombre de groupes de risque défini par la réglementation), cette méthode attribue un « quotient de risque » spécifique à chaque substance active, identifiée par son numéro CAS :

$$ TAT_{ij} = \sum_{k=1}^{N_{\text{substances}}} \frac{QSA_{ik}}{TOX_{jk}} \qquad \text{Equation 2} $$

Avec $TAT_{ij}$: Total Applied Toxicity pour l'année civile i et le taxon j; $N_{\text{substances}}$ : nombre total de SA considérées; $QSA_{ik}$ : quantité, pour l'année i, de SA k; $TOX_{jk}$ : paramètre de toxicité mesuré pour le taxon j et la SA k.

Afin de simplifier l'analyse et d'obtenir un indicateur unique plutôt qu'une multiplicité d'indicateurs correspondant à chaque groupe taxonomique, ces derniers peuvent être regroupés pour générer un TAT agrégé, appelé ATAT (Agregated Total Applied Toxicity ; UNEP-WCMC, 2024). Dans cette première proposition, et à titre d'exemple, trois groupes taxonomiques ont été retenus : les mammifères terrestres, les poissons et les abeilles. Ce choix repose sur plusieurs justifications : (i) ces groupes figurent parmi ceux pour lesquels les données écotoxicologiques sont les plus abondantes ; (ii) les mammifères terrestres permettent d'estimer un risque potentiel envers l'humain ; (iii) les poissons reflètent les effets non intentionnels sur les écosystèmes aquatiques ; (iv) les abeilles représentent le risque potentiel lié à la dégradation du service écosystémique essentiel de pollinisation assuré par les insectes, même si certains pollinisateurs solitaires ont des seuils de sensibilité plus bas que l'abeille domestique. De plus, une méthode d'équipondération est utilisée ici pour donner le même poids à chaque taxon dans la contribution finale à l'indicateur ATAT :

$$ \text{ATAT}_i = \sum_{j=1}^{N_{\text{taxons}}} C_j \text{TAT}_{ij} \qquad \text{Equation 3} $$

avec $\text{ATAT}_i$: Aggregated Total Applied Toxicity pour une année civile donnée i (variable adimensionnée) ; $N_{\text{taxons}}$ : nombre total de taxons considérés ; $\text{TAT}_{ij}$: Total Applied Toxicity l'année civile i et le taxon j ; et $C_j$ : coefficient de pondération défini comme l'inverse de la moyenne des $\text{TAT}_{ij}$ sur l'ensemble des années disponibles pour le taxon j :

$$ C_j = \frac{N_{\text{années}}}{\sum_{i=1}^{N_{\text{années}}} \text{TAT}_{ij}} \qquad \text{Equation 4} $$

avec $N_{\text{années}}$ : nombre total d'années considérées.
Cette illustration peut être déployée en retenant d'autres groupes taxonomiques. On pourrait
par exemple identifier un taxon illustrant l'impact sur la biodiversité floristique. Le choix de
ces groupes relève d'un arbitrage politique afin d'obtenir une couverture des taxons, ou
groupes de taxons considérés, comme prioritaires en fonction des objectifs visés ou pratiques
à évaluer.

5.2 Résultats obtenus

Pour simuler le calcul de l'indicateur, les données de ventes de PPP en France entre 2009 et 2023 ont été utilisées. Ces données sont issues des ventes stabilisées 2024 transmises par l'OFB (extraction du 18/10/2024). Deux filtres ont été appliqués au contenu de la BNV-D : (i) identification des AMM de référence françaises pour les produits détenant un permis de commerce parallèle (PCP) et sélection des AMM spécifiquement classées comme PPP dans le catalogue ouvert E-Phy (https://www.data.gouv.fr/fr/datasets/donnees-ouvertes-du-catalogue-e-phy-des-produits-phytopharmaceutiques-matieres-fertilisantes-et-supports-de-culture-adjuvants-produits-mixtes-et-melanges/); (ii) sélection des substances actives répertoriées dans le règlement CE 1185/2009, c'est-à-dire celles ciblées par l'indicateur HRI1 actuel et présentes dans l'Annexe I de classification des substances pour la période 2011-2022 (https://circabc.europa.eu/ui/group/a9c5638c-8940-4e25-b6de-02ace3e161e7/library/37f65bef-7c4a-4894-a058-a45ab9a9b190/details).

La **Figure 7** présente les résultats obtenus à partir des données combinées de la BNV-D et de la PPDB. Bien que les herbicides et les fongicides représentent une part importante des ventes de substances actives (43 % et 42 % respectivement en moyenne entre 2009 et 2023, **Figure 7-A**), leur contribution au risque agrégé final, pour les 3 taxons retenus ici, est nettement plus faible, avec seulement 9 % pour les herbicides et 16 % pour les fongicides (**Figure 7-C**). À l'inverse, les insecticides, bien qu'ils ne représentent que 7 % des quantités de substance actives vendues annuellement en moyenne sur cette période, contribuent à 63 % du risque agrégé. Ceci est cohérent avec le fait que les modes d'actions des insecticides sont souvent basés sur des processus neurologiques communs causant des effets sur l'ensemble des taxons animaux, et que ces produits s'utilisent à des doses faibles d'application. Cette disparité d'effet par type de pesticide est particulièrement marquée pour les poissons et, dans une mesure encore plus importante, pour les abeilles, où les insecticides dominent avec 97 % du risque agrégé (**Figure 7-B3**). Pour les mammifères terrestres (rat), en revanche, le risque est réparti de manière plus équilibrée entre les différentes fonctions d'usage (**Figure 7-B1**). L'indicateur final de risque agrégé diminue de 8,3 % entre la période de référence 2011-2013 et 2023 (**Figure 7-C**).
<figure><img src="image_9.png" /><figcaption>**Figure 7 – Schéma de construction de l'indicateur Aggregated Total Applied Toxicity (ATAT).**
Les couleurs diffèrent selon la fonction d'utilisation des substances actives. A) : Quantité de Substances Actives (QSA) vendues en France entre 2009 et 2023. B₁-₃) : *Total Applied Toxicity (TAT)* calculé pour le rat, les poissons et les abeilles (de gauche à droite). C) : *Aggregated Total Applied Toxicity (ATAT)* combinant le risque calculé pour les trois taxons.</figcaption></figure>

L'approche originale proposée ici, qui reprend les travaux scientifiques conduits au cours des deux dernières années sur l'indicateur TAT, présente des avantages et des inconvénients. Il est au préalable utile de rappeler que cet indicateur ne peut prétendre rendre compte de la complexité des processus réels d'une part, du fait de son besoin de simplicité pour une application à l'échelle européenne mais également du fait du manque de données et de connaissances sur les effets chroniques, les effets cocktail, les effets indirects, multi-compartiment et multi-espèces, ainsi que sur les produits de dégradation. C'est pourquoi son interprétation ne peut être sortie du cadre des objectifs de son élaboration, à savoir la réduction de l'usage global des PPP et de l'impact des PPP les plus toxiques vis-à-vis des taxons qui seront mis en avant par les décideurs. Il ne peut en particulier avoir une valeur d'évaluation de risque global des PPP pour la santé humaine et les écosystèmes.
Les valeurs absolues de ATAT calculées pour un État membre pourraient être rapportées à une valeur de référence correspondant à une période donnée (par exemple en prenant la moyenne de l'ATAT sur la période 2011-2013, comme pour HRI1). Ce ratio rendrait les comparaisons entre Etats membres peu pertinentes compte tenu des différences de temporalités de dynamique de réduction des PPP. Par ailleurs, les valeurs de ATAT obtenues pour un Etat membre donné pourraient être rapportées à la SAU ou à la surface totale du pays de manière à tenir compte de la diversité de la taille des pays. Ceci traduirait une sorte de pression par unité de surface, mais sans prise en compte des types de productions mises en œuvre.

Au titre des avantages de l'indicateur ATAT, on peut identifier les points suivants :

- La démarche combine des informations relatives aux quantités des SA et à leur toxicité spécifique, là où HRI1 considère de grands ensembles de SA qui sont pourtant hétérogènes en termes de toxicité, en leur affectant des facteurs de pondération non étayés scientifiquement.

- Elle considère des taxons à enjeux. Ceci est cohérent avec le règlement (UE) 2024/1991 relatif à la restauration de la nature. Cette approche offre la possibilité de retenir les taxons les plus adaptés à la stratégie nationale, dans une démarche totalement transparente. Ce choix peut être le même pour l'ensemble des pays de l'UE mais il pourrait aussi varier en fonction de priorités nationales.

- L'absence de recalcul, même si une valeur de toxicité d'une substance était modifiée, permet un pilotage transparent de la trajectoire de réduction de l'indicateur.

- L'indicateur est calculable au niveau européen, et aussi au niveau de chaque pays. Elle peut être déclinée à des échelles plus fines également, à savoir l'échelle régionale, l'échelle du distributeur mais aussi au niveau de l'agriculteur. Cette possibilité de faire le lien jusqu'au niveau du distributeur et de l'agriculteur permet de maintenir un lien avec les outils de pilotage à l'échelle des praticiens, et notamment d'élaborer un lien avec l'outil que constituent les CEPP ou le conseil stratégique apporté aux agriculteurs.

- La gamme des SA considérées couvre la totalité des substances actives, et permet ainsi d'intégrer les substances de biocontrôle ou les produits naturels dont l'écotoxicité doit aussi être prise en compte (voire les co-formulants pour lesquels on disposerait des données nécessaires).

Au titre des limites, nous avons identifié les points suivants :

- Les données ne sont pas disponibles pour certaines SA et certains taxons à enjeu. Il existe dès lors un risque de retenir des taxons uniquement sur la base de la disponibilité des données. Toutefois, ce risque apparaît assez limité, car les principales dimensions à considérer pour mesurer l'usage et l'impact des produits de protection des cultures sont largement couverts dans les bases actuellement disponibles.

- Le risque d'effet à long terme est mal couvert notamment pour les SA dont les risques court terme est faible (perturbateurs endocriniens, CMR, PFAS, etc.), si on prend en compte les toxicités aiguës.

- Le risque pour l'humain est considéré de façon indirecte via la $DL_{50}$ mesurée sur le rat.

- L'indicateur proposé repose sur des choix restreints de grandeurs d'effet et de taxons. Cette limite est la contrepartie d'un nombre réduit de taxons qui permet la lisibilité de l'action et de l'arbitrage politique.

- Il n'y a pas de prise en compte des co-formulants (toxicités spécifiques), ni des effets cocktail (effets des co-formulants et mélanges de SA), ni des produits de dégradation.
Toutefois, ceci est la situation généralisée aujourd'hui dans le cadre de l'application de la Directive SUD et la méthode pourrait être facilement adaptée si un jour les données étaient disponibles.

- Dans la situation actuelle, la principale base de données disponible et utilisée pour ce travail est la PPDB. Cette base est gérée et alimentée par un collectif d'une université britannique. Elle n'est donc pas aujourd'hui au sein de l'Union européenne. Il serait évidemment indispensable que la source des données sur les toxicités de l'ensemble des substances actives soit détenue et alimentée par un organisme européen. Comptementu de ses missions et des données déjà disponibles, il serait légitime que ceci soit assuré par l'EFSA.

Notons que l'indicateur **ATAT** a déjà fait l'objet de critiques, notamment de la part de **CropLife**, la fédération internationale des entreprises et organisations du secteur de la protection des cultures et de la biotechnologie végétale. Différents arguments sont mis en avant, tels que le non-respect du processus standard de révision défini dans le cadre de la Convention des Nations Unies sur la Diversité Biologique (UN CBD), la non prise en compte des pratiques de mitigation et des données d'utilisation ou encore la perte d'information liée à l'agrégation des scores de toxicité (CropLife International, 2024).

Mais la principale limite de cette proposition, faite dans le cadre de la saisine pour une amélioration du HRI1 est qu'elle s'écarte fortement d'un simple ajustement de l'indicateur HRI1 retenu par les autorités françaises en 2024. Cependant, le travail conduit ici s'est alimenté d'échanges à l'échelle européenne, notamment dans le cadre d'un atelier à Bruxelles, en novembre 2024, dédiée à la question de l'évolution de l'indicateur. Certaines présentations et échanges tenus au cours de cet atelier rejoignent largement les propositions faites ici. Ceci laisse espérer que ces propositions pourront être adoptées à l'échelle européenne, ce qui constituait aussi une composante de la saisine.

Par ailleurs, une demande a été faite au Joint Research Centre (JRC), en lien avec la DG SANTE, de développer des propositions pour une évolution de l'indicateur de suivi à l'échelle européenne. Le présent document pourra constituer une base d'échange entre la France et le JRC dans le cadre du travail à conduire. Selon le degré de sophistication recherché, le PL et le PURI pourraient également compléter la base de discussion mais avec la problématique à ne pas négliger du choix des facteurs de pondération pour l'agrégation des sous-indicateurs, le besoin en données et la difficulté à interpréter des indicateurs trop complexes (Global 2000, 2024 ; Gensch et al., 2024).
# 6. Recommandations et conclusion

Au terme de ce travail, en réponse à la saisine reçue par INRAE le 27 juin 2024, deux propositions ont été structurées.

La première est une évolution *a minima* du HRI1, avec trois évolutions, pour éviter les principaux biais que cet indicateur comporte aujourd'hui. Toutefois, cette évolution ne permet pas de corriger les défauts intrinsèques d'un indicateur reposant sur des classes très larges et hétérogènes de substances actives, et l'arbitraire du coefficient de pondération attribué à chaque classe, qui en font un indicateur peu sensible aux actions volontaires des agriculteurs en faveur de la réduction des usages de PPP.

Le travail s'est donc attaché à construire une proposition beaucoup plus aboutie, avec une refonte en profondeur de l'indicateur, tout en en gardant l'esprit, à savoir une prise en compte simultanée des quantités vendues (usage) et de l'incidence sur la santé humaine et de l'environnement (impact).

Cette proposition est en phase avec certaines réflexions à l'échelle européenne (le TAT a déjà été appliqué en Allemagne), et aux Nations Unies (UNEP-WCMC, 2024). La France pourra ainsi jouer un rôle moteur dans les travaux et orientations en Europe.

Cette proposition est basée sur la prise en compte simultanée de volumes vendus de chaque substances actives et de leur toxicité vis à vis d'un petit nombre de taxons (3 dans cette proposition), choisis pour illustrer les priorités en matière de réduction d'impact. Ces choix, infiniment politiques, sont construits et conduits en totale transparence. Les données de toxicité sont fondées sur des mesures scientifiques, même si elles ne fournissent que des valeurs de toxicité aigüe établies dans des conditions standardisées de laboratoire. Pour que cet indicateur puisse être mobilisé dans le pilotage de la stratégie nationale et européenne, un certain nombre de points doivent être couverts.

Il faut qu'il y ait une instance européenne qui soit en charge de mettre en place une base de données uniformisée des informations présentes aujourd'hui dans les *peer review risk assessment*. Il faut que ceci soit assuré pour l'ensemble des SA réglementées par le 1185/2009 et pour au moins certains organismes, afin de ne pas avoir de question et de doute sur l'homogénéité des sources de données. Il semblerait légitime que l'EFSA soit en charge et en responsabilité de cela.

Il faut poursuivre la réflexion sur la manière de considérer les valeurs de toxicité données sous forme de dépassement de valeurs « seuil », c'est à dire là où il n'y a pas de valeur exacte. Dans le présent travail, on a seulement considéré la valeur numérique de seuil disponible. Mais dans le futur il serait nécessaire d'affiner ces valeurs pour éviter que tout un panel de SA ne soient considérées à la même toxicité (i.e. les valeurs de seuils).

Il y a la question pendante des SA où aucune valeur de toxicité n'est disponible pour certains organismes/taxons qui seraient retenus dans l'indicateur final. Il faudrait alors en urgence assurer que ces données puissent remonter, soit à partir d'études disséminées dans la littérature scientifique et technique, soit à partir de données issues des entreprises détentrices des substances actives considérées.

La question pourra se poser à terme de couvrir le risque pour un plus grand nombre de taxons possiblement en lien avec des fonctions écosystémiques. Une réflexion pourrait être conduite sur ce sujet à l'échelle européenne. De la même façon, la pondération équivalente sur les
taxons qui seront finalement retenus pourrait être matière à débat au regard des objectifs visés. Faut-il ouvrir la possibilité à des pondérations différentes, au risque d'une perte de lisibilité ?

La poursuite de cette réflexion à l'échelle européenne doit considérer la possibilité de prendre en compte la question des co-formulants, et de leurs impacts propres sur le milieu et la santé humaine. Ceci conduirait à l'ouverture d'un chapitre nouveau à l'échelle de l'ensemble de l'Europe.

Enfin, il faut conduire à terme la réflexion proposée sur la prise en compte des doses d'utilisation (cf. notre première proposition d'évolution modérée de HRI1), via la mobilisation de la médiane européenne des doses homologuées (ou des exemples d'usages présents dans les documents d'évaluation du risque de l'EFSA) pour chacune des substances actives. Ceci serait possible à condition de se doter à l'échelle de l'Union d'une base de données consolidée où l'ensemble des informations nécessaires se trouvent rassemblées, ouvertes et disponibles pour traitement.

Cette évolution du HRI1 ne doit pas être exclusive de la mobilisation, au niveau national, d'autres indicateurs complémentaires, permettant d'éclairer d'autres dimensions qu'un seul indicateur agrégé ne permet pas de décrire. On peut ainsi identifier le maintien du NODU, au titre du suivi longitudinal et du lien au CEPP, ce que certaines réponses à l'enquête en ligne ont mentionné. On peut également mentionner un suivi spécifique de l'usage des CMR 1 et 2, en volume et en nombre de substances, dimension qui a montré des réductions très importantes au cours des 15 dernières années et qui constitue une priorité politique plusieurs fois rappelée. Enfin, il faudrait également imaginer un indicateur *ad hoc* pour suivre les risques liés à l'utilisation de perturbateurs endocriniens.
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# Annexe 1. Texte de la saisine.

<figure><img src="image_10.png" /></figure>

GOUVERNEMENT

Liberté
Egalité
Fraternité

Paris, le 27 JUIN 2024

Le Ministre de l'Agriculture et de la
Souveraineté alimentaire,

Le Ministre de la Transition Écologique et de
la Cohésion des Territoires,

La Ministre de l'Enseignement Supérieur et de
la Recherche,

La Ministre déléguée auprès du Ministre de
l'Agriculture et de la Souveraineté
alimentaire,

Le Ministre délégué auprès de la Ministre du
Travail, de la Santé et des Solidarités, en
charge de la Santé et de la Prévention

à

Monsieur Philippe MAUGUIN

Président Directeur général d'INRAE
147, rue de l'Université
75338 Paris Cedex 07

Objet: Travaux sur la perspective d'évolution de l'indicateur HRI1 et sur l'identification d'indicateurs de suivi de risques et d'usages.

Monsieur le Président-Directeur général,

La stratégie Ecophyto 2030, qui doit renouveler l'objectif de réduction de l'utilisation et des risques globaux liés aux produits phytopharmaceutiques, et prendre la suite du plan Ecophyto II+, a été présentée le 6 mai dernier. Elle s'inscrit dans le cadre de la directive européenne 2009/128 relative à l'utilisation des produits phytopharmaceutiques compatible avec le développement durable dite « SUD ».

Lors de la phase de concertation avec les parties prenantes à l'hiver 2023-2024, le choix des indicateurs pour suivre l'atteinte des objectifs de la stratégie a été questionné par certaines parties remettant en cause l'utilisation historique du NODU (nombre de doses unité).

.../... (
A l'issue d'une consultation du Comité d'Orientation Stratégique et de Suivi (COS), le Premier ministre a retenu l'indicateur de risque harmonisé HRI1 comme l'indicateur principal de suivi de l'atteinte des objectifs pour la stratégie Ecophyto 2030. Le HRI1 est un indicateur européen prévu dans la directive « SUD ». Il s'exprime en indice base 100 (base 100 = moyenne 2011-2013) et mesure l'évolution de l'utilisation de substances actives en les pondérant par un coefficient de quantification du risque. Ainsi, les substances actives sont réparties en quatre catégories, auxquelles correspond pour chacune un coefficient de pondération.

Ce choix est motivé par l'intérêt de disposer d'un indicateur de suivi harmonisé au niveau européen, recherchant une meilleure prise en compte de l'approche risque, l'indicateur NODU étant centré sur le suivi des usages.

Certains experts considèrent toutefois que le HRI1 présente plusieurs limites, quant à la constitution des classes et à la pondération de chaque catégorie de risques.

Afin que l'approche d'évaluation du risque soit la plus pertinente possible dans le suivi des objectifs de la stratégie Ecophyto 2030 et conserve ses atouts en termes de comparaison européenne et de prise en compte des risques, nous souhaitons qu'INRAE, en collaboration étroite avec le Président du Conseil Scientifique et Technique (CST) d'Ecophyto, et dans le cadre d'échanges avec vos homologues européens, puisse établir un bilan des avantages et limites de l'indicateur HRI1 et proposer le cas échéant des évolutions de sa méthodologie de calcul afin de rendre compte au mieux de notre objectif de réduction des usages et des risques des produits phytopharmaceutiques.

Cette démarche devra associer le plus largement possible vos homologues européens afin de favoriser l'émergence d'une démarche scientifique européenne la plus consensuelle possible. Ces travaux nourriront les autorités françaises dans leurs discussions avec leurs partenaires des autres États-membres pour un indicateur rénové à retenir dans la réglementation européenne.

Vous nous rendrez compte régulièrement de l'avancement de cette étude dont le rendu est attendu pour le 1er décembre 2024, et de toute difficulté éventuelle que vous pourriez rencontrer.

Nous vous prions de croire, Monsieur le Président-Directeur général, à l'assurance de notre considération distinguée.

<figure><img src="image_11.png" /><figcaption>Marc FESNEAU</figcaption></figure>

<figure><img src="image_12.png" /><figcaption>Christophe BÉCHU</figcaption></figure>

<figure><img src="image_13.png" /><figcaption>Sylvie RETAILLEAU</figcaption></figure>

<figure><img src="image_14.png" /><figcaption>Agnès PANNIER-RUNACHER</figcaption></figure>

<figure><img src="image_15.png" /><figcaption>Frédéric VALLETOUX</figcaption></figure>
# Annexe 2. Synthèse des auditions réalisées

**M Coretin Barbu**

Chercheur INRAE.

Spécialiste en épidémiologie appliquée à la protection des grandes cultures contre les agents pathogènes et les ravageurs. Coordinateur du projet AviNodu qui portait sur l'Analyse des Variations Interannuelles des ventes de produits phytosanitaires et de l'indicateur NODU.

**Mme Inès Bouchema**

Enseignante-chercheuse AgroParisTech.

Spécialiste des instruments juridiques de la réduction de l'utilisation des PPP.

**M Martin Dermine**

Directeur Général de Pesticide Action Network (PAN) Europe

**M Andreas Gumbert**

Direction Générale de l'Environnement de la Commission Européenne.

**M Per Kudsk**

Professeur à l'Université Aarhus, Danemark.

Spécialiste de la gestion intégrée des plantes adventices et la Protection Intégrée des Cultures.

Co-concepteur de l'indicateur *Pesticide Load*.

**M Fabrice Lebellec**

Chercheur Cirad.

Spécialiste de la co-conception de système de culture peu dépendants de l'utilisation des PPP.

A utilisé ou construit différents indicateurs relatifs à l'utilisation des PPP.

**M Gordon Rennick et M Rex Horgan**

Direction Générale de la santé et de la sécurité alimentaire de la Commission Européenne.

**M Jörn Strassmeyer**

Julius Kühn-Institute, Allemagne.

Responsable du groupe de travail sur les indicateurs de risques. Co-concepteur de l'indicateur SYNOPS.

**M Vincent Van Bol**

Service Public Fédéral Santé publique, Sécurité de la chaîne alimentaire et Environnement.

Wallonie, Belgique.

Coordinateur du plan fédéral de réduction de l'utilisation des produits phytopharmaceutiques.

Les opinions et analyses exprimées par les experts dans ce rapport sont strictement personnelles et n'engagent en aucun cas la responsabilité de leur structure d'appartenance, sauf pour M. Dermine qui s'est exprimé au nom de PAN Europe. Chaque synthèse des auditions a été validée par le ou les expert(s) concerné(s), dans une version en anglais pour les experts non francophones.
<table><caption>Tableau A2.1. Quels sont les avantages et les inconvénients de l'indicateur HRI1 ?</caption><tr><td>C. Barbu</td><td>Les activités (et donc toxicité) par unité de masse sont bien trop variables (plusieurs ordres de grandeur) au sein d'une classe, ce qui disqualifie le HRI1 comme indicateur de risque bien qu'il couvre un spectre plus large de substances actives que le NODU. Le déploiement des substances de biocontrôle, peu actives par unité de masse, augmente la valeur de l'indicateur, ce qui est contradictoire avec l'objectif de promotion de ces méthodes de la SUD. Le poids du groupe de risque n°4 est trop important : le respect des interdictions pour quelques produits pondéreux fait l'essentiel du HRI1. L'expression des ventes en pourcentage d'une période de référence empêche les comparaisons entre pays (les État-Membres n'étaient pas sur un pied d'égalité en 2011-2013).</td></tr><tr><td>I. Bouchema</td><td>L'harmonisation de cet indicateur au niveau européen et sa facilité de calcul sont ses principaux atouts. Les limites principales de cet indicateur sont que les catégories et les pondérations utilisées sont insuffisantes et peu pertinentes. Les classes de risque ne sont pas très discriminante : la deuxième représente la majorité des substances actives. De plus, les doses homologuées ne sont pas prises en comptes, ce qui pose problème compte tenu de la variabilité des quantités à épandre pour les différents produits au sein d'une même classe de risque.</td></tr><tr><td>M. Dermine</td><td>L'avantage principal de HRI-1 est qu'il est simple et qu'il se base sur les données de vente que les États membres possèdent. De plus, il est intéressant pour les États membres car il améliore l'image de leurs agriculteurs. Son principal inconvénient est qu'il ne repose pas sur des bases scientifiques. Les pesticides sont placés arbitrairement dans des catégories, la toxicité humaine pourrait être plus détaillée. La toxicité environnementale quant à elle n'est pas prise en compte. Aussi, quand une substance est interdite, elle change de catégorie. Les séries temporelles sont recalculées et les valeurs récentes de l'indicateur baissent artificiellement. L'indicateur ne prend pas en compte les risques des pesticides, ni la contamination des eaux souterraines. L'image de l'utilisation et des risques des usages des PPP en Europe est faussée.</td></tr><tr><td>A. Gumbert</td><td>Le principal avantage de HRI1 est qu'il est facile à mettre en œuvre au niveau européen. Cependant, il présente des limites importantes, notamment en ce qui concerne la représentation simpliste et artificielle des risques liés aux pesticides. Les coefficients de pondération utilisés dans son calcul manquent de justification scientifique, alors qu'ils déterminent fortement l'objectif quantitatif de réduction des pesticides. En outre, environ 70 % des SA sont classées dans le groupe de risque 2, indépendamment de leur toxicité réelle et des doses homologuées. Un autre inconvénient majeur est le changement de référence causé par les évolutions de classement des substances actives dans les groupe de risque. Ce problème est exacerbé par la valeur élevée du coefficient de pondération du groupe 4 (64), qui est appliqué rétroactivement pour recalculer les valeurs des indicateurs des années précédentes. Ce nouveau calcul peut suggérer, à tort, qu'il existe une réduction de l'utilisation des</td></tr></table>
<table><tr><td></td><td>pesticides alors qu'en réalité, il reflète un artefact méthodologiques plutôt que des améliorations réelles. Un exemple frappant de la faiblesse structurelle de l'indicateur HRI1 est l'observation que dans les pays où l'agriculture biologique s'est développée, l'indicateur HRI1 a paradoxalement augmenté. Cela s'explique par les taux d'application généralement plus élevés des substances actives autorisées en agriculture biologique. Enfin, une autre limite de HRI1, quoique moins problématique, est qu'il se base sur des données de vente des pesticides, plutôt que sur leur utilisation réelle.</td></tr><tr><td>P. Kudsk</td><td>Les principaux avantages de l'indicateur sont : sa simplicité, le fait qu'il nécessite un minimum de données, et sa nature harmonisée, qui permet à tous les États membres de l'UE de calculer un même indicateur. Cependant, il présente des faiblesses importantes et représente un retour en arrière. Il ne prend en compte que les quantités de pesticides, une approche dépassée puisque les doses de pesticides appliquées varient considérablement (de grammes à des kilogrammes par hectare). Les quatre groupes et leurs coefficients de pondération manquent de validité scientifique. De plus, les changements de classes de SA vendues largement entraîne des modifications des références historiques, ce qui nuit à sa crédibilité et donne la possibilité d'atteindre les objectifs de réduction de manière artificielle. Enfin, la période de référence 2011-2013 est injuste, car elle ne tient pas compte des réductions antérieures réalisées par certains pays, ce qui a pour effet de mettre tous les États-Membres au même niveau de référence, quels que soient leurs efforts antérieurs pour réduire l'utilisation des pesticides.</td></tr><tr><td>F. Lebellec</td><td>Le principal avantage de HRI1 est que son mode de calcul est partagé à l'échelle européenne permettant une comparaison entre Etats-Membres. Sa principale limite est sa construction à partir de groupes de risque et de coefficients de pondération arbitraires associés. De plus, cette construction n'a pas été transparente : pourquoi et comment ces choix ont été faits ?</td></tr><tr><td>R. Horgan<br>G. Rennick</td><td>Un avantage clé réside dans sa simplicité, qui a facilité un large consensus entre les États membres (une majorité qualifiée d'États membres a approuvé les HRI en 2019, bien que certains se soient abstenus ou aient voté contre lors du vote formel en comitologie PAFF<fnref n="2" />). Un autre avantage est la possibilité de suivre les données remontant jusqu'en 2011. L'indicateur repose sur un ensemble de données simple—les quantités de substances actives des produits de protection des plantes (PPP) vendues (mises sur le marché) dans chaque État membre—et applique des pondérations aux groupes de risques définis par le règlement 1107/2009. Cependant, le HRI-1 présente également certains inconvénients notables. Sa dépendance aux données de vente, plutôt qu'aux données réelles d'utilisation, constitue une limitation majeure. Il ne prend pas en compte les taux d'application des PPP ni les zones spécifiques où les pesticides sont appliqués. La catégorisation des groupes est relativement grossière</td></tr></table>

<footnote n="2">² Directive - 2019/782 - EN - EUR-Lex</footnote>
<table><tr><td></td><td>et large, entraînant des effets de seuil entre les catégories et l'inclusion dans un même groupe de substances présentant des propriétés de danger légèrement différentes.<br/>De plus, les pondérations numériques du risque (danger) attribuées aux différentes substances actives/groupes peuvent être critiquées comme n'étant pas entièrement fondées sur la science ou quelque peu arbitraires.<br/>L'indicateur n'est pas non plus facilement compréhensible pour les non-spécialistes. Enfin, lorsque l'approbation d'une substance active est retirée, les séries temporelles sont recalculées, ce qui a été critiqué par certains acteurs pour modifier artificiellement la base de référence.</td></tr></table>

<table><tr><td>J. Strassmeyer</td><td>Un des atouts de HRI1 est sa facilité de calcul. Néanmoins, il ne présente aucun intérêt pour l'évaluation du risque. Les quantités appliquées au sein de chaque groupe ne sont pas directement liées au risque pour l'environnement ou les organismes associé à chaque molécule. Les coefficients de pondération ne représentent pas des risques de toxicité.</td></tr></table>

<table><tr><td>V. Van Bol</td><td>Le principal atout d'un indicateur unique tel que le HRI1 réside dans son calcul harmonisé à l'échelle européenne, et sa simplicité de compréhension, ce qui favorise l'intérêt et l'implication d'un large éventail d'acteurs. Cependant, sa simplicité constitue également sa principale faiblesse, car il est mal calibré : les critères utilisés pour définir les groupes de risque (e.g. substance naturelle ou pas, autorisée dans l'UE ou pas) ne reflètent pas systématiquement un niveau de risque intrinsèque. De plus, le groupe n°2 n'est pas assez discriminant (>90 % des PPP en Belgique). En l'état, il ne permet donc pas une évaluation précise du risque lié à l'utilisation des pesticides.</td></tr></table>
<table><caption>Tableau A2.2. Quelles lignes directrices générales devraient être suivies pour proposer un nouvel indicateur HRI ?</caption><tr><td>C. Barbu</td><td>Il faut : 1) diviser les poids des substances par une "toxicité par unité de masse", actuellement la médiane des doses autorisés dans les pays membres qui les publient ferait très bien l'affaire ; 2) limiter le poids de la classe 4. Ces deux points sont proches de ce que suggère l'agence de l'environnement allemande (Knillmann et al., 2023). Clarifier de quel risque on parle pourrait être utile si l'on souhaite aller plus loin (e.g. pour le kaolin il y a un risque pour l'applicateur, mais peu/pas de risque pour la biodiversité ou la population générale).</td></tr><tr><td>I. Bouchema</td><td>Il est essentiel de clarifier ce que l'on cherche à mesurer, de spécifier l'objectif de l'indicateur. De même, il est nécessaire de spécifier à quoi va servir cet indicateur dans la politique publique européenne. Si l'on cherche à quantifier l'usage, il faudrait pouvoir se baser sur les utilisations des PPP et non simplement les ventes. Pour l'heure, les HRI sont destinés aux décideurs publics européens et doivent mesurer la réduction du risque.</td></tr><tr><td>M. Dermine</td><td>Tout d'abord, il apparaît nécessaire de ne plus changer de groupe de risque les pesticides quand ils sont interdits afin de ne pas impacter la série historique des valeurs de l'indicateur. L'indicateur retenu au niveau européen devrait inclure une composante écotoxicologique. Il semble difficile de le faire avec l'indicateur HRI-1 actuel compte tenu de sa simplicité. Il faudrait également inclure le risque de contamination des eaux souterraines, ainsi que la toxicité vis-à-vis de différents taxa tels que les vers de terre, et du microbiote du sol notamment. Il ne faudrait plus que ce soit les kilogrammes utilisés qui impactent fortement la valeur de l'indicateur, mais la toxicité des PPP utilisés. C'est un point très important notamment pour disposer d'une vision plus réaliste de l'impact des PPP sur l'environnement et la santé. Il faudrait utiliser de manière plus détaillée les connaissances sur la toxicité environnementales sur tout une série de taxons puisqu'on y a accès (données disponibles dans les dossiers d'homologation des pesticides), ainsi que le risque de contamination des masses d'eau. De plus, il faudrait considérer la toxicité chronique et pas seulement la toxicité aigüe.</td></tr><tr><td>A. Gumbert</td><td>Nous devrions adopter une approche fondée sur la science, et l'indicateur ATAT, développé au niveau global, apparaît être un indicateur très pertinent. Si l'on dispose déjà de suffisamment de données issues des procédures d'homologation pour sa mise en œuvre, des données supplémentaires sont nécessaires pour certaines SA pour lesquelles les données demeurent incomplètes. Il est particulièrement difficile de classer les priorités parmi les huit différents groupes d'espèces du TAT. Pour y remédier, il serait judicieux de considérer les organismes les plus sensibles en priorité. Une approche efficace pourrait consister à retenir les valeurs des groupes d'espèces les plus impactés comme indicateur du risque pour une substance active donnée. À l'avenir, l'intégration des</td></tr></table>
<table><tr><td></td><td>données d'exposition dans le processus d'évaluation permettrait d'obtenir une évaluation plus approfondie des risques potentiels.</td></tr><tr><td>P. Kudsk</td><td>Il est essentiel de maintenir un équilibre entre la pertinence scientifique et la simplicité pour garantir que l'indicateur puisse être calculé, compte tenu des difficultés potentielles liées à la disponibilité des données. L'indicateur Pesticide Load (PL) utilisé au Danemark, qui s'appuie sur la base de données PPDB (une base de données largement acceptée par les communautés scientifiques ou non), est un indicateur plus pertinent. La base de données PPDB fournit des informations sur les propriétés écotoxicologiques et le devenir environnemental des ingrédients actifs, couvrant ainsi deux des trois branches de l'indicateur PL. Bien que la pondération de ces branches puisse être débattue au niveau politique, commencer par des pondérations égales est une stratégie simple et raisonnable. L'essentiel est de s'appuyer sur des données bien établies et mesurées concernant les risques liés aux SA. Idéalement, l'indicateur devrait tenir compte à la fois du danger des SA et des niveaux d'exposition (par exemple pour les opérateurs et les populations), mais en plus d'être complexe (à l'instar de Synops-Trend en Allemagne), il est peu probable que les informations nécessaires soient accessibles dans tous les États membres de l'UE. Enfin, la disponibilité des données doit être prise en compte. Si les informations relatives à une mesure de risque donnée sont disponibles pour moins de 80 à 90 % des substances actives, elles ne devraient probablement pas être incluses dans l'indicateur. Dans le cas contraire, des extrapolations seraient nécessaires, ce qui nuirait à la pertinence scientifique de l'indicateur final.</td></tr><tr><td>F. Lebellec</td><td>La caractérisation du risque peut se faire de manière quantitative (mesure numérique) ou qualitative (groupes), les deux sont justifiables mais il faut que les règles de décision soient transparentes. Si on consolide l'indicateur actuel, en gardant un cadre qualitatif, il faut : i) décider du nombre et des critères d'appartenance aux groupes de risque ; puis ii) attribuer des coefficients de pondération à chaque groupe. Ces deux étapes doivent se faire de manière concertée, avec la participation d'acteurs/experts européens, et surtout de manière transparente. Il ne faut pas garder de simples coefficients « exponentiels » comme c'est le cas aujourd'hui dans HRI1.</td></tr><tr><td>R. Horgan<br>G. Rennick</td><td>Le principe de base devrait être de s'appuyer sur une approche scientifique solide, tout en veillant à ce que l'indicateur soit facile à comprendre pour les non-spécialistes. Il doit représenter avec précision les risques liés à l'utilisation des pesticides et représenter les tendances générales à long terme. Les données doivent être faciles à collecter et l'indicateur doit être simple à calculer. Il est essentiel de trouver une solution à court terme pour améliorer ou remplacer l'indicateur HRI-1. Idéalement, l'indicateur devrait pouvoir être calculé de manière similaire au niveau des États-Membres et de l'UE en utilisant la même méthode. Alors que HRI-1 est un indicateur basé sur les dangers, il serait plus approprié de passer à un indicateur basé sur les risques. Au niveau de l'UE, la simplification des procédures et la réduction des lourdeurs</td></tr></table>
<table><tr><td></td><td>administratives sont une priorité, non seulement pour les agriculteurs, mais aussi pour les autorités et les PME. Il est clair qu'il faut un indicateur plus efficace qui soit à la fois facile à utiliser et à expliquer.</td></tr><tr><td>J. Strassmeyer</td><td>Il faudrait mieux prendre en compte le risque en considérant des valeurs de toxicité réelles. Deux options seraient possibles : 1) si on veut absolument garder des catégories, il serait nécessaire d'en définir un plus grand nombre (par exemple une vingtaine ?) qui seraient « fixes » et élaborées sur la base des valeurs de toxicité des molécules (mais le choix de ces nouvelles catégories serait certes plus complexe en soit, et aussi à faire valider au niveau européen) ; 2) on pourrait carrément abandonner les catégories en considérant des grandeurs d'effet de « pire cas » pour chaque molécule, comme dans l'exemple du Pesticide Load Index (Kudsk et al, 2018), ce qui permettrait un classement « continu » des substances. En ce sens, cette deuxième option serait plus satisfaisante. Dans les deux options, les facteurs de pondération des catégories n'auraient plus de raison d'être. Ce ne serait pas plus difficile à calculer que le HRI1 actuel.</td></tr><tr><td>V. Van Bol</td><td>Pour une gestion optimale des risques au niveau national, il est préférable de s'appuyer sur une batterie d'indicateurs ciblant des risques spécifiques. Toutefois, s'il on veut un indicateur unique, le Pesticide Load Index danois constitue une option pertinente, car il intègre l'impact potentiel des pesticides sur (i) les organismes non cibles, (ii) la santé humaine (via les phrases de risques) et (iii) l'environnement (persistance, bioaccumulation). Sa mise en œuvre nécessiterait néanmoins une concertation européenne sur les pondérations, ce qui est un défi complexe en raison des sensibilités variées des États-Membres. Une alternative pourrait être des pondérations adaptables aux spécificités régionales.</td></tr></table>
<table><caption>Tableau A2.3. Quel périmètre faudrait-il considérer pour les substances actives entrant dans le calcul d'un nouvel indicateur HRI1 ?</caption><tr><td>C. Barbu</td><td>Un périmètre aussi large que possible est préférable : inclure le biocontrôle (car non dénué de risques), les traitements de semences et les usages non agricoles semble pertinent. La prise en compte des co-formulants (i.e. toutes substances hormis l'eau) pourrait être envisageable et changer drastiquement le risque estimé. Malheureusement la dangerosité liée à ces substances est très mal connue.</td></tr><tr><td>M. Dermine</td><td>D'un point de vue scientifique, tous les pesticides devraient être pris en compte. Les bio-pesticides qui sont pulvérisés et pour lesquels on dispose de données toxicologiques doivent être pris en compte par l'indicateur. En revanche, certains produits de biocontrôle pourront ne pas être pris en compte, comme les phéromones par exemple. Sur le plan politique, la non prise compte de produits autorisés en AB entraînerait de vifs débats entre acteurs de l'agriculture conventionnelle et de l'AB. Certains produits autorisés en AB peuvent être toxiques, comme le cuivre pour la vie des sols par exemple. Il est important de les prendre en compte, vis-à-vis de la toxicité chronique notamment. Dans un monde idéal, il faudrait développer un indicateur de risque à partir des produits phytosanitaires, et non des substances actives. De plus, il faudrait tenir compte de l'impact des co-formulants. Cependant, on manque de données de toxicité pour la plupart des co-formulants, même pour la santé humaine.</td></tr><tr><td>A. Gumbert</td><td>Toutes les substances actives (SA), y compris les produits de biocontrôle, doivent être prises en compte. Certains produits de biocontrôle, comme le spinosad, peuvent être très toxiques pour les organismes non cibles.</td></tr><tr><td>P. Kudsk</td><td>À long terme, l'idéal serait que tous les ingrédients, les substances actives, les co-formulants, ainsi que les produits de biocontrôle, soient pris en compte dans un indicateur de risque harmonisé. Cependant, la disponibilité des données reste un défi majeur, en particulier pour les co-formulants, pour lesquels les données de toxicité sont minimales et les réglementations de l'UE ne sont pas harmonisées. Les produits de biocontrôle pourraient être inclus, mais nombre d'entre eux ne font pas l'objet de mesures de risque dans la base de données PPDB, en particulier pour les macro- et micro-organismes, l'EFSA estimant souvent que leurs risques sont négligeables. Néanmoins, certains composés de biocontrôle (par exemple des champignons ou des extraits de plantes) peuvent encore avoir des propriétés indésirables et ne devraient pas être exclus par défaut. En général, si l'on s'attend à ce que les ingrédients actifs de biocontrôle aient une faible toxicité, leur intégration dans l'indicateur aura un impact minimal sur sa tendance et ne posera pas de problèmes significatifs.</td></tr><tr><td>F. Lebellec</td><td>L'idéal serait de disposer d'un indicateur unique, mais qui reste déclinable selon plusieurs catégories de molécules, e.g. une version hors biocontrôle et version avec biocontrôle.</td></tr></table>
<table><tr><td></td><td>Je vois trois points de vigilance : i) les produits de biocontrôle peuvent comporter des risques, il ne faut donc pas les exclure de l'indicateur ; ii) le biocontrôle est parfois employé en très grandes quantités, ce qui pourrait fausser l'indicateur en masquant l'évolution des autres substances (effet pervers sur les indicateurs basés sur la QSA : on réduirait les risques tout en augmentant les quantités) ; iii) dans un monde idéal il faudrait également intégrer les co-formulants et les métabolites (produits de dégradation), mais il manque trop d'information sur leur toxicité et écotoxicité. Il est nécessaire de considérer « toutes » les substances actives, mais il ne faut pas forcément « toutes » les intégrer dans un seul indicateur.</td></tr></table>

R. Horgan
G. Rennick

Toutes les SA, y compris les produits de biocontrôle, devraient être incluses dans le calcul de l'indicateur. Toutefois, les macro-organismes ne font pas l'objet d'une réglementation harmonisée au sein de l'UE, de sorte qu'il est plus simple de les exclure de l'indicateur pour l'instant. Les produits dérivés de macro-organismes relèvent déjà d'une procédure d'homologation et entrent donc dans le calcul de HRI-1. Bien que l'on dispose de données de toxicité pour la plupart des co-formulants, il est difficile de les intégrer dans un indicateur en raison du grand nombre de formulations, chacune combinant généralement 5 à 10 ingrédients.

J. Strassmeyer

Si on adopte les options 1 et 2 évoquées dans la question précédente pour mieux rendre compte de la toxicité réelle des substances, il ne devrait pas y avoir de limitation en ce qui concerne la gamme des substances à considérer (organiques de synthèse, produits de biocontrôle, produits minéraux, notamment) car les quantités utilisées seraient mises en regard de la toxicité des substances. Par exemple, le CO2 qui est actuellement dans le groupe 2, est utilisé en grande quantités mais il présente un très faible risque écotoxique et devrait donc être placé dans une catégorie idoine (option 1) ou bien ses usages devraient être pondérés par sa faible valeur de toxicité (option 2).

V. Van Bol

Il est essentiel de prendre en compte tous les types de produits, y compris les adjuvants et les solutions de biocontrôle.
<table><caption>Tableau A2.4. L'ensemble de la série temporelle HRI1 doit-il être recalculé chaque année, ou bien la valeur calculée pour une année donnée doit être stabilisée ?</caption><tr><td>C. Barbu</td><td>Le recalcul historique est problématique dans l'état actuel de l'indicateur, mais cela n'est pas un problème dans l'absolu. Une fois des corrections effectuées (ajustement des groupes de risque, des coefficients de pondération, et standardisation des QSA en fonction des données de risque par unité de masse ou par la médiane des doses d'utilisation), il est possible que cela ne pose plus de problème (faire des simulations pour vérifier cela). Par ailleurs, la non-rétropolation du calcul pourrait constituer une amélioration pertinente, évitant que l'indicateur ne devienne un indicateur d'anticipation, notamment en raison de l'effet du groupe de risque n°3 (substances candidates à la substitution).</td></tr><tr><td>M. Dermine</td><td>Le fait de ne pas recalculer les séries pour HRI-1 est une bonne solution à court terme pour éviter de biaiser les tendances observées. A partir du moment où l'on se base sur des critères scientifiques, il pourrait être pertinent de recalculer les séries le cas échéant. Si on développe un indicateur harmonisé un peu moins simple avec des paramètres toxicologiques dont les valeurs peuvent évoluer au fur et mesure des progrès scientifiques (on l'a vu sur les néonicotinoïdes), alors il sera nécessaire de recalculer les séries.</td></tr><tr><td>A. Gumbert</td><td>Lorsqu'un indicateur développé à partir des connaissances scientifiques est utilisé, les recalculs ne devraient pas être aussi fréquents que dans le cas de l'indicateur HRI1. Toutefois, il est essentiel d'intégrer les nouvelles connaissances, ce qui peut nécessiter de recalculer les séries chronologiques. L'introduction de nouvelles espèces indicatrices pourrait entraîner des évolutions importantes, car la sensibilité aux pesticides varie considérablement d'une espèce à l'autre, par exemple au sein des différentes espèces d'abeilles.</td></tr><tr><td>P. Kudsk</td><td>Si l'indicateur comporte des paramètres de toxicité, le recalcul annuel de l'ensemble de la série chronologique ne devrait pas poser de problème, car il est peu probable que les valeurs de risque changent radicalement d'une année à l'autre. Dans les rares cas où des changements se produisent (par exemple, si des valeurs de toxicité augmentaient ou diminuaient en raison de nouvelles évaluations des risques ou de nouveaux protocoles), il serait logique de mettre à jour l'ensemble de la série chronologique en conséquence. Dans l'ensemble, les changements dans les valeurs de toxicité auraient probablement un impact beaucoup plus faible sur l'indicateur final par rapport à la situation actuelle, où le coefficient de risque d'une SA peut doubler (par exemple, de 8 à 16), ou même quadrupler (par exemple, de 16 à 64).</td></tr><tr><td>F. Lebellec</td><td>Ce n'est pas une question pertinente. En effet, le problème de la rétroactivité du calcul se pose uniquement à cause du fait que : i) les groupes de risque dépendent du statut réglementaire des substances et ii) des valeurs de coefficients de pondérations attribués (en particulier pour le groupe 4, des substances interdites). Si les groupes de risque étaient « déconnectés » du statut réglementaire des substances,</td></tr></table>
<table><tr><td></td><td>notamment en s'appuyant directement sur des mesures de risque, le problème lié au « recalcul historique » n'existerait plus.</td></tr><tr><td>R. Horgan<br>G. Rennick</td><td>Les calculs rétrospectifs peuvent être difficiles à expliquer aux non-spécialistes. Alors que les propriétés des SA restent constantes au fil du temps, notre compréhension de celles-ci évolue. Le calcul rétrospectif est généralement inévitable lorsque de nouvelles informations sont disponibles. Ce problème est valable quel que soit l'indicateur considéré. Dans le cas de HRI-1, cependant, le problème réside davantage dans la pondération que dans le calcul rétrospectif lui-même.</td></tr><tr><td>J. Strassmeyer</td><td>La question du recalcul ou non de l'indicateur se pose pour le HRI1 car il est basé sur des catégories insuffisamment pertinentes du point de vue du risque. De plus, les coefficients de pondération sont très différents d'une catégorie à l'autre (en particulier pour le groupe 4, avec un coefficient de 64). En revanche, si l'on supprime les catégories, avec une meilleure prise en compte de la toxicité des substances, les facteurs de pondération sautent et les changements qui seraient dû à une mise à jour des valeurs de toxicité (par exemple, par de nouveaux tests toxicologiques) ne seraient a priori pas un problème pour le calcul rétro-actif de l'indicateur. En effet, les valeurs de toxicité ne devraient pas évoluer fortement. Au contraire, s'il y a de nouvelles connaissances sur la toxicité réelles des molécules, cela ferait sens de les prendre en considération pour le recalcul des valeurs antérieures de l'indicateur.</td></tr><tr><td>V. Van Bol</td><td>Si les facteurs de pondération utilisés dans le calcul de l'indicateur reposaient sur des mesures réelles de toxicité et d'écotoxicité, ils resteraient relativement stables dans le temps. Quand bien même, dans les rares cas où l'on observerait des changements majeurs dans ces mesures, il serait préférable de tout réajuster selon les nouvelles données, comme c'est le cas maintenant.</td></tr></table>
<table><caption>Tableau A2.5. Avez-vous des suggestions pour faire évoluer l'indicateur HRI1 ?</caption><tr><td>C. Barbu</td><td>Pour résoudre le problème posé par l'intégration de certaines substances de biocontrôle (ou autorisées en AB) dans l'indicateur HRI1, susceptibles d'en augmenter la valeur alors qu'elles sont encouragées par la SUD, deux solutions peuvent être envisagées : (i) modifier les critères réglementaires pour les faire passer dans le groupe de risque n°1 (plus faible pondération) ; et/ou (ii) standardiser les QSA en fonction des doses d'utilisation, étant donné qu'elles sont souvent appliquées à des grammages élevés. Il faut également intégrer à l'indicateur la notion de risque par unité de masse (la médiane des doses d'utilisation en est un bon proxy, au moins pour la cible, et est facilement récupérable). Il faut réduire le coefficient de pondération du groupe de risque n°4 (64 -&gt; 32) et vérifier l'effet de cette modification sur l'indicateur par des simulations. De plus, il serait préférable d'utiliser un indicateur exprimé en valeur absolue plutôt qu'en pourcentage par rapport à une période de référence, afin de rendre les comparaisons entre États-Membres plus pertinentes. Il serait même envisageable de standardiser le résultat par la surface du pays (surface totale ou SAU) pour en faciliter l'interprétation. Enfin, il ne faut pas perdre de vue qu'un bon indicateur est un indicateur calculable. Un indicateur trop complexe, nécessitant trop de données (potentiellement inconnues), n'est donc pas souhaitable.</td></tr><tr><td>I. Bouchema</td><td>La France visait une réduction d'usage ; d'autres pays visaient la réduction des risques. Il n'est pas illogique, ni illégal, d'utiliser des indicateurs nationaux. HRI1 n'est pas adapté à l'évaluation de la stratégie Ecophyto et n'a pas été pensé en ce sens. Le NODU était plus pertinent, malgré la difficulté à appréhender ce qu'il représente concrètement. Il faudrait intégrer une dose de référence par substance active dans le calcul de HRI1.</td></tr><tr><td>M. Dermine</td><td>Il existe déjà des indicateurs intéressants qui reposent sur des bases beaucoup plus scientifiques que HRI-1, notamment le Pesticide Load Index, développé au Danemark. Il n'est pas parfait, il pourrait être amélioré, notamment pour prendre en compte la toxicité chronique. Le NODU intéressant par sa simplicité conceptuelle, néanmoins ce n'est qu'un indicateur d'usage, il ne vise pas à représenter les risques pour la santé humaine et l'environnement. Récemment, Organics Europe et Global 2000 ont proposé un indicateur appelé PURI. Cet indicateur repose sur les données de vente, les doses homologuées, et de données d'écotoxicité disponibles dans la PPDB. L'indicateur a été testé avec des scénarios d'augmentation des surfaces en AB. Contrairement à l'HRI-1, il montre une diminution des risques liés à l'utilisation des pesticides.</td></tr><tr><td>A. Gumbert</td><td>L'utilisation de la valeur médiane des doses homologuées au niveau européen pour normaliser les quantités de SA dans la formule du HRI1 pourrait être un premier pas vers l'amélioration de sa pertinence. Toutefois, nous préconisons l'adoption de l'ATAT pour maintenir la cohérence avec son développement au niveau global. L'ATAT ne demande pas d'utiliser des doses homologuées. D'autres options, telles que le PLI</td></tr></table>
<table><tr><td></td><td>utilisé au Danemark, pourraient également être envisagées. La priorité est que l'indicateur choisi repose sur la caractérisation des dangers et des risques, sur la base des données collectées au cours des processus d'homologation et des ventes de pesticides (ou de leur utilisation, le cas échéant).</td></tr><tr><td>P. Kudsk</td><td>Le HRI-1 améliorée ou reconstruit de novo devrait s'inspirer de l'indicateur danois PLI, en le simplifiant et en l'adaptant au contexte de l'UE. Certains développements du modèle danois ne sont pas pertinents au niveau de l'UE, de sorte que les procédures de normalisation mises en œuvre dans le PLI doivent être repensées pour mieux répondre aux priorités et à l'ensemble des SA de l'UE. Si le TAT semble être une bonne approche (proche du concept PLeco), il serait préférable pour les utilisateurs finaux d'agréger les différentes dimensions en une seule valeur. Toutefois, il est essentiel de conserver la possibilité de décomposer la valeur globale en sous-indicateurs plus spécifiques, afin de garantir la flexibilité nécessaire pour répondre à des questions détaillées à différents niveaux et éclairer la prise de décision.</td></tr><tr><td>F. Lebellec</td><td>Je recommanderais de le faire évoluer de manière transparente et d'avoir la possibilité de le désagréger, ou d'avoir des indicateurs complémentaires sous la forme d'un « tableau de bord ». Il faudrait déterminer avec différents acteurs/experts un socle commun de variables de risque à considérer dans l'indicateur. En revanche, il sera probablement trop compliqué d'arriver à un consensus sur la méthode d'agrégation pour l'indicateur final (la pondération dépendra des sensibilités de chacun).<br>Il faut rester vigilant quant à la manière de construire l'indicateur : il doit reposer sur des informations disponibles et doit être calculable pour tous les État-Membres. Par exemple, il ne faudrait pas développer un indicateur basé sur les pratiques agricoles au champ qui est une information quasi-impossible à obtenir (cf. PestLCI, Dijkman et al, 2012 ; USEtox, Rosenbaum et al et Hauschild et al, 2008). Il conviendrait de choisir une ou deux variables de toxicité/écotoxicité (e.g. DJA, DL50), qui sont des dénominateurs communs mesurés pour toutes les molécules. Il faudrait intégrer des informations liées au transfert des molécules dans les milieux (e.g. GUS ; Gufstason, 1989). Enfin, il faudrait prendre en compte la toxicité aiguë et chronique, et ne pas oublier les applicateurs et riverains (e.g. modèle BROWSE, Ellis et al, 2017).</td></tr><tr><td>R. Horgan<br>G. Rennick</td><td>Au sein du groupe « Utilisation durable des pesticides » de la Commission européenne, nous avons discuté d'options potentielles actionnables à court terme. Il s'agit notamment d'intégrer les doses d'application et les zones traitées dans l'indicateur. En outre, les données relatives à l'utilisation des PPP pourraient être envisagées après la mise en œuvre du règlement SAIO. Si les données relatives à l'utilisation des PPP permettraient de mieux comprendre où et quand les PPP sont appliqués, les données relatives aux ventes de PPP restent suffisantes pour saisir les tendances à long terme. Les quatre groupes de risque pourraient être affinés et se voir attribuer des pondérations différentes. Il est important</td></tr></table>
<table><tr><td></td><td>de mieux différencier les SA au-delà de leur statut d'autorisation, car les propriétés des SA restent inchangées. Toutefois, l'élaboration de pondérations fondées sur des connaissances scientifiques pourrait prendre plusieurs années.</td></tr><tr><td>J. Strassmeyer</td><td>Il faudrait a minima mieux prendre en compte la toxicité réelle des substances, même si c'est sous forme de groupes de substances, et considérer à la fois les organismes aquatiques et terrestres. L'approche du Pesticide Load Index semble pertinente. Elle permet un classement continu de chaque substance active entre 0 et 1 selon sa toxicité. Chaque « branche » (écotoxicité, devenir dans l'environnement, impact sur la santé humaine) peut être analysée séparément de manière flexible et complémentaire. La question de la méthode d'agrégation en un seul indicateur final n'est cependant pas évidente et nécessiterait plus de réflexion. D'un point de vue scientifique, aucune pondération ne pourrait être justifiée pour l'agrégation. C'est une question politique. Il serait important d'avoir la possibilité de revenir sur les éléments non agrégés qui expliquent le résultat final. Par ailleurs, il semblerait pertinent d'élargir le panel des organismes non cibles considérés dans cet indicateur : les arthropodes, des plantes non aquatiques, d'autres organismes du sol et des sédiments. A ce niveau, un point crucial est la disponibilité des données.</td></tr><tr><td>V. Van Bol</td><td>L'indicateur ATAT est une solution intéressante, mais il manque l'intégration d'un volet spécifique sur la santé humaine (même s'il intègre la toxicité envers le rat comme proxy de l'humain), et sur la persistance environnementale des substances.<br>Ensuite, la pondération des différents groupes d'organismes considérés dans l'ATAT doit être débattue au niveau européen pour créer un consensus politique.<br>Pour conclure, l'atteinte des objectifs doit reposer sur des mesures concrètes (e.g. qualités eau, air, alimentation, nombre de licences et de formations sur les pesticides), et non uniquement sur l'indicateur choisi par la politique publique, car finalement ce sont ces mesures qui sont essentielles et attendues par la population.</td></tr></table>
<table><caption>Tableau A2.6. Quelles sources de données sont disponibles pour construire un nouvel HRI ?</caption><tr><td>M. Dermine</td><td>La source principale de données sont les données de vente recueillies au niveau des États-Membres. En ce qui concerne les pratiques agricoles, le règlement SAIO permettra de mieux connaître les utilisations des pesticides. Néanmoins, sa mise en œuvre demandera du temps et les données ne devraient pas être disponibles avant 2029 ou 2030. Les dossiers d'homologation des SA au niveau européen fournissent des paramètres d'écotoxicité. La PPDB fournit des données complémentaires issues d'autres bases de données. Le problème ces bases de données c'est qu'elles sont dynamiques. Il faudrait mettre en place un système de mise à jour régulier et réactif, notamment pour les CMR. Un tel système existe dans le cadre de la Directive Cadre sur l'Eau, notamment pour les espèces aquatiques. Ce serait bien que ça ne passe pas par un niveau politique. Il faudrait avoir une mise à jour en temps réel pour certaines données toxicologique, notamment pour les CMR. Actuellement, il faut parfois attendre 5 ans pour que l'UE prenne une décision d'interdiction d'une substance active après sa classification en tant que CMR, alors que le niveau de risque est établi scientifiquement.</td></tr><tr><td>A. Gumbert</td><td>Les données de ventes de pesticides sont actuellement collectées au niveau européen par la DG Eurostat. À l'avenir, le règlement « Statistics on Agricultural Inputs and Outputs » (SAIO) facilitera la collecte de données sur l'utilisation des pesticides. Les rapports d'évaluation disponibles sur le site web de l'EFSA (peer review risk assessment) constituent une autre source d'information importante.</td></tr><tr><td>P. Kudsk</td><td>La base de données PPDB est une source fiable pour les propriétés des pesticides. En ce qui concerne la quantité de pesticides libérés dans l'environnement, le fait de disposer de données fiables sur l'utilisation réelle des pesticides (ce qui sera encouragé par le nouveau règlement de l'UE sur les statistiques agricoles, SAIO, qui vise à couvrir au moins 85 % de l'utilisation des pesticides sur 75 % des terres) améliorerait considérablement l'évaluation des risques. Les données d'utilisation sont préférables aux données de vente en raison de problèmes tels que les restrictions sur les pesticides et du fait que les données de vente sont rapportées annuellement, tandis que les données d'utilisation pourraient être rapportées par saison culturale. Toutefois, la première étape, avant la mise en œuvre complète du SAIO, consiste à garantir la disponibilité de données de qualité sur les ventes.</td></tr><tr><td>F. Lebellec</td><td>Je n'ai pas de connaissances particulières concernant les données sur les PPP en dehors de la France. Concernant les caractéristiques des molécules, la PPDB est la base de données la plus pertinente (même si parfois il peut y avoir des manques, notamment pour les molécules à faible risque).</td></tr><tr><td>R. Horgan<br>G. Rennick</td><td>Eurostat est la plus grande source de données sur les ventes et l'utilisation des PPP. En outre, il existe de nombreuses sources pour les critères d'évaluation des risques liés aux pesticides. Certains États-Membres gèrent leurs propres bases de données. Le site web de l'EFSA fournit déjà</td></tr></table>
<table><tr><td></td><td>des données sur le processus d'homologation des substances actives (SA). L'enquête sur l'utilisation des sols et la couverture végétale (Land Use and Cover Area Survey; LUCAS) pourrait également s'avérer utile. L'EFSA pourrait jouer un rôle clé dans le développement d'une base de données sur laquelle l'indicateur est basé. Néanmoins, la maintenance et la mise à jour annuelle de ces informations nécessiteraient beaucoup de ressources. En outre, la disponibilité des données est plus limitée pour les molécules plus anciennes. La question de savoir si les données fournies par les industriels au cours de la procédure d'homologation devraient être utilisées ou pas fait l'objet d'un débat constant. L'indicateur TAT, développé au niveau global et en Allemagne, repose sur plusieurs bases de données, ce qui introduit certains risques méthodologiques. En outre, certains groupes d'espèces de l'indicateur TAT sont caractérisés à l'aide d'une seule espèce représentative, qui n'est pas toujours la plus pertinente (par exemple, Apis mellifera pour les abeilles).</td></tr><tr><td>J. Strassmeyer</td><td>Il faut les données sur ventes de substances qui sont assez facilement disponibles. Pour les données de toxicité et de propriétés physico-chimiques des substances actives, la PPDB, bien qu'elle puisse être critiquée (origine de certaines données, manque d'harmonisation des méthodes d'acquisition des données notamment) semble cependant une des plus pertinentes et complètes. La base de l'EFSA semble moins complète. Dans tous les cas, un point important est de savoir comment on gère les données manquantes (par exemple, en réalisant des extrapolations entre espèces d'un même taxon ?) selon une méthode validée au niveau européen.</td></tr><tr><td>V. Van Bol</td><td>Pour évaluer l'exposition des milieux aux PPP, l'indicateur doit s'appuyer à court terme sur les données de ventes, mais à moyen et long terme, il serait préférable de le baser sur des données d'utilisation réelles par les agriculteurs. Concernant les seuils de toxicité, bien que la PPDB soit actuellement la meilleure source disponible, la mise en place d'une base de données centralisée par l'EFSA serait souhaitable. Par ailleurs, davantage d'informations sur les risques environnementaux globaux et les toxicités chroniques des PPP seraient nécessaires.</td></tr></table>
<table><caption>Tableau A2.7. Avez-vous d'autres réflexions relatives à un indicateur de risque harmonisé au niveau européen ?</caption><tr><td>C. Barbu</td><td>Le groupe de risque n°4 a été construit pour pénaliser fortement les usages dérogatoires (souvent utilisés par certains États-Membres). Dans la proposition d'amélioration de l'indicateur, il faudra tenir compte de cette volonté politique initiale. De plus, il est important de rester dans le cadre de la saisine : l'objectif est d'améliorer le HRI-1, et non de le reconstruire ou de proposer un autre indicateur. En cas d'abandon des quatre groupes de risque (e.g. proposition du TAT), cela pourrait être perçu comme un changement trop drastique pour être accepté par les décideurs publics.</td></tr><tr><td>I. Bouchema</td><td>- Il faudrait disposer d'un indicateur sur les alternatives (toute action qui remplace un traitement phytopharmaceutique, au niveau Substitution ou Reconception du concept ESR de Hill et McRae, 1995), y compris le biocontrôle.<br/>- Un indicateur unique est pertinent pour le pilotage d'une politique publique.<br/>- Il est essentiel que l'indicateur soit stable dans le temps. « Il ne faut pas changer fréquemment de thermomètre !</td></tr><tr><td>M. Dermine</td><td>L'important pour HRI est de refléter la philosophie de la directive SUD, qui vise au déploiement d'alternatives aux PPP, et au remplacement des pesticides les plus toxiques par des pesticides moins toxiques ou des mesures préventives. L'indicateur développé ne devrait pas être spécifique de l'AB. Il ne faudrait pas remplacer des pesticides de synthèse par des substances naturelles tout aussi toxiques. L'indicateur ATAT, développé par la FAO, est un indicateur plus simple et bien meilleur que HRI-1. Il est plus adapté à tous les pays du monde. A moyen terme (ca. 2030), l'indicateur de risque harmonisé, pourra être calculé par culture et par pays sur base des données fournies via le règlement SAIO. Il permettra d'alerter sur les cultures sur lesquelles il faudra agir en priorité.</td></tr><tr><td>A. Gumbert</td><td>Le choix d'un indicateur harmonisé est une décision politique, car il détermine l'orientation et les objectifs de la politique. Pour que l'indicateur HRI1 actuel soit plus pertinent, il doit être amélioré. Des indicateurs complémentaires sont nécessaires pour caractériser le niveau de contamination de l'environnement. Les co-formulants devraient être pris en compte dans le processus d'homologation au niveau des États-Membres, bien qu'il s'agisse d'une tâche difficile en raison du grand nombre de produits. En outre, l'effet cocktail des combinaisons de pesticides doit être pris en compte, bien que sa modélisation constitue un défi méthodologique important.</td></tr><tr><td>P. Kudsk</td><td>Par exemple, il serait idéal d'intégrer également des mesures de mitigation, telles que des zones tampons, mais cela ajouterait une complexité considérable. Il est possible de développer des modèles pour évaluer l'impact réel des pesticides sur l'environnement, mais cela sort probablement du champ d'application du HRI-1. HRI-1 est conçu pour</td></tr></table>
<table><tr><td></td><td>illustrer une tendance générale (augmentation, stabilité ou diminution), et non pour fournir une évaluation précise des risques.</td></tr><tr><td>R. Horgan<br>G. Rennick</td><td>Il est essentiel de garder à l'esprit que c'est la dose qui fait le poison, de sorte que les doses appliquées devraient probablement être prises en compte lors de la conception d'une nouvelle version de HRI-1. Bien que l'indicateur ATAT ait été mentionné dans notre discussion, il convient de noter que son développement au niveau de l'UE pourrait prendre plusieurs années. Plutôt que de remplacer le HRI-1, l'ATAT serait plus approprié en tant qu'indicateur complémentaire. La pertinence du TAT dépend fortement du compartiment environnemental considéré, car le risque est influencé non seulement par la SA considérée, mais aussi par l'exposition des organismes, tels que les pollinisateurs. C'est pourquoi il n'est pas toujours pertinent en tant qu'indicateur de risque. Pour développer un indicateur de risque vraiment précis, des données plus détaillées seraient nécessaires, en particulier des informations sur les endroits où la substance est appliquée, sur quelles cultures, avec quel équipement et à quelle distance des masses d'eau. Enfin, pour votre information, l'EFSA peut se saisir d'une question de trois manières : i) de son propre chef ; ii) par sollicitation de la Commission Européenne ; iii) par sollicitation d'un État membre.</td></tr><tr><td>J. Strassmeyer</td><td>- Le NODU est plus pertinent que HRI1 car il intègre les taux d'application, qui indirectement peuvent être liés à la toxicité même si ce n'est pas si simple (par exemple, des substances présentant une même toxicité peuvent être appliquées à des taux parfois différents de plusieurs ordres de grandeur). C'est l'une des propositions de l'agence de protection de l'environnement allemande : prendre en compte le taux d'application pour améliorer le calcul du HRI1 (i.e. : calculer un NODU par catégorie). Par ailleurs, elle propose de fusionner le groupe de risque 4 avec le groupe de risque 3 en conservant un coefficient de 16. Toutefois, le recours au taux d'application pourrait tout aussi bien conduire à l'abandon des catégories, avec un calcul du NODU sur toutes les substances sans facteur de pondération. Le calcul du taux d'application, même s'il paraît complexe dans la méthode française, pourrait être simplifié pour son application par tous les États-Membres.<br>- SYNOPS a été développé à l'échelle de la parcelle en prenant en compte les applications, les sols, la proximité aux cours d'eau pour calculer l'exposition sur le milieu aquatique. Son application à l'échelle nationale implique beaucoup de travail et d'hypothèses pour définir des scénarios (50) supposés couvrir les principales situations agro-environnementales de l'Allemagne. In fine, les valeurs calculées sont agglomérées en une valeur unique d'indicateur par substance active. La lourdeur de ce travail incite l'Allemagne à considérer des approches plus simples pour l'échelle nationale comme le PLI.<br>- PLI et TAT sont assez similaires dans leurs approches. Une des particularités du TAT par rapport au PL est de présenter les résultats de manière distincte pour chaque taxon considéré, sans faire d'agrégation finale. Cela est intéressant pour avoir une vision spécifique sur des taxons</td></tr></table>
<table><tr><td></td><td>d'intérêt. Cela pose la question de l'agrégation si on doit se limiter à une seule valeur d'indicateur. Il serait intéressant de réaliser une comparaison des tendances de chacun de ces deux indicateurs à partir de jeux de données similaires.<br>En conclusion, il serait nécessaire qu'un ensemble d'experts européens soit mandaté pour élaborer des propositions et donner des orientations pour le développement d'une approche harmonisée au niveau européen.</td></tr><tr><td>V. Van Bol</td><td>L'évaluation du risque lié aux polluants émis dans l'environnement devrait être adaptée aux spécificités des territoires, qui varient en résilience (e.g. zones côtières, montagnes, plaines). Une approche pourrait consister à définir une « limite de métabolisation », représentant la capacité d'un écosystème à absorber les polluants sans altérer son fonctionnement, puis d'évaluer, à l'échelle nationale, la surface des zones dépassant cette limite.</td></tr></table>
# Annexe 3. Résultats de l'enquête en ligne.

Une enquête en ligne a été réalisée entre le 16 décembre 2024 et le 17 janvier 2025. L'objectif principal de cette enquête était d'élargir l'analyse conduite à d'autres acteurs afin d'identifier des idées, des réflexions méthodologiques, ou des références qui nous auraient échapper. **En aucun cas cette enquête n'avait pour objectif d'être représentative de la diversité des avis sur les indicateurs.**

Outre trois questions préliminaires relatives à l'identité des répondants, leur Institution de rattachement, et à la possibilité de rester anonyme, dix questions ouvertes sur les indicateurs utilisés pour évaluer l'impact des plans nationaux de réduction de PPP ont été largement diffusées. L'enquête a été rédigée en anglais uniquement, mais il était indiqué qu'il était possible de répondre en anglais ou en français (les réponses obtenues ont été rédigées majoritairement en anglais, mais quelques réponses ont été rédigées en français ou en espagnol). Les questions de l'enquête en ligne sont présentées dans le Tableau A3.1.

Au niveau français, le questionnaire a été diffusé au réseau Protection Intégrée des Cultures (INRAE/Cirad), à l'Académie d'Agriculture, et aux acteurs qui avaient été enquêtés dans le cadre du stage de fin d'étude de Tanguy Landrieu. Au niveau européen, le questionnaire a été diffusé auprès des partenaires de l'Alliance Européenne de Recherche 'Towards chemical pesticide-free agriculture', des projets Agrowise et IPMworks, du réseau ENDURE, et des participants de l'atelier « Strengthening Pesticide Risk Indicators: Bridging Data, Policy, and EU Collaborations" (19-20 novembre 2024, Bruxelles ; cf. Annexe 4). Le Tableau A3.2 présente la liste des personnes ayant participé à l'enquête.

Parmi les 192 réponses recueillies, seules 34 étaient exploitables (i.e. avec au moins une question traitée parmi les questions 1 à 10). Pour chacune des questions relatives aux indicateurs, une synthèse a été réalisée à l'aide de https://notebooklm.google/.
<table><caption>Tableau A3.1. Liste des trois questions préliminaires (PQ1-PQ3) et des dix questions (Q1-Q10) de l'enquête en ligne relative aux indicateurs pour évaluer les effets de la Directive 2009/128/EC dans les États-Membres (copie d'écran de l'interface administrateur LimeSurvey, version 3.24.3+201027).</caption><thead><tr><td>Code</td><td>Question</td></tr></thead><tbody><tr><td>PQ1</td><td>Could you please provide your first name, last name, organization, email address, and phone number?</td></tr><tr><td>PQ2</td><td>May we include your name in the final report, or would you rather remain anonymous?</td></tr><tr><td>PQ3</td><td>What are your areas of expertise?</td></tr><tr><td>Q1</td><td>What indicators are used in your country to assess the implementation of the Sustainable Use of Pesticides Directive (Directive 2009/128/EC)? Were the objectives of your National Action Plan (NAP) for the sustainable use of pesticide achieved? How have the indicators evolved since the beginning of the implementation of your NAP?</td></tr><tr><td>Q2</td><td>What were and are the national priorities and objectives in defining and using this/these indicator(s), such as reducing pesticide use, minimizing impact, preserving production, and achieving the objectives of the Sustainable Use of pesticides Directive (Directive 2009/128/EC)?</td></tr><tr><td>Q3</td><td>Which databases are used to calculate the indicators? Are they publicly accessible?</td></tr><tr><td>Q4</td><td>Are the indicators broken down at the local or farm level?</td></tr><tr><td>Q5</td><td>What are the strengths and weaknesses of the main indicator used in your country? How does it compare to HRI-1 if that is not the indicator used in your country?</td></tr><tr><td>Q6</td><td>How is this indicator perceived by different stakeholder groups?</td></tr><tr><td>Q7</td><td>How could the main indicator used in your country be improved?</td></tr><tr><td>Q8</td><td>Can progress toward the objectives of the Sustainable Use of pesticides Directive (Directive 2009/128/EC) be effectively monitored using a single indicator, or do we need multiple indicators—some for assessing risk/impact and others for measuring volume or dependency?</td></tr><tr><td>Q9</td><td>Is there a complementary approach in your country to evaluate how much farmers are using alternative practices to plant protection products?</td></tr><tr><td>Q10</td><td>Do you have any proposal for a Harmonized Risk Indicator that we could consider?</td></tr></tbody></table>
<table><caption>Tableau A3.2. Tableau de contingence présentant les pays d'origine et les types de structure des personnes ayant répondu à l'enquête en ligne.</caption><thead><tr><th></th><th></th><th>Recherche</th><th>Agence nationale</th><th>Association</th><th>Agence régionale</th><th>Entreprise</th><th>Organisation professionnelle</th><th>Syndicat agricole</th><th>Anonyme</th><th></th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="8">UE</td><td>France</td><td>4</td><td>1</td><td>3</td><td></td><td></td><td>2</td><td>1</td><td></td><td>11</td></tr><tr><td>Belgique</td><td>1</td><td>1</td><td></td><td>1</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>3</td></tr><tr><td>Espagne</td><td>1</td><td></td><td></td><td>1</td><td>1</td><td></td><td></td><td></td><td>3</td></tr><tr><td>Italie</td><td>3</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>3</td></tr><tr><td>Allemagne</td><td>1</td><td>1</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>2</td></tr><tr><td>Croatie</td><td>1</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>1</td></tr><tr><td>Danemark</td><td>1</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>1</td></tr><tr><td>Irlande</td><td></td><td>1</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>1</td></tr><tr><td rowspan="3">Hors UE</td><td>Bengladesh</td><td>1</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>1</td></tr><tr><td>Sainte-Lucie</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>1</td><td></td><td></td><td></td><td>1</td></tr><tr><td>Suisse</td><td>1</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>1</td></tr><tr><td colspan="2">Inconnu</td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td></td><td>6</td><td>6</td></tr><tr><td colspan="2"></td><td>14</td><td>4</td><td>3</td><td>2</td><td>2</td><td>2</td><td>1</td><td>6</td><td></td></tr></tbody></table>
## Q1. Quels sont les indicateurs utilisés dans votre pays pour évaluer la mise en œuvre de la Directive sur l'utilisation durable des pesticides (directive 2009/128/CE) ? Les objectifs de votre plan d'action national pour l'utilisation durable des pesticides ont-ils été atteints ? Comment les indicateurs ont-ils évolué depuis le début de la mise en œuvre de votre plan d'action national ?

### France

* **Indicateurs Principaux** : La France a utilisé le NODU (Nombre de Doses Unités) comme indicateur principal depuis 2008 jusqu'à récemment, avec une transition vers le HRI1 (Harmonized Risk Indicator n°1) en 2024. D'autres indicateurs comme l'IFT (Indice de Fréquence de Traitement) et la QSA (Quantité de Substances Actives) ont également été utilisés.

* **Objectifs du plan national** : L'objectif initial du plan Ecophyto était de réduire de 50 % l'utilisation des pesticides en 10 ans. Les objectifs n'ont pas été atteints. La stratégie Ecophyto 2030 vise à réduire de 50 % les risques et usages de pesticides par rapport à la moyenne triennale 2011-2013, en utilisant le HRI1.

* **Évolution des indicateurs** : Le NODU a augmenté dans les premières années du plan, puis a baissé avant de se stabiliser. Le HRI1 montre une diminution de presque 40 % en 2019 par rapport à 2011. Une diminution des substances CMR1 et CMR2 a été observée. Le HRI1 a remplacé le NODU en 2024.

* **Forces et faiblesses des indicateurs** : Le NODU est un indicateur de vente, utile pour suivre les tendances, mais ne reflète pas l'utilisation réelle ni les risques. Le HRI1 est critiqué pour son manque de base scientifique, en revanche il permet de comparer les Etat-membres entre-eux.

### Belgique

* **Indicateurs principaux** : Au niveau fédéral, la Belgique utilise le HRI1. Au niveau de la Wallonie, l'indicateur ISAC (indicateur permettant de suivre le recours aux pesticides en travaillant avec les substances actives) et l'ISAC+ (indicateur pour évaluer les risques des pesticides sur différents compartiments d'intérêt) sont en développement, ainsi que le Phytoscore. Le PRIBEL (indicateur basé sur POCER) a été abandonné car trop complexe.

* **Objectifs du plan national** : L'objectif global est de réduire les risques pour la santé et l'environnement. Les plans sont déclinés au niveau régional. La Belgique vise à atteindre l'objectif Farm to Fork avant 2030 en utilisant le HRI1. Un système d'indicateurs DPSIR est utilisé.

* **Évolution des indicateurs** : La Belgique a proposé des améliorations aux indicateurs F2F1 et F2F2 en tenant compte des aspects écotoxicologiques.

* **Forces et faiblesses des indicateurs** : Le HRI1 est utilisé faute de mieux. La Belgique cherche à améliorer les indicateurs pour mieux prendre en compte l'écotoxicologie. Le système DPSIR offre une vue d'ensemble.

### Allemagne

* **Indicateurs principaux** : L'Allemagne utilise l'indicateur SYNOPS pour surveiller le risque des produits phytosanitaires. D'autres indicateurs sont utilisés pour les eaux souterraines et de surface, les bandes tampons, etc.

* **Objectifs du plan national** : Le plan national vise à réduire les risques liés à l'utilisation des pesticides. Certains objectifs ont été atteints, mais la plupart ne l'ont pas été.

* **Évolution des indicateurs** : Le SYNOPS montre des tendances contrastées pour les organismes aquatiques et terrestres.

* **Forces et faiblesses des indicateurs** : SYNOPS est un indicateur complexe, basé sur l'écotoxicité, mais manque de transparence et ne couvre pas tous les aspects du risque.
## Danemark

* **Indicateurs principaux** : Le Danemark utilise le PLI (Pesticide Load Indicator), qui a remplacé l'IFT (Indice de Fréquence de Traitement).

* **Forces et faiblesses des indicateurs** : Le PLI utilise des échelles continues pour l'écotoxicologie, mais ne tient pas compte des mesures d'atténuation.

## Espagne

* **Indicateurs principaux** : L'Espagne utilise les indicateurs HRI1 et HRI2.

* **Objectifs du plan national** : L'Espagne cherche à atteindre les objectifs fixés par la directive européenne.

* **Évolution des indicateurs** : Le HRI1 est en baisse de 65 points par rapport à la période de référence, et le HRI2 de 60 points.

## Italie

* **Indicateurs principaux** : L'Italie utilise les HRI1 et HRI2. Des indicateurs sont également définis par un décret interministériel, incluant la distribution et l'utilisation des produits, les intoxications, le contrôle des pulvérisateurs, etc.

## Autres pays

* **Lettonie** : Utilise un indicateur de réalisation des tâches listées dans le Plan d'Action National. Les objectifs ont été en grande partie atteints.

* **Croatie** : Les indicateurs comprennent le nombre d'agriculteurs formés, la quantité de pesticides sur le marché et le contrôle des pulvérisateurs. La plupart des objectifs ont été atteints.

* **Suisse** : Les objectifs de réduction des risques ont été atteints. Utilise l'IFT, le NODU en se bansant sur les données de ventes.

* **Sainte-Lucie** : Suivi de l'utilisation des pesticides et des maladies liées aux PPP.

## Éléments transversaux

* **Objectifs de réduction** : La plupart des pays cherchent à réduire l'utilisation des pesticides. Les objectifs varient, avec une cible fréquente à - 50 %.

* **Transition vers le HRI1** : Plusieurs pays ont adopté ou envisagent d'adopter le HRI1 pour se conformer à la directive européenne.

* **Limites des indicateurs** : Les indicateurs de vente comme le NODU ne reflètent pas l'utilisation réelle ni les risques. Le HRI1 est critiqué pour son manque de base scientifique.

* **Nécessité de multiples indicateurs** : Il est souvent noté qu'il est nécessaire d'utiliser plusieurs indicateurs pour avoir une vision plus complète. Les systèmes DPSIR (Belgique) sont des tentatives de mise en place d'indicateurs croisés.

* **Importance de l'écotoxicologie** : Certains pays mettent l'accent sur l'importance de prendre en compte directement des valeurs mesurées d'écotoxicologie dans les indicateurs (Belgique, Danemark).

* **Complexité des systèmes** : Le développement d'indicateurs pertinents est complexe et nécessite de prendre en compte des facteurs multiples.

* **Pression des agriculteurs** : La pression des agriculteurs peut influencer le choix des indicateurs et le rythme de réduction des pesticides.

En résumé, les pays utilisent divers indicateurs, souvent en lien avec les exigences de la directive européenne. Malgré des efforts pour réduire l'utilisation des pesticides, de nombreux objectifs n'ont
pas été atteints. Les indicateurs sont perfectibles et leur interprétation doit tenir compte de leurs limites.