Potentiel du terrain

Sep 10, 2023

Communications Terre & Environnement volume 4, Numéro d'article : 39 (2023) Citer cet article

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La revégétalisation naturelle, le reboisement et les cultures lignocellulosiques pour la bioénergie, éventuellement associées à une technologie en développement comme la capture et le stockage du carbone, sont les options terrestres les plus courantes d'atténuation du changement climatique. Cependant, ils peuvent se disputer les terres et menacer la sécurité alimentaire ou la conservation de la nature. L'utilisation de terres cultivées abandonnées pour leur déploiement peut minimiser ces risques, mais les potentiels associés ne sont pas clairs. Ici, nous comparons les options alternatives d'atténuation basées sur les terres en intégrant les terres cultivées abandonnées historiques et futures (jusqu'en 2050) avec les rendements de biomasse et les émissions du cycle de vie spécifiques au site. La prise en compte de la revégétalisation naturelle dans les zones prioritaires pour la biodiversité et de différentes mesures dans les terres restantes peut atteindre un potentiel d'atténuation de 0,8 à 4,0 Gt d'équivalents CO2 an-1 (2 à 11 % des émissions mondiales de CO2 en 2021). Le boisement offre généralement des avantages climatiques plus importants que la bioénergie, mais la bioénergie avec capture et stockage du carbone offre la plus grande atténuation dans la plupart des endroits. Dans l'ensemble, ces résultats offrent des estimations affinées des potentiels d'atténuation des terres cultivées abandonnées et mettent en évidence les opportunités de mesures d'atténuation spécifiques au contexte.

L'élimination terrestre du dioxyde de carbone (CDR) est un élément clé des scénarios d'atténuation du changement climatique1,2. La bioénergie (BE) couplée ou non au captage et stockage du carbone (BECCS), le reboisement (AF) et la repousse naturelle de la végétation (NR) font partie des options ayant le plus grand potentiel d'atténuation. La FA à grande échelle est considérée comme un CDR peu coûteux pour capturer une grande partie des émissions anthropiques de CO23,4. Les estimations de son potentiel de séquestration varient entre 0,5 et 10,1 GtCO2 an−1 (avec des chiffres réalistes autour de 3 GtCO2 an−1)1, avec une expansion associée des superficies forestières mondiales en 2100 allant jusqu'à 1000 millions d'hectares (Mha)5. NR est la solution basée sur la nature la plus rentable6 pour la conservation de la nature tout en capturant le carbone atmosphérique7. En environ 30 ans de déploiement à grande échelle de la repousse de la végétation naturelle, jusqu'à 1,08 GtC an−1 peuvent être accumulés dans la biomasse aérienne poussant sur les terres (349 Mha) identifiées par les engagements au niveau national envers le Défi de Bonn et l'Accord de Paris8. BE n'est pas une option CDR, mais il peut contribuer à l'atténuation du changement climatique en réduisant les émissions grâce à la substitution des combustibles fossiles. BECCS, une technologie qui en est encore au stade précommercial et qui n'est pas déployée à grande échelle, est une option CDR qui co-fournit de l'énergie et des émissions négatives9,10,11. Le potentiel d'atténuation du BECCS en 2100 est estimé à 0,4–11,3 GtCO2 an−1, avec 0,4–5 GtCO2 an−1 identifié comme un potentiel durable probable1. Dans tous les parcours socio-économiques partagés (SSP)12,13,14,15,16,17, BE devrait fournir 38 à 310 EJ an-1 d'énergie primaire en 2050. BECCS gagne en importance dans les scénarios futurs qui dépendent fortement sur les solutions techniques pour atténuer le changement climatique. Par exemple, BECCS domine le CDR terrestre dans SSP5 : la demande annuelle de biomasse des cultures bioénergétiques lignocellulosiques en 2100 est d'environ 10 000 tonnes dans SSP5-4.5, et de plus de 20 000 tonnes dans SSP5-2.65.

Pour toutes les options d'atténuation, la disponibilité des terres est une contrainte clé pour la livraison de potentiels à grande échelle, car la concurrence avec la production alimentaire représente un compromis majeur18,19. La réalisation des potentiels d'atténuation indiqués ci-dessus nécessite des changements alimentaires vers des régimes à base de plantes et des améliorations de l'efficacité dans le secteur agroalimentaire pour libérer de vastes zones de pâturages et de terres cultivées de la production alimentaire et animale, et les consacrer à la mise en œuvre du CDR. L'utilisation des terres cultivées abandonnées pour le CDR est donc la pierre angulaire d'une atténuation durable dans les scénarios futurs20,21,22. Au niveau local, l'abandon des terres cultivées est principalement le résultat de facteurs économiques, sociaux et politiques23,24 et les conséquences écologiques sont généralement positives25. Les terres cultivées abandonnées redeviennent généralement des prairies ou des forêts naturelles26, séquestrant ainsi le CO2 atmosphérique à des coûts minimes27,28. L'AF et l'EB sont des alternatives compétitives à la RN car les terres cultivées abandonnées sont généralement accessibles par rapport aux zones plus éloignées et ne nécessitent pas de préparation intensive du site. Lorsqu'elles sont gérées de manière durable, les graminées vivaces cultivées pour la bioénergie et le boisement peuvent offrir des co-avantages considérables par rapport aux terres cultivées, telles qu'une amélioration de la biodiversité, une réduction de la pollution, une meilleure santé des sols, une plus grande capacité de rétention d'eau et un refroidissement régional6,29,30.

L'option basée sur la terre qui peut réaliser le plus grand potentiel d'atténuation du changement climatique pour un hectare de terre dans différents endroits à travers le monde n'est toujours pas claire. La plupart des études existantes ont généralement une résolution grossière ou une portée spécifique à une région, se concentrant uniquement sur les potentiels individuels de BE et BECCS21,31, AF3,19 ou NR6,8, ou comparent deux options à la fois10,32,33 . Les avantages réels de l'atténuation des émissions de carbone varient considérablement et dépendent de multiples facteurs locaux34. Le potentiel d'atténuation du changement climatique de l'AF dépend de la sélection des espèces d'arbres et du climat local2, et celui de l'EB dépend fortement des rendements des cultures et de la technologie de conversion10,11,35,36. La plantation d'arbres sur des terres cultivées abandonnées peut accumuler plus de carbone que la régénération naturelle aux hautes latitudes33,37. Par rapport à BE, l'accumulation de carbone dans la succession naturelle permet généralement de réaliser des économies de carbone inférieures, mais les résultats sont sensibles à l'efficacité de conversion de la bioénergie32,38. Ces comparaisons sont souvent spécifiques à un site3,39 ou, lorsqu'elles sont globales, elles manquent de résolution spatiale élevée car elles reposent sur des estimations moyennes des taux de croissance des arbres32,38 ou sont issues de modèles économétriques descendants qui font des hypothèses implicites sur la disponibilité des terres avec des schémas simplifiés. représentations des contraintes biophysiques1,36. Il manque des études comparant plusieurs options de CDR à l'échelle mondiale à l'aide de données spécifiques au site dans une perspective ascendante, et nous manquons d'estimations des potentiels et de la distribution optimale des options de CDR dans un cadre cohérent. Pour relier les plans de développement régional aux objectifs mondiaux, la communauté internationale a besoin de clarté sur les potentiels d'atténuation qui peuvent être raisonnablement attendus et sur la manière dont les options d'atténuation terrestres fonctionnent dans différents contextes locaux et les unes par rapport aux autres.

Dans cette étude, nous effectuons une quantification ascendante et spatialement explicite du potentiel d'atténuation du changement climatique des mesures CDR (NR, AF et BECCS) et BE sur les estimations historiques et futures des terres cultivées abandonnées. Les potentiels sont estimés jusqu'en 2050, car les efforts d'atténuation réalisés au cours des prochaines décennies sont cruciaux pour la stabilisation du changement climatique40,41. Les terres cultivées abandonnées sont identifiées à l'aide de séries chronologiques issues de produits de couverture terrestre de télédétection42,43. Les terres qui font partie des 15 % des zones prioritaires pour la protection de la biodiversité sont réservées à la RN pour la conservation de la nature afin de soutenir la réalisation de l'objectif 157 d'Aichi pour la biodiversité. Dans le reste des terres cultivées abandonnées, les potentiels d'atténuation du changement climatique de la RN, AF, BE ou BECCS sont comparés. Bien que BE sans CSC ne soit pas une méthode CDR, elle est incluse dans notre analyse car c'est l'une des options d'atténuation terrestres les plus discutées. Dans les cas de production de graminées vivaces pour la bioénergie, les rendements en conditions pluviales et avec irrigation (uniquement dans les zones non affectées par la pénurie d'eau) sont pris en compte. Les résultats sont produits en intégrant des ensembles de données spatialement explicites de rendements de biomasse adaptés aux conditions locales et aux contributions des émissions du cycle de vie des processus de production, le cas échéant (c'est-à-dire BE, BECCS et plantation d'arbres).

Une friche agricole historique (CA) de 98 Mha est identifiée entre 1992 et 2018 (Fig. 1a), dont environ 30 Mha (31%) sont situés à l'intérieur des zones prioritaires pour la conservation de la biodiversité (Fig. 1a supplémentaire) et 15 Mha (16 %) dans les zones à risque de pénurie d'eau (voir le tableau supplémentaire 1). Par rapport aux 83 Mha de terres cultivées abandonnées précédemment cartographiées21,44 en 1992-2015, le taux d'abandon des terres cultivées a augmenté, passant de 3,6 Mha an-1 entre 1992 et 2015 à 4,8 Mha an-1 entre 2015 et 2018. En général, l'abandon des terres cultivées s'est produit principalement en Europe, dans les régions centrales et côtières de l'Amérique du Sud, en Afrique équatoriale et en Asie du Sud-Est.

Abandon historique des terres cultivées (AC) de 1992 à 2018 (a). Les estimations historiques et futures de l'abandon des terres cultivées dans les scénarios AC4 (b) et AC8 (c) d'ici 2050. Les terres cultivées abandonnées dans les scénarios futurs uniquement sont présentées dans la Fig. 2 supplémentaire.

L'abandon futur des terres cultivées d'ici 2050 est projeté en tenant compte d'une tendance continue modérée à l'abandon (nommée AC4, Fig. 1b) ou d'une expansion relativement plus importante (nommée AC8, Fig. 1c). Le total des terres cultivées abandonnées est de 139 Mha (+41 Mha par rapport à AC) en AC4 et 161 Mha (+63 Mha) en AC8. La quantité de terres cultivées abandonnées situées dans les zones prioritaires est de 40 Mha en AC4 (Fig. 1b supplémentaire) et de 45 Mha en AC8 (Fig. 1c supplémentaire). Comme l'expansion future des terres cultivées abandonnées repose sur la méthode du voisin le plus proche (voir Méthodes), les deux options présentent des modèles spatiaux similaires à ceux des terres cultivées abandonnées historiques. Le taux moyen d'abandon des terres cultivées entre 2018 et 2050 est de 1,3 Mha an-1 pour AC4 et de 2,0 Mha an-1 pour AC8, qui sont plus conservateurs que les tendances historiques. Parmi les futurs scénarios possibles d'utilisation des terres des combinaisons SSP-RCP fournis par le modèle d'évaluation du changement global (GCAM)45, nos estimations globales des futures terres cultivées abandonnées sont plus proches de SSP2-RCP4.5 (AC4) et SSP4-RCP6.0 ( AC8), qui estiment respectivement 41 et 84 Mha d'abandon des terres cultivées d'ici 2050 (Fig. 2 supplémentaire).

Les potentiels annuels moyens d'énergie et d'atténuation du changement climatique des différentes options d'atténuation sont résumés dans le tableau 1. À titre de référence, les émissions anthropiques totales en 2021 étaient de 40 GtCO2 an−1, les émissions nettes nulles en 2050 nécessiteraient une diminution annuelle des émissions de 1,4 GtCO2 an−146, et la consommation mondiale d'énergie primaire en 2019 était de 624 EJ47.

Les potentiels bioénergétiques primaires des cultures pluviales vont de 19 EJ an−1 à 33 EJ an−1 sur 67 à 115 Mha de terres cultivées abandonnées en dehors des zones prioritaires, et de 25 EJ an−1 à 44 EJ an−1 pour les cultures avec alimentation en eau mixte. (où l'irrigation ne peut être appliquée que dans les zones à faible pénurie d'eau). Dans ce dernier cas, 92% du potentiel provient des cultures irriguées (sur 56–96 Mha). Les potentiels bioénergétiques finaux estimés comme la somme du diesel Fisher-Tropsch (FT) et de l'éthanol de deuxième génération (2G) sont de 9 à 16 EJ an-1 pour les cultures pluviales et de 12 à 21 EJ an-1 pour les cultures à alimentation en eau mixte. Les potentiels d'atténuation nets avec l'approvisionnement en eau pluviale sont de 0,6–1,1 GtCO2 an−1 pour BE et de 1,7–2,9 GtCO2 an−1 pour BECCS. L'alimentation en eau mitigée donne un potentiel de 0,7–1,3 GtCO2 an−1 pour BE et de 2,1–3,7 GtCO2 an−1 pour BECCS. Le déploiement du boisement sur 67 à 115 Mha de terres cultivées abandonnées permet d'atteindre des potentiels d'atténuation nets de 0,8 à 1,4 GtCO2 an-1. Le potentiel de régénération naturelle sur l'ensemble des terres cultivées abandonnées (98–161 Mha) est de 0,8–1,2 GtCO2 an−1. Les besoins en terres par GtCO2 atténués sont résumés dans le tableau supplémentaire 2, et les potentiels d'atténuation pour chaque scénario futur sont présentés dans le tableau supplémentaire 3. Les options CDR individuelles et leur combinaison dans différents scénarios sont décrites en détail dans les sections suivantes.

Réserver toutes les terres cultivées abandonnées de 1992 à 2018 à la repousse naturelle de la végétation peut séquestrer jusqu'à 0,8 ± 0,08 GtCO2 an−1 (Fig. 2a), qui devient 1,0 ± 0,11 GtCO2 an−1 avec AC4 et 1,2 ± 0,12 GtCO2 an−1 avec AC8 (Figure 3 supplémentaire). L'atténuation à l'intérieur des zones prioritaires pour la conservation de la biodiversité est de 0,3 ± 0,03 GtCO2 an−1 (Fig. 2b). Les rendements moyens d'atténuation sont de 8,9 tCO2 ha−1 an−1 à l'intérieur des zones prioritaires et de 6,9 ​​tCO2 ha−1 an−1 à l'extérieur. Les terres situées dans les zones prioritaires ont un potentiel d'atténuation plus important car elles sont généralement situées sous les tropiques, où les taux de croissance de la végétation sont naturellement élevés (Fig. 2b). En moyenne, les rendements à l'intérieur des zones prioritaires sont environ 30 % plus élevés qu'à l'extérieur, mais dans certains cas, les taux de séquestration sous les tropiques peuvent être d'un ordre de grandeur plus élevé que ceux des latitudes moyennes ou élevées. Il s'agit d'une synergie importante entre la conservation de la nature et l'atténuation du changement climatique. Les zones tropicales ont connu une importante dégradation des écosystèmes, mais leur fort potentiel de récupération est une solution climatique naturelle attrayante48.

Rendements de repousse naturelle dans toutes les terres cultivées abandonnées historiques (AC) (a) et à l'intérieur des zones prioritaires pour la conservation de la biodiversité uniquement (b). Les rendements de boisement dans les terres cultivées abandonnées en dehors des zones prioritaires (c). Notez les différences entre les échelles. Des cartes similaires pour AC4 et AC8 sont présentées dans les figures supplémentaires. 3 et 4.

Les potentiels nets moyens d'atténuation du boisement de terres cultivées abandonnées en dehors des zones prioritaires pour la biodiversité sont de 0,8 GtCO2eq an−1 dans les terres cultivées abandonnées historiques (Fig. 2c), 1,2 GtCO2eq an−1 en AC + AC4 et 1,4 GtCO2eq an−1 en AC + AC8 ( Fig. 4 supplémentaire). Les rendements moyens mondiaux correspondants sont de 11,5 GtCO2eq ha−1 an−1, similaires pour toutes les zones d'étude. Les émissions du cycle de vie liées au boisement (0,8–1,2 MtCO2eq an−1) sont bien inférieures à son potentiel d'atténuation, ce qui a un effet négligeable. La répartition optimale des types de forêts sur les terres identifiées est de 45 % pour les forêts de conifères et de 55 % pour les forêts de non-conifères (Fig. 5a supplémentaire). Les rendements moyens sont de 7,5 tCO2eq ha−1 an−1 et 12,2 tCO2eq ha−1 an−1 pour les forêts de conifères et de non-conifères, respectivement. Les forêts de non-conifères comprennent à la fois les forêts de feuillus à feuilles caduques et à feuilles persistantes, ces dernières étant très productives dans la bande tropicale. Les forêts de conifères ont généralement un potentiel de séquestration de CO2 plus élevé dans les climats tempérés et boréaux. Les rendements de boisement sont plus élevés dans la ceinture équatoriale, où ils peuvent atteindre 33 tCO2eq ha−1 an−1 (rendement maximal, Asie du Sud-Est), et ils sont environ la moitié dans les régions tempérées (et encore plus faibles dans les climats boréal et montagneux ).

L'établissement de boisements sur des terres cultivées récemment abandonnées peut nécessiter un certain défrichement, selon l'année à laquelle la terre cultivée a été abandonnée. Le sort de cette biomasse supplémentaire, qui est soit immédiatement oxydée, soit utilisée pour la bioénergie, influence les potentiels nets d'atténuation du changement climatique de l'AF. Ces effets sont estimés en tenant compte de la quantité de végétation qui s'est accumulée sur les terres depuis leur abandon, ainsi que des émissions du cycle de vie associées au défrichage et à la conversion de la biomasse (si elle est utilisée pour la bioénergie). Lorsque la biomasse issue du défrichement est comptabilisée comme une émission, les potentiels d'atténuation du boisement de terres cultivées abandonnées en dehors des zones prioritaires sont réduits de 0,4 GtCO2eq an-1, ce qui se traduit par une atténuation nette de 0,4, 0,8 et 1,0 GtCO2eq an-1 pour AC, AC + AC4 et AC + AC8, respectivement. Cela correspond à une diminution de l'atténuation de 47 %, 32 et 28 %. Lorsque la biomasse issue du défrichement est traitée comme une ressource supplémentaire pour la production de bioénergie, le potentiel d'atténuation augmente de 0,6 GtCO2eq an−1, conduisant à une nouvelle atténuation nette de 1,4, 1,8 et 2,0 GtCO2eq an−1 pour AC, AC + AC4 et AC + AC8, respectivement (une augmentation relative de 76%, 52 et 45%). Voir le tableau supplémentaire 4 pour un aperçu complet de l'analyse de sensibilité liée au défrichement.

L'affectation de toutes les terres cultivées abandonnées en dehors des zones prioritaires à la production de bioénergie peut atteindre un potentiel d'atténuation allant de 0,6 GtCO2eq an−1 (AC, 67 Mha) à 1,1 GtCO2eq an−1 (AC + AC8, 115 Mha) en conditions pluviales et de 0,7 GtCO2eq an−1 à 1,3 GtCO2eq an−1 en alimentation en eau mitigée. Ici, nous supposons que 50% de la biomasse est utilisée pour la production d'éthanol 2G et 50% pour le diesel FT. Lorsqu'ils sont répartis de manière optimale, les rendements moyens mondiaux des cultures sont de 381 GJ ha−1 an−1, 151 GJ ha−1 an−1 et 318 GJ ha−1 an−1 avec un approvisionnement en eau pluviale pour le miscanthus, l'alpiste roseau et le panic raide, respectivement. En appliquant l'irrigation aux cultures bioénergétiques dans les zones non touchées par la pénurie d'eau, on observe une augmentation de 29%, 11 et 36% de la productivité des cultures. À l'échelle mondiale, le miscanthus a des rendements plus élevés que le panic raide et l'alpiste roseau, mais ces deux derniers peuvent mieux s'adapter aux latitudes moyennes et élevées. La répartition optimale des matières premières des cultures pluviales sur les terres cultivées abandonnées historiques en dehors des zones prioritaires pour la biodiversité est de 44 % pour le miscanthus, 18 % pour l'alpiste roseau et 38 % pour le panic raide (Fig. 5b supplémentaire). La distribution est similaire pour les cultures mixtes (Fig. 5c supplémentaire) et pour les futurs scénarios de disponibilité des terres.

En termes de potentiels d'énergie primaire, la production agricole uniquement pluviale fournit 19–33 EJ an−1 et le système d'irrigation mixte 25–44 EJ an−1. Les rendements énergétiques moyens mondiaux correspondants sont de 327 GJ ha−1 an−1 (Fig. 3a) et 395 GJ ha−1 an−1 (Fig. 3b). L'augmentation du potentiel de masse sèche des cultures pluviales aux cultures irriguées en dehors des zones prioritaires et des zones de pénurie d'eau est de 34% (Fig. 3c). Voir la Fig. 6 supplémentaire pour les rendements des cultures pluviales et mixtes d'approvisionnement en eau dans AC4 et AC8.

Rendements des cultures bioénergétiques maillées (répartition optimale des cultures) dans des conditions pluviales sur des terres cultivées abandonnées historiques (AC) (a). Rendements des cultures bioénergétiques maillées dans des conditions d'approvisionnement en eau mixtes (pluvial dans les zones de pénurie d'eau et irrigation à l'extérieur) sur des terres cultivées abandonnées historiques (AC) (b). Évolution des potentiels de masse sèche primaire entre cultures pluviales et irriguées dans les zones non affectées par la pénurie d'eau (c). Des cartes similaires pour AC4 et AC8 sont présentées dans la Fig. 6 supplémentaire.

Les rendements de biomasse les plus élevés se trouvent dans la bande tropicale, sur la côte est des États-Unis et dans certaines parties de l'Europe. Ces zones sont principalement situées dans des climats humides tropicaux ou tempérés, où le miscanthus et le panic raide sont généralement la culture dominante. Les conditions climatiques changeantes sous RCP4.5 ont des effets relativement faibles sur les rendements bioénergétiques. Pour les cultures pluviales de la période 2011-2040 par rapport à 2041-2070, on observe une diminution globale du potentiel énergétique primaire de 4 % (Fig. 7a supplémentaire). Autour de l'équateur, on observe principalement un potentiel décroissant. Les augmentations les plus importantes se produisent en Asie centrale et orientale. Pour l'approvisionnement en eau mixte, il y a une augmentation globale du potentiel de bioénergie primaire de 2% (Fig. 7b supplémentaire). En effet, l'irrigation compense les déficits en eau dus aux vagues de chaleur ou aux sécheresses pendant le cycle de croissance des cultures, garantissant ainsi des rendements contre les effets néfastes du changement climatique. De plus, il peut mieux soutenir les effets positifs d'une température plus élevée et d'une saison de croissance prolongée sur les rendements. Les modèles autour de l'équateur sont similaires à ceux de l'approvisionnement en eau pluviale, mais avec un potentiel de diminution plus faible. Aux latitudes supérieures à 30 °N, il y a une tendance générale à l'augmentation des potentiels de bioénergie primaire.

Pour le BE pluvial, la substitution des combustibles fossiles peut fournir une atténuation nette du changement climatique de 0,9 à 1,5 GtCO2eq an-1, selon le scénario de disponibilité des terres (Fig. 4). Environ 55% de cette atténuation provient du remplacement du diesel fossile par du diesel FT, et le reste de l'éthanol 2G remplaçant l'essence. Les émissions du cycle de vie de la production de biocarburants compensent environ un tiers de l'atténuation brute (0,3–0,5 GtCO2eq an−1), et elles sont principalement associées à la production de biomasse, en particulier lorsque l'irrigation est appliquée. Cependant, les émissions plus élevées du cycle de vie provenant de l'irrigation dans les zones à faible pénurie d'eau sont compensées par le plus grand potentiel d'atténuation des rendements plus élevés. Par exemple, le potentiel net d'atténuation du BE pluvial dans le scénario AC est de 0,6 GtCO2eq an−1 (BE-rf). Avec l'irrigation (BE-mix), elle devient environ 0,7 GtCO2eq an−1, soit 0,1 GtCO2eq an−1 de plus que les conditions pluviales. Cela se produit parce que l'augmentation des émissions du cycle de vie (+ 0,2 GtCO2eq an−1) est inférieure à l'augmentation du potentiel d'atténuation de la substitution des combustibles fossiles à partir de rendements de biomasse plus élevés (+ 0,3 GtCO2eq an−1).

Cultures bioénergétiques produites dans des systèmes d'approvisionnement en eau pluviaux (rf) ou mixtes (mix) sur les scénarios abandonnés de terres cultivées étudiés (AC, AC4 et AC8). "Autre" comprend les émissions de transport de la bioraffinerie à la distribution pour les scénarios BE et les émissions supplémentaires liées à la pénalité énergétique résultant de l'inclusion du CSC pour les scénarios BECCS. Le symbole "x" à l'intérieur des barres fait référence à l'atténuation nette de chaque scénario. Les résultats des scénarios AC4 et AC8 s'ajoutent à ceux d'AC (leurs contributions individuelles sont présentées dans le tableau supplémentaire 3).

L'ajout du CSC augmente les potentiels d'atténuation à des augmentations relativement faibles des émissions du cycle de vie. L'atténuation nette de BECCS des cultures pluviales passe de 1,7 GtCO2eq an−1 (AC) à 2,9 GtCO2eq an−1 (AC + AC8), et de 2,1 GtCO2eq an−1 (AC) à 3,7 GtCO2eq an−1 (AC + AC8 ) avec alimentation en eau mitigée. Environ 55 % de l'atténuation provient du CSC, dont la plus grande part (51 %) provient de la production d'éthanol 2G (qui a des émissions de procédé plus importantes de CO2 par MJ de carburant à l'usine de conversion que le diesel FT). L'éthanol 2G a également des émissions de cycle de vie plus élevées que le diesel FT, principalement en raison de l'utilisation relativement élevée de produits chimiques pour le prétraitement de la biomasse et la production d'enzymes.

Comme pour le boisement, l'atténuation nette de BE et BECCS est affectée par le défrichement et le devenir de la biomasse enlevée. Selon les hypothèses (tableau supplémentaire 4), les potentiels d'atténuation peuvent soit augmenter de 0,6 GtCO2eq an-1, soit diminuer de 0,4 GtCO2eq an-1. Cela se traduit par une augmentation nette de l'atténuation de 58 à 100 % et une diminution de 36 à 62 % pour le BE pluvial. Pour les BECCS mixtes, l'augmentation potentielle de l'atténuation nette est de 17 à 29 % et la diminution correspondante de 10 à 18 %.

Autoriser la RN dans toutes les terres cultivées abandonnées a le potentiel d'atténuer de 0,8 ± 0,08 GtCO2eq an−1 (AC) à 1,2 ± 0,12 GtCO2eq an−1 (AC + AC8) (Fig. 5), dont 36 et 32 ​​% sont prioritaires domaines. L'établissement de plantations forestières au lieu de RN en dehors des zones prioritaires (scénario NR-AF) augmente les potentiels d'atténuation du changement climatique mondial à 1,1–1,8 GtCO2eq an−1. Cette atténuation nette est supérieure à celle obtenue avec la combinaison de NR et de production de bioénergie pluviale (NR-BE-rf), qui est de 0,9 à 1,4 GtCO2eq an-1. La possibilité d'irriguer des cultures bioénergétiques dans des zones à faible pénurie d'eau (NR-BE-mix, 1,0–1,6 GtCO2eq an−1) réduit l'écart par rapport à NR-AF. Pour surpasser nettement le boisement dans l'atténuation du changement climatique, la bioénergie doit être couplée au CSC. Entre 2,0 et 3,3 GtCO2eq an-1 peuvent être atteints en ajoutant du CSC aux cultures bioénergétiques pluviales (NR-BECCS-rf), qui deviennent 2,4–4,1 GtCO2eq an-1 lorsque l'irrigation est ajoutée (NR-BECCS-mix).

Les résultats sont présentés pour différents scénarios de disponibilité des terres (AC, AC4 et AC8) et systèmes d'approvisionnement en eau pour les cultures bioénergétiques (pluvial : rf ; irrigation dans les zones sans pénurie d'eau : mix). Seules les RN sont autorisées dans les zones prioritaires pour la biodiversité. NR : repousse naturelle de la végétation ; AF : boisement ; BE : bioénergie ; BECCS : BE avec CCS ; Opt : option d'atténuation optimale envisagée (avec ou sans CSC et avec ou sans irrigation). Voir Méthodes pour une description des scénarios. Les plages d'incertitude font référence à la contribution possible de la biomasse aérienne provenant du défrichement (le symbole du losange indique le potentiel net d'atténuation lorsque le défrichement n'est pas pris en compte). L'extrémité inférieure de la fourchette représente le cas dans lequel la biomasse issue du défrichement est utilisée comme source supplémentaire de bioénergie. L'extrémité supérieure est le cas où elle est traitée comme une émission sans récupération d'énergie. Pour le scénario NR, la plage d'incertitude représente le rapport de l'incertitude du modèle par rapport au modèle le mieux ajusté (un écart type).

Des potentiels d'atténuation plus élevés sont atteints lorsque la répartition spatiale des options terrestres en dehors des zones prioritaires est attribuée à l'option qui offre le potentiel d'atténuation le plus élevé par cellule de grille individuelle. Compte tenu de l'influence de l'irrigation et du CCS sur les résultats, des estimations sont données avec et sans ces mesures. Avec des cultures bioénergétiques pluviales sans CSC, il existe un potentiel d'atténuation global de 1,2 à 1,9 GtCO2eq an-1. En plus des terres à l'intérieur des zones prioritaires pour la biodiversité qui sont dédiées à la RN (31%), 15%, 7 et 48% des terres cultivées abandonnées sont respectivement attribuées à BE-rf, NR et AF (Fig. 6a). Avec l'approvisionnement en eau irriguée dans les zones à faible pénurie d'eau, le potentiel global est de 1,2 à 2,0 GtCO2eq an-1, les terres en dehors des zones prioritaires étant réparties à 24 % sur BE-mix, 5 % sur NR et 41 % sur AF (Fig. 6b). L'irrigation augmente ainsi les superficies de terres où BE peut obtenir des avantages plus importants que AF, mais les plantations forestières restent la meilleure option CDR dans la plupart des cellules de la grille. Lorsque le CCS est ajouté au système, le potentiel d'atténuation global est de 2,1 à 3,4 GtCO2eq an-1, avec une distribution optimale des options CDR de 53 % à BECCS-rf, 3 % à NR et 13 % à AF (Fig. 6c ). En combinant l'irrigation avec le CSC, le plus grand potentiel d'atténuation est atteint (2,4–4,1 GtCO2eq an−1) et le BECCS domine clairement la distribution spatiale (Fig. 8 supplémentaire).

Combinaison optimale de BE pluvial (BE-rf), NR et AF (a); BE pluvial et irrigué (BE-mix), NR et AF (b) ; BECCS pluvial (BECCS-rf), NR et AF (c). Les cases indiquent les pourcentages attribués à chaque option terrestre. Pour NR, les fractions à l'extérieur et à l'intérieur des zones prioritaires (PA) sont indiquées. NR est la seule option envisagée dans les zones prioritaires. La combinaison optimale de BECCS pluvial et irrigué (BECCS-mix), NR et AF est illustrée à la Fig. 8 supplémentaire. L'irrigation ne se produit que dans les zones non menacées par la pénurie d'eau. En raison de modèles spatiaux égaux pour AC, AC4 et AC8, seules les cartes pour AC sont affichées.

En général, NR est compétitif ou même meilleur que AF dans les régions du nord de l'Afrique subsaharienne, autour du bassin amazonien, dans certaines régions d'Asie du Sud-Est et dans le sud de l'Australie. Rainfed BE surpasse AF dans la moitié orientale des États-Unis, le sud-est de la Chine et l'Europe centrale et orientale. Le boisement domine aux hautes latitudes et dans l'hémisphère sud. L'irrigation et le CSC favorisent clairement le potentiel de BE. Lorsque CCS est ajouté, AF est plus fort que BECCS dans l'ouest des États-Unis et dans certaines régions d'Afrique australe et d'Asie centrale. NR reste compétitif dans quelques endroits seulement. Le filtrage des potentiels d'atténuation moyens par écorégion terrestre49 montre que les RN atteignent l'atténuation la plus élevée dans les forêts tropicales et subtropicales, et la plus faible dans les forêts boréales et méditerranéennes où la température et la disponibilité de l'eau sont une contrainte majeure à la croissance de la végétation naturelle (Fig. 9 supplémentaire). Le boisement est l'option d'atténuation supérieure dans les forêts tropicales, subtropicales et boréales, et offre généralement une atténuation plus élevée que la bioénergie pluviale. Dans les autres biomes, la bioénergie irriguée peut atteindre des rendements plus élevés, en particulier là où la disponibilité de l'eau est le principal facteur limitant la croissance des cultures, comme dans les climats secs et semi-arides (biomes méditerranéens, savane et arbustes). Dans toutes les autres écorégions terrestres, les potentiels nets d'atténuation des mélanges AF et BE sont comparables.

Bien qu'il soit parfois difficile de faire la distinction entre la définition de la recroissance naturelle, du boisement et du reboisement dans les différentes études, nos gammes de séquestration du carbone à partir de NR et AF sont globalement cohérentes avec celles d'autres sources au niveau régional. Le reboisement, défini comme la transition d'un couvert forestier <25 % à un couvert forestier >25 %, a permis d'atténuer potentiellement 10 GtCO2eq an−1 sur une superficie de 678 Mha6, correspondant à un rendement moyen de 15 tCO2eq ha−1 an− 1 (à titre de comparaison, NR dans notre étude a un taux de séquestration moyen global de 7,4 tCO2eq ha−1 an−1). Cette estimation couvre un vaste domaine, et elle a déjà été identifiée comme une surestimation probable7. Une autre étude constate que la régénération naturelle des forêts secondaires tropicales en Amérique latine pourrait capter 31 GtC dans 240 Mha de terres sur une période de 40 ans50, ce qui correspond à une atténuation moyenne de 12 GtCO2 ha−1 an−1. Notre étude montre des résultats similaires, avec des rendements de NR variant entre 8 GtCO2 ha−1 an−1 et 18 GtCO2 ha−1 an−1 pour la même région.

Les estimations précédentes des potentiels d'atténuation du boisement montrent qu'une séquestration de carbone de 0,5–5,1 GtCO2eq an−1 peut être obtenue en 20501. Une superficie de 320–970 Mha est nécessaire pour un potentiel d'atténuation de 4,0–12,1 GtCO2eq an−1 en 210051 à partir de boisement et reboisement, ce qui correspond à un besoin en terres de 80 Mha par GtCO2eq séquestré. Nos résultats montrent qu'une surface moyenne de 83 Mha est nécessaire par GtCO2eq séquestré par le boisement (tableau supplémentaire 2). En outre, une variété de mesures globales de protection des forêts et d'autres écosystèmes (qui comprennent le boisement, le reboisement et la restauration des terres) peuvent atténuer 175 tCO2eq ha−1 de 2020 à 2050, correspondant à 6 tCO2eq ha−1 an−1. Nos estimations moyennes mondiales sont de 6,8 tCO2 ha−1 an−1 pour NR et 11,5 tCO2eq ha−1 an−1 pour AF. La Fig. 10 supplémentaire compare les changements futurs du couvert forestier estimés par les scénarios SSP-RCP12,13,14,15,16,17 en 2050 avec toutes les terres cultivées abandonnées (historiques et futures) affectées au boisement et à la RN dans notre étude. Les changements de superficie forestière dans les scénarios futurs varient considérablement, même lorsque le même SSP ou RCP est pris en compte. Dans certains cas, le boisement de terres cultivées abandonnées (AC + AC8) est suffisant pour répondre entièrement (et au-delà) à l'expansion prévue de la superficie forestière (par exemple, dans SSP4-RCP2.6). La couverture minimale (8%) est enregistrée contre SSP1-RCP2.6. En général, le boisement de terres cultivées abandonnées représente une petite part de l'expansion prévue de la superficie forestière pour les scénarios SSP5 (en particulier dans le cadre du RCP2.6), car une grande quantité d'émissions négatives est nécessaire pour compenser les émissions de GES des secteurs à forte intensité de carbone. Les parts relatives ont tendance à être plus élevées avec le SSP1, où davantage de mesures d'atténuation à l'échelle du secteur réduisent la demande d'émissions négatives.

Une comparaison similaire peut être effectuée avec les estimations de BECCS dans les scénarios futurs. En 2050, la consommation mondiale d'énergie primaire devrait augmenter à 741 EJ an−1 (moyenne de SSP1-4.5 et SSP2-4.5 sur tous les modèles)12,15,17, dont 71 EJ an−1 sont de la bioénergie. Nos résultats montrent un approvisionnement potentiel en énergie primaire de 19 à 44 EJ an−1, qui couvre 27 à 62 % de la demande moyenne projetée (Fig. 11 supplémentaire). En termes de demande de terres pour cultiver des cultures bioénergétiques de deuxième génération, les estimations de SSP varient entre 150 Mha (SSP2-4.5) et 210 Mha (SSP1-4.5) en 20502. Notre estimation des terres cultivées abandonnées est de 67 à 115 Mha (à l'exclusion de prioritaires pour la biodiversité), représentant 21 à 23 % des demandes futures de cultures bioénergétiques.

Dans notre étude, le potentiel d'atténuation de BECCS est jusqu'à 3,3 GtCO2eq an−1. Un potentiel d'atténuation médian BECCS de 3 GtCO2eq an−1 en 2050 est estimé pour les scénarios limitant le réchauffement climatique à moins de 1,5 °C17. D'autres études montrent des résultats similaires pour les potentiels d'atténuation et identifient une superficie requise pour les cultures bioénergétiques de 31 à 58 Mha pour chaque GtCO2eq atténué par BECCS51. Notre analyse révèle que 31 à 40 Mha de terres sont nécessaires pour atténuer 1 GtCO2eq an−1, selon que l'irrigation est incluse ou non (tableau supplémentaire 2).

Les barrières sociales, économiques et politiques affectent toutes les options étudiées6,51,52. La RN est une mesure rentable qui est très efficace dans les tropiques, mais elle nécessite un cadre de conditions favorables (par exemple, la réduction de la pauvreté, le principe « la nourriture d'abord », les droits de propriété foncière, etc.) pour être déployée de manière durable53. Une gouvernance efficace, un soutien financier et une coopération internationale sont d'une grande importance pour le rétablissement réussi des écosystèmes et l'atténuation du changement climatique48. La régénération naturelle a généralement les effets positifs les plus importants pour la biodiversité et la restauration de l'habitat54, réduisant les risques liés à l'introduction d'espèces non indigènes55,56. Par rapport aux terres cultivées, les plantations forestières et les graminées vivaces cultivées pour la bioénergie ont également des effets positifs sur la biodiversité, à condition qu'un mélange d'espèces indigènes soit cultivé au lieu de monocultures30,57. Le CSC est toujours confronté à des défis technico-économiques pour être compétitif sur le marché aux taxes carbone actuelles31,58, et l'irrigation, même lorsqu'elle est déployée dans des zones où l'eau est rare, peut nécessiter des investissements dans des infrastructures coûteuses, ce qui peut représenter un obstacle majeur dans les pays en développement59 ,60.

Plusieurs incertitudes doivent être prises en compte lors de l'interprétation de nos résultats. Notre étude n'inclut pas les changements de carbone organique du sol (COS), qui sont très incertains. Des ensembles de données mondiales robustes sur les changements de COS suite à la revégétalisation naturelle, au boisement ou aux cultures bioénergétiques ne sont pas actuellement disponibles. Des changements positifs et négatifs dans le sol et le carbone souterrain pour NR et AF sont signalés, en fonction de multiples facteurs locaux et des conditions climatiques. À l'échelle mondiale moyenne, l'accumulation de carbone dans les sols après RN est estimée négligeable ou négative dans la plupart des biomes, mais avec de grands intervalles de confiance8. En utilisant une estimation moyenne mondiale peu fiable de 1,52 tCO2 ha−1 an−1 pour le profil des 30 premiers cm où la plupart des accumulations de sol devraient se produire8, une séquestration totale de 0,046 GtCO2 an−1 sur les terres cultivées abandonnées historiques dans les zones prioritaires pour la biodiversité ( 30 Mha) peut être quantifiée. Cela représente 16 % de l'atténuation due à la végétation aérienne (0,28 GtCO2 an−1). Des réponses divergentes au COS sont également trouvées pour le boisement61,62. Les mécanismes de la dynamique du carbone du sol sont encore mal compris, ce qui limite notre capacité à quantifier les changements de COS résultant d'efforts de reboisement à grande échelle. Les méta-analyses existantes concluent généralement que le COS des forêts naturelles ou plantées peut augmenter, diminuer ou rester constant en fonction de multiples facteurs, tels que les espèces d'arbres, le climat local, le type de sol, l'historique d'utilisation des terres, etc.61,63. Les ratios fixes utilisés pour relier la biomasse et les changements de carbone du sol surestiment généralement l'amélioration du carbone du sol du boisement61. Le modèle de boisement utilisé dans notre étude estime un taux d'accumulation maximal de carbone du sol de 0,15 tCO2 ha−1 an−1 pour les forêts de conifères et de 1,28 tCO2 ha−1 an−1 pour les forêts de feuillus64. Cependant, ces facteurs sont très incertains, car ils sont moyennés à l'échelle mondiale et ne spécifient pas une profondeur de sol. Leur prise en compte dans l'analyse pourrait ajouter une atténuation de 0,010 GtCO2 an−1 ou 0,086 GtCO2 an−1 sur les terres agricoles abandonnées historiques en dehors des zones prioritaires (67,4 Mha) pour les forêts de conifères et de feuillus, respectivement. Ces estimations représentent 2 et 10 % du potentiel d'atténuation de la FA dans la biomasse forestière aérienne (0,8 GtCO2 an−1). Une tendance plus constante dans les changements de COS est observée pour les graminées vivaces, qui augmentent généralement le COS à des taux variables65,66,67. Une méta-analyse globale a estimé les changements moyens du COS (profondeur du sol de 0 à 100 cm) après la conversion des terres cultivées en panic raide ou en miscanthus à 5,9 et 3,3 tCO2 ha−1 an−1, respectivement, mais avec des 5e et 95e centiles allant de valeurs négatives (c'est-à-dire une perte de COS jusqu'à – 7,33 tCO2 ha−1 an−1) à des valeurs positives jusqu'à trois fois la moyenne67. En appliquant ces facteurs moyens à notre analyse (et en supposant pour l'alpiste roseau le même taux de miscanthus), nous constatons qu'une moyenne de 0,29 GtCO2 an−1 peut être séquestrée dans les sols dans le scénario BE-rf sur AC en dehors des zones prioritaires ( pour laquelle nous avons estimé un potentiel global d'atténuation de 0,62 GtCO2 an−1). Cela signifie que nos estimations des potentiels d'atténuation du changement climatique pour BE et BECCS pourraient être sous-estimées d'environ 30 %. La sous-estimation sera probablement représentative pour les 10 à 15 premières années suivant le changement d'affectation des terres, car les taux de séquestration du sol diminuent considérablement après 10 ans pour la plupart des types d'utilisation des terres et des transitions67. Compte tenu du manque d'ensembles de données mondiaux robustes et de la grande variabilité des estimations disponibles, nous nous sommes abstenus d'inclure directement dans notre analyse les contributions des modifications du SOC.

Les superficies de terres cultivées abandonnées sont dérivées à l'aide des produits d'occupation du sol de l'Initiative sur le changement climatique de l'Agence spatiale européenne (ESA-CCI) et du Service Copernicus sur le changement climatique (C3S-CDS). Plusieurs études antérieures ont validé et évalué leur exactitude (voir Méthodes)21,68,69,70. Les améliorations par rapport à d'autres ensembles de données sur la couverture terrestre mondiale sont importantes, ainsi que leur robustesse dans l'évaluation des changements dans l'étendue des terres cultivées, mais certaines limites subsistent, principalement en raison d'éventuelles erreurs de classification. La précision globale globale est de 71 %, mais elle varie selon la localisation spatiale et entre les classes. Par rapport à d'autres produits de couverture terrestre, les terres cultivées abandonnées identifiées avec les données ESA-CCI et C3S-CDS sont généralement considérées comme conservatrices2,71,72,73.

Les emplacements futurs des terres cultivées abandonnées sont très incertains et dépendent du scénario, et des études antérieures ont souligné que les différences entre les modèles peuvent être plus importantes pour le même SSP qu'entre différents SSP74. D'où notre sélection d'une approche simple et transparente où les futures terres cultivées abandonnées ont une forte probabilité de se trouver sur des terres cultivées à proximité de terres précédemment abandonnées. Pour explorer la sensibilité de nos résultats au scénario d'utilisation des terres, nous avons réexécuté l'analyse en utilisant d'autres projections d'utilisation des terres qui ont une extension similaire de l'abandon des terres cultivées. Ces projections sont cohérentes avec le cadre SSP-RCP et sont produites en réduisant les sorties du modèle d'évaluation intégré (IAM) GCAM45. Parmi les scénarios disponibles, SSP2-RCP4.5 a une superficie totale de terres cultivées abandonnées d'ici 2050 qui est la plus proche de AC4 (les deux autour de 41 Mha), et SSP4-RCP6.0 (84 Mha) de AC8 (63 Mha). Une comparaison des schémas spatiaux de ces scénarios alternatifs est présentée dans la Fig. 2 supplémentaire, tandis que leurs potentiels d'atténuation sont résumés dans le Tableau supplémentaire 5 et la Fig. 12. Comme prévu, les cartes ont tendance à diverger à la fois en termes d'intensité et de localisation des terres cultivées abandonnées. Cependant, les potentiels d'atténuation sont largement cohérents pour les scénarios avec des terres totales identifiées similaires. La variation moyenne des estimations du potentiel d'atténuation du changement climatique est de −0,04 GtCO2eq. an−1 pour AC4-SSP2-RCP4.5 (environ −9 % du potentiel moyen des options terrestres) et 0,09 GtCO2eq. an-1 pour AC8-SSP4-RCP6.0 (environ 10 % du potentiel moyen pour les options terrestres). Malgré la variabilité des schémas spatiaux des ensembles de données, tant qu'ils ont des superficies totales similaires et que les terres abandonnées sont réparties à l'échelle mondiale dans les zones de terres cultivées existantes, les résultats sont largement cohérents et insensibles au scénario individuel.

Il existe des incertitudes liées aux estimations des taux de séquestration du carbone à partir des rendements des cultures NR, AF et bioénergétiques, qui sont discutées en détail dans un texte dans les informations supplémentaires. Les cartes des taux de NR sont recueillies à partir d'une étude qui a appliqué un algorithme d'apprentissage automatique à plus de 13 000 mesures géoréférencées de l'accumulation de carbone8. Les taux d'erreur spécifiques à la grille (reproduits dans la Fig. 13 supplémentaire pour AC) ont été utilisés pour explorer la variabilité de nos résultats, avec la plage correspondante autour des valeurs moyennes indiquées dans la Fig. 5. Les scénarios de boisement reposent sur le modèle forestier mondial (G4M) 75,76, un modèle bien établi lié aux IAM GLOBIOM et MESSAGE pour estimer le changement d'affectation des terres et les émissions forestières pour un ensemble de scénarios SSP-RCP77,78,79. Le modèle est basé sur des récupérations par satellite de la production primaire nette et des données fournies par l'Évaluation des ressources forestières mondiales (voir Méthodes), et testé par rapport aux observations et dans des études de comparaison multi-modèles80,81,82. Les rendements des cultures bioénergétiques sont produits à partir du modèle Global Agro-Ecological Zones version 4 (GAEZv.4) (voir Méthodes). Par rapport aux observations (Fig. 14 supplémentaire), GAEZv.4 a tendance à sous-estimer les rendements du miscanthus, surestime les rendements du panic raide et a une précision relativement meilleure dans la reproduction des rendements de l'alpiste roseau. Dans de nombreux cas, la plage d'incertitude des prévisions et des observations se chevauche, ce qui indique que le modèle peut généralement saisir la variabilité des rendements observés. Dans notre étude, la surestimation et la sous-estimation des rendements ont tendance à se compenser au total global, car l'allocation optimale des types de cultures par maille attribue 44 % des terres au miscanthus et 38 % au panic raide (Fig. 5b supplémentaire). ). La précision des prédictions de GAEZv.4 est conforme à celles d'autres modèles de rendement bioénergétique fréquemment utilisés (tableau supplémentaire 6). Si nous utilisons un autre modèle à contraintes d'observation83 pour estimer les potentiels de bioénergie, il y a une réduction moyenne globale des rendements par rapport à GAEZv.4 de 3,14 ± 4,63 t ha−1 an−1, un RMSE de 5,59 et une corrélation entre les deux ensembles de données de 0,902 (p < 0,01) (Fig. 15 supplémentaire). Au niveau mondial, GAEZv.4 prédit une quantité totale de cultures bioénergétiques pluviales d'AC de 1,05 Gt an-1, contre 0,87 Gt an-1 estimé à partir du modèle de rendement alternatif. Il s'agit d'une variabilité de 17 %, qui se situe dans les plages d'incertitude de la Fig. 5 (où le potentiel d'atténuation des cultures bioénergétiques pluviales varie d'environ 40 % autour de la moyenne). La principale différence entre les modèles est que GAEZv.4 est un modèle paramétrique et que les rendements reflètent une gestion optimale et commerciale, tandis que l'autre est extrapolé à partir des rendements observés, qui fluctuent généralement en fonction des pratiques de gestion et des objectifs des études sur le terrain. Globalement, GAEZv.4 peut reproduire les rendements observés et ses performances sont comparables à d'autres modèles, de sorte que l'utilisation d'un autre modèle global n'affecte pas substantiellement les principales conclusions de notre étude.

L'urgence de la crise climatique appelle le déploiement simultané de multiples stratégies d'atténuation pour limiter le réchauffement climatique. Les options d'atténuation basées sur les terres ne remplacent pas la réduction des émissions de combustibles fossiles, mais plutôt un complément essentiel qui, dans le cas de la production de bioénergie, elles aident également à éliminer progressivement les combustibles fossiles. En raison de la réduction des coûts directs, la repousse de la végétation naturelle sur les terres cultivées abandonnées est la mesure présentant les co-bénéfices potentiels les plus importants avec la conservation de la nature. Cependant, cette étude montre que le boisement sélectif peut améliorer le potentiel de séquestration du carbone dans de nombreux endroits du monde. La plantation d'arbres doit être soigneusement planifiée en tenant compte des conditions environnementales locales pour éviter les effets secondaires négatifs, tels que les risques accrus pour la biodiversité ou l'assèchement des sols en utilisant des espèces non indigènes. D'autre part, la restauration de la végétation naturelle est plus rentable et prévient les effets négatifs sur la biodiversité de l'établissement d'arbres sur les prairies indigènes. Des investissements dans les infrastructures, des changements transformateurs et des progrès technologiques sont nécessaires pour atteindre des potentiels d'atténuation plus importants grâce à la bioénergie et au CSC et se rapprocher des niveaux indiqués par les futurs scénarios rigoureux d'atténuation du changement climatique. L'utilisation de terres cultivées abandonnées peut atténuer les compromis car ces terres ont généralement été dégradées de leur état naturel par les activités agricoles, elles sont généralement situées à proximité des routes et nécessitent moins de préparation du site. Des politiques spécifiques sont nécessaires pour sécuriser l'utilisation des terres cultivées abandonnées à des fins d'atténuation et prévenir les risques de remise en culture pour la production alimentaire, comme on l'a parfois observé dans un passé récent84.

Nos résultats aident à comprendre les performances relatives des différentes options d'atténuation terrestres par hectare de terre à travers le monde et pour les écorégions terrestres, mais leur mise en œuvre doit tenir compte du contexte environnemental et social local, car toutes les options nécessitent une volonté politique et des ressources financières. Ces derniers doivent être pris en compte parallèlement à d'autres critères de faisabilité importants, tels que les coûts, les moyens de subsistance et l'adéquation sociale. Les aspects liés à la permanence du stockage de carbone, à la saturation du puits de carbone, à la sécurité énergétique et aux facteurs socio-économiques sont des éléments clés dans une analyse multicritères, ainsi que l'atténuation du changement climatique et la conservation de la nature. Répondre à la demande prévue de CDR dans les scénarios cibles à basse température nécessite des superficies de terres au-delà de ce qui est actuellement disponible à partir des terres cultivées abandonnées. Une réduction plus forte de la demande de produits alimentaires et d'aliments pour animaux grâce à une intensification durable de l'agriculture et à des changements alimentaires est nécessaire pour minimiser les effets secondaires néfastes pour la sécurité alimentaire et l'environnement. Des politiques intersectorielles et intégrées sont essentielles pour harmoniser les multiples moteurs des changements d'utilisation des terres et identifier les stratégies pour relever les défis mondiaux les plus pertinents dans chaque contexte régional donné en fusionnant les facteurs environnementaux et socio-économiques.

Des efforts récents ont rendu disponibles des ensembles de données améliorés sur les terres cultivées abandonnées historiques à diverses échelles temporelles et spatiales, du régional au mondial85. Des séries chronologiques de données satellitaires à haute résolution de 37 classes de couverture terrestre à travers le monde sont distribuées par l'Initiative sur le changement climatique de l'Agence spatiale européenne (ESA-CCI)86. Ces produits d'occupation du sol ont une résolution horizontale de 300 mètres (ou 10 secondes d'arc) à l'équateur et sont obtenus en combinant plusieurs produits d'observation de la terre et en utilisant la chaîne de classification non supervisée GlobCover. Des études récentes ont utilisé ces données pour identifier les terres cultivées abandonnées de 1992 à 201521,44. Le magasin de données climatiques du Copernicus Climate Change Service (C3S-CDS) a en outre publié des cartes d'occupation du sol de 2016 à aujourd'hui qui sont cohérentes avec l'ensemble de données ESA-CCI43,87. Ici, nous intégrons les deux ensembles de données et étendons l'identification de l'abandon des terres cultivées jusqu'en 2018. Les deux produits d'occupation du sol sont très cohérents, avec la même résolution spatiale et la même échelle temporelle26. Les efforts de validation montrent qu'ils sont parmi les produits mondiaux les plus précis dans l'identification des zones de terres cultivées86. Les valeurs globales de précision des utilisateurs et des producteurs pour les classes de terres cultivées se situent entre 85 et 94 % pour les produits ESA-CCI et entre 76 et 92 % pour les produits C3S-CDS, avec des médianes de 89 et 82 %, respectivement42,88. Les précisions globales régionales se situent entre 70 et 84 % en Amérique du Sud, en Chine et en Eurasie, et inférieures à 65 % en Afrique et dans l'Arctique26.

L'analyse est effectuée au niveau des cellules de la grille à une résolution de 10 secondes d'arc, et les terres cultivées abandonnées sont identifiées en sélectionnant les cellules de la grille classées comme classes de terres cultivées en 1992 mais pas en 2018. Les terres cultivées traduites en établissements urbains sont exclues. La résolution est encore augmentée à 30 secondes d'arc (pour la cohérence avec les données de repousse naturelle), puis à 5 minutes d'arc (pour correspondre aux données de bioénergie et de boisement).

L'abandon des terres cultivées est un processus qui devrait également se poursuivre à l'avenir89. Les SSP les plus durables prédisent des changements alimentaires et une efficacité accrue des systèmes alimentaires et de l'agriculture qui peuvent réduire la pression sur les terres5,90. Cependant, les schémas spatiaux des futures terres cultivées abandonnées sont intrinsèquement incertains et les projections sont très divergentes, même pour le même scénario SSP74,91,92,93. Nous appliquons une méthode simple et transparente pour estimer les futures surfaces de terres cultivées abandonnées. Le raisonnement est que l'abandon des terres cultivées est un processus dynamique enraciné dans les contextes socio-économiques régionaux94,95,96, et l'abandon de nouvelles terres cultivées a une probabilité plus élevée de se produire à proximité de zones qui ont déjà été abandonnées84. La méthode du voisin le plus proche est utilisée pour identifier les zones de futures terres cultivées abandonnées dans un maximum de quatre ou huit cellules voisines. Si l'une des cellules à proximité d'une cellule de terres cultivées historiquement abandonnées est actuellement une terre cultivée, elle est transformée en terre cultivée abandonnée. Cela génère deux scénarios de disponibilité des terres (voir la Fig. 16 supplémentaire pour une visualisation simplifiée), qui sont spatialement cohérents avec la tendance historique. Dans notre étude, il y a donc trois cas de disponibilité foncière : AC (superficie agricole abandonnée historique de 1992 à 2018), AC4 (future abandonnée identifiée avec un maximum de quatre cellules d'extension) et AC8 (future abandonnée identifiée avec un maximum de 4 cellules). extension de huit cellules).

Nos futurs scénarios d'utilisation des terres sont comparés à ceux du cadre SSP-RCP produit en réduisant les sorties du modèle d'évaluation intégrée GCAM45. À partir de tous les scénarios disponibles, nous avons identifié les zones de terres cultivées abandonnées en suivant la contraction fractionnelle des terres cultivées spécifique à la cellule au fil du temps (les terres cultivées qui sont passées aux établissements humains ont été exclues). Une classe générique de terres cultivées a été produite en agrégeant tous les types de terres basées sur les cultures de 15 à 28. À partir de tous les scénarios disponibles, nous avons identifié les zones de terres cultivées abandonnées d'ici 2050 en suivant la même approche que celle utilisée pour l'ensemble de données historiques. Nous avons ensuite sélectionné SSP2-RCP4.5, qui a une surface similaire à AC4 (41 Mha), et SSP4-RCP6.0 (84 Mha), qui est la plus proche de AC8 (63 Mha). Les schémas spatiaux de ces scénarios alternatifs sont présentés dans la Fig. 2 supplémentaire, et les résultats correspondants dans le Tableau supplémentaire 5 et la Fig. 12.

Veiller à ce que les zones les mieux classées pour la biodiversité soient préservées pour la conservation de la nature contribue grandement à atteindre les objectifs mondiaux de conservation des espèces, tout en contribuant à l'atténuation du changement climatique en augmentant le stockage du carbone dans la végétation restaurée. Pour intégrer ces deux stratégies, nous utilisons un ensemble de données récemment produit sur les zones prioritaires7 qui classe les régions du monde en fonction de leur besoin de conservation de la biodiversité via une approche d'optimisation multicritère qui identifie les zones prioritaires à restaurer dans tous les biomes terrestres. La restauration de 15 % des terres converties dans le monde (conformément à l'Objectif 15 d'Aichi pour la biodiversité) pourrait réduire la dette d'extinction mondiale actuelle de 63 ± 4 % si elle est concentrée dans les zones prioritaires pour la biodiversité7. Les zones prioritaires identifiées chevauchent largement les points chauds de biodiversité précédemment cartographiés97 et d'autres zones de conservation98 (voir Fig. 17a supplémentaire). Nous avons donc considéré que si les terres cultivées abandonnées se situent dans les 15% des zones prioritaires pour la conservation de la biodiversité, la RN est la seule mesure de CDR autorisée. En d'autres termes, AF, BE et BECCS ne peuvent se produire que dans les terres cultivées abandonnées qui ne sont pas situées dans les 15% des zones prioritaires de conservation.

Compte tenu de la forte augmentation des rendements des cultures bioénergétiques qui peut être obtenue avec l'irrigation par rapport aux conditions de croissance pluviales21,59, et des risques d'épuisement accru de l'eau d'irrigation99, notre analyse considère les deux types de systèmes d'approvisionnement en eau. Comme les prélèvements d'eau durables sont déjà une préoccupation liée aux pratiques agricoles à grande échelle et aux futurs potentiels de bioénergie34,59,60, nous avons introduit une couche de pénurie d'eau basée sur la carte d'AQUASTAT et de l'Organisation des Nations Unies pour l'alimentation et l'agriculture (FAO)100 dans les scénarios évaluer les potentiels des cultures bioénergétiques irriguées. Dans cet ensemble de données, les superficies terrestres mondiales sont regroupées en trois catégories de pénurie d'eau faible, modérée et élevée. Les zones caractérisées par une rareté modérée et élevée de l'eau sont celles où l'utilisation de l'eau représente respectivement 10 à 20 % et > 20 % des ressources en eau renouvelables. La répartition spatiale des zones de pénurie d'eau élevée et modérée est illustrée à la Fig. 17b supplémentaire. Dans notre analyse, BE et BECCS ne peuvent être irrigués qu'en dehors des zones de pénurie d'eau modérée et élevée, où seul l'approvisionnement en eau pluviale se produit.

Les différentes options CDR (NR, BECCS et AF) et BE sont combinées en 10 scénarios pour chacun des ensembles de données d'utilisation des terres, c'est-à-dire l'historique (AC) et les deux projections futures (AC4 et AC8). Nous évaluons la période jusqu'en 2050. Les scénarios sont les suivants :

NR-BE-rf : Recroissance naturelle dans les zones prioritaires de biodiversité. Production de bioénergie pluviale en dehors des zones prioritaires.

NR-BECCS-rf : Recroissance naturelle dans les zones prioritaires pour la biodiversité. Production de bioénergie pluviale avec CSC en dehors des zones prioritaires.

NR-BE-mix : Recroissance naturelle dans les zones prioritaires pour la biodiversité. En dehors des zones prioritaires, production de bioénergie pluviale dans les zones pauvres en eau et production de bioénergie irriguée en dehors des zones pauvres en eau.

NR-BECCS-mix : Recroissance naturelle dans les zones prioritaires pour la biodiversité. En dehors des zones prioritaires, production de bioénergie pluviale avec CSC dans les zones pauvres en eau et production de bioénergie irriguée avec CSC en dehors des zones pauvres en eau.

NR-AF : Recroissance naturelle dans les zones prioritaires pour la biodiversité. Boisement en dehors des zones prioritaires.

NR-all : repousse naturelle dans toutes les terres cultivées abandonnées.

NR-Opt-BE-rf : Recroissance naturelle dans les zones prioritaires de biodiversité. En dehors des zones prioritaires, répartition optimale (c.-à-d. atténuation plus élevée obtenue) entre la production de bioénergie pluviale, la repousse naturelle et le boisement.

NR-Opt-BECCS-rf : Recroissance naturelle dans les zones prioritaires pour la biodiversité. En dehors des zones prioritaires, répartition optimale entre la production de bioénergie pluviale avec CSC, la repousse naturelle et le reboisement.

NR-Opt-BE-mix : Recroissance naturelle dans les zones prioritaires pour la biodiversité. En dehors des zones prioritaires, répartition optimale entre la production de bioénergie, la régénération naturelle et le reboisement en dehors des zones prioritaires. Approvisionnement en eau pluviale pour les cultures bioénergétiques dans les zones pauvres en eau et irrigué à l'extérieur.

NR-Opt-BECCS-mix : repousse naturelle dans les zones prioritaires pour la biodiversité. Hors zones prioritaires, répartition optimale entre production de bioénergie avec CSC, recrû naturel et boisement hors zones prioritaires. Approvisionnement en eau pluviale pour les cultures bioénergétiques dans les zones pauvres en eau et irrigué à l'extérieur.

La régénération naturelle est la seule stratégie d'atténuation à l'intérieur des zones prioritaires pour la conservation de la biodiversité dans tous les scénarios. Cela signifie que les résultats présentés pour BE, BECCS et AF ne considèrent que les zones en dehors des zones prioritaires pour la biodiversité. Le terme « Opt » fait référence à l'allocation optimale à chaque cellule de la grille de BE (ou BECCS), NR et AF, selon l'option qui offre le plus grand potentiel d'atténuation.

Un ensemble de données spatialement explicites d'une résolution de 30 secondes d'arc8 est utilisé pour estimer la séquestration du carbone due à la repousse naturelle de la végétation. Les données de repousse naturelle sont présentées comme la séquestration potentielle du carbone de la récupération passive aux biomes de forêt et de savane avec un couvert forestier > 25 %. Les calculs de la repousse naturelle dans les terres cultivées abandonnées sont effectués à une résolution de 30 secondes d'arc et ensuite mis à l'échelle à une résolution de 5 minutes d'arc pour assurer la cohérence avec le reste des données. Les données de repousse naturelle sont basées sur les données historiques de 257 études et 13 112 mesures géoréférencées de l'accumulation de carbone. Comme les facteurs climatiques expliquent mieux la variation des taux que l'histoire de l'utilisation des terres, les mesures sur le terrain ont été combinées avec 66 couches de covariables environnementales pour créer une carte mondiale des taux potentiels d'accumulation de carbone aérien pour 30 ans de régénération naturelle de la forêt. Le modèle d'ensemble avait une erreur quadratique moyenne résiduelle (RMSE) de 0,798 t C ha−1 an−1 et un R2 de 0,445 sur l'ensemble de test indépendant. Plus d'informations sur le modèle et sa validation sont disponibles dans la note complémentaire 1 ("Repousse naturelle"). La biomasse aérienne comprend la biomasse des tiges et des branches. Cette carte présente des variations de taux de plus de 100 fois à travers le monde et montre que les taux de défaut du GIEC sous-estiment généralement l'accumulation de carbone en surface de 32 % en moyenne8. Cet ensemble de données est utilisé pour estimer le potentiel d'atténuation du changement climatique des RN sur les terres cultivées abandonnées historiques et futures. Pour chaque cellule de la grille, les taux de séquestration moyens et les écarts-types rapportés sont utilisés.

Les données sur la repousse naturelle sont également utilisées pour estimer la quantité de masse sèche ou de carbone qui s'est accumulée sur les terres cultivées abandonnées à partir de 1992 avant l'établissement de graminées vivaces ou de plantations forestières. Des études récentes ont combiné des données de repousse naturelle et des observations par satellite pour estimer l'accumulation historique de carbone sur les terres cultivées abandonnées pour des régions spécifiques84,101, et nous fournissons ici la première évaluation mondiale. Comme le devenir de ce carbone est incertain (il peut être utilisé pour la bioénergie ou retourner rapidement dans l'atmosphère), l'effet que les coûts du carbone du défrichement peuvent avoir sur les potentiels nets d'atténuation du changement climatique de chaque option CDR est exploré dans un analyse de sensibilité. Si elle est utilisée pour la production de bioénergie, la biomasse issue du défrichement est supposée avoir des caractéristiques moyennes en termes de teneur en carbone et de pouvoir calorifique inférieur de plusieurs types de résidus forestiers/bois (tableau supplémentaire 7). Les émissions correspondantes du cycle de vie de la récolte de biomasse pour défricher la terre et la convertir en biocarburants sont incluses dans l'analyse. Lorsque des terres cultivées abandonnées sont affectées à la repousse naturelle de la végétation, la biomasse aérienne est laissée pour une croissance continue.

Par boisement, nous nous référons à l'établissement artificiel d'espèces d'arbres régionales sélectionnées et à la mise en œuvre de pratiques sylvicoles durables pour améliorer la séquestration du carbone par rapport à la repousse naturelle de la forêt. Les potentiels d'atténuation du boisement sont estimés à l'aide du modèle forestier mondial (G4M)76,102,103. G4M utilise les données de biomasse de la FAO, les tables de rendement et MODIS NPP pour paramétrer les fonctions d'incrément, ainsi que des informations sur les caractéristiques locales du sol, la température et les précipitations102. La gestion forestière comprend des activités telles que la sélection du groupe optimal d'essences d'arbres, la période de rotation et l'intensité de l'éclaircie77. Le modèle a été largement utilisé dans la communauté scientifique internationale77,78,81,104,105 et est couplé au modèle d'évaluation intégré MESSAGE et au modèle économique basé sur les terres GLOBIOM79 (par lequel il a été utilisé pour estimer les émissions forestières pour un ensemble de scénarios SSP/RCP ). La dynamique de boisement est estimée pour chaque cellule de la grille en fonction des conditions environnementales locales64 et peut être simulée pour différents climats de fond76. De plus amples informations sur la validation et les applications de G4M sont disponibles dans la note complémentaire 1 ("Boisement").

Nous avons quantifié les potentiels de boisement à l'aide de G4M piloté par les données climatiques moyennes multi-ensembles SSP2-RCP4.5 du modèle EC-Earth3106. L'accroissement annuel moyen (tC ha−1 an−1) a été utilisé pour calculer le potentiel moyen de séquestration du carbone sur 30 ans jusqu'en 2050. L'accroissement annuel moyen décrit le niveau de rendement et est proportionnel au rapport entre la production totale de carbone du bois de tige par hectare et l'accroissement optimal. moment de la récolte. L'accroissement dépend de l'âge et variera en fonction, par exemple, du climat, des espèces et de la densité des peuplements75. G4M simule les données de boisement des forêts de conifères et de non-conifères sur la base des facteurs locaux de fertilité du site et des conditions climatiques75. La répartition optimale des forêts entre les deux types de forêts est trouvée en identifiant le potentiel de séquestration du carbone le plus élevé dans chaque cellule de la grille. Cette distribution forestière optimale est utilisée pour tous les scénarios impliquant la FA.

G4M simule uniquement la biomasse aérienne des tiges. Pour tenir compte de la totalité de la teneur en carbone du système forestier (par exemple, branches et racines), un facteur standard par défaut de 20 % de biomasse supplémentaire est ajouté à la teneur en carbone de chaque grille107. Ce facteur dépend de l'arbre et de l'âge et diminue avec l'âge de la forêt, lorsque la biomasse de la tige devient une plus grande partie de la biomasse aérienne totale. Des valeurs plus élevées sont parfois utilisées, par exemple jusqu'à 40 % dans les Réfs. 108,109. Cependant, notre analyse se concentre sur les premières décennies d'établissement de la forêt, et 20 % représente une estimation prudente pour éviter les surestimations. Les émissions provenant des activités sylvicoles sont de 0,3 tCO2eq ha−1110 et sont des émissions ponctuelles qui se produisent lorsque la plantation forestière est établie.

Les potentiels bioénergétiques sont pris en compte pour trois types courants de graminées vivaces qui sont récoltées une fois par an : le miscanthus, l'alpiste roseau et le panic raide. Le miscanthus est une graminée C4 qui pousse dans les régions tropicales et subarctiques111. L'alpiste roseau est une graminée C3 qui prospère dans les climats froids et qui est généralement récoltée au printemps pour une qualité optimale112,113. Le panic raide est une graminée C4 qui pousse en Amérique du Nord et en Europe114. Ces graminées vivaces ont montré des propriétés prometteuses en tant que matières premières bioénergétiques lors d'essais et leur culture devrait augmenter de manière significative dans la plupart des futurs scénarios d'atténuation du changement climatique5.

Les rendements des graminées vivaces sont estimés à l'aide du modèle Global Agro-Ecological Zones version 4 (GAEZv.4)115 avec des valeurs calorifiques nettes (en MJ kg−1) pour le miscanthus, l'alpiste roseau et le panic raide de la base de données Phyllis2116. Les rendements agro-climatiques du miscanthus, de l'alpiste roseau et du panic raide sont recueillis à une résolution spatiale de 5 minutes d'arc. Plusieurs contraintes sont prises en compte lors de la production des estimations de rendement, telles que la température locale, l'humidité et l'indice de surface foliaire, ainsi que les risques de ravageurs et de maladies. Dans notre analyse, nous estimons les potentiels de bioénergie spécifiques au réseau comme la moyenne sur 30 ans pour la période 2021-2050 dans des conditions climatiques RCP4.5 (selon le modèle climatique HadGEM2-ES), des niveaux d'intensité de gestion élevés (c. systèmes agricoles, hautement mécanisés avec une faible intensité de main-d'œuvre et avec un contrôle des ravageurs et des maladies), et avec un approvisionnement en eau pluviale et irriguée. Les besoins en eau sont calculés pour tous les types de cultures et les réductions de rendement correspondantes dépendent de l'évapotranspiration réelle des cultures et de l'évapotranspiration maximale des cultures. GAEZv.4 utilise l'irrigation pour éviter les pertes de rendement dues au stress hydrique en prévenant les déficits hydriques des cultures pendant le cycle de croissance (afin que les pertes d'eau des cultures dues à l'évapotranspiration ne dépassent pas l'absorption). Une validation des rendements GAEZv.4 par rapport aux observations et à d'autres modèles de rendement des cultures est disponible dans la note complémentaire 1 ("Rendements des cultures bioénergétiques").

Les scénarios BE et BECCS reposent sur une combinaison optimale de miscanthus, d'alpiste roseau et de panic raide, qui est trouvée en identifiant l'herbe avec le rendement en masse sèche le plus élevé dans chaque cellule de la grille (Fig. 5b, c supplémentaires).

Les graminées vivaces sont supposées être utilisées pour produire de l'éthanol de deuxième génération (2G) et du diesel Fischer-Tropsch (FT), à parts égales. Ce sont deux types courants de biocarburants qui devraient être produits à l'avenir pour l'atténuation du changement climatique dans le secteur des transports117, et sont des exemples représentatifs d'une voie de production biochimique (éthanol 2G) et thermochimique (diesel FT). Les données d'inventaire du cycle de vie pour produire des biocarburants sont résumées dans le tableau supplémentaire 8. La culture des graminées vivaces comprend les principales activités agricoles (préparation du sol, fertilisation, récolte) et est spécifique à chaque type de graminée vivace118. Les taux d'application d'engrais azotés (N), phosphorés (P) et potassiques (K) sont spécifiques au site et sont égaux à la teneur en éléments nutritifs de la biomasse récoltée plus les pertes dues à la volatilisation et au lessivage, les taux d'érosion du sol et les inefficacités d'absorption par les plantes118. La culture du mélange de graminées vivaces dans nos scénarios entraîne des impacts moyens pondérés du changement climatique de 151 et 220 kg CO2eq par tonne (sèche) de biomasse pour les cultures pluviales et irriguées119,120, respectivement. Une distance moyenne de transport de la biomasse du champ à la bioraffinerie de 200 km est supposée à une teneur moyenne en humidité de la biomasse de 17,5 %121 (avec un facteur d'émission de 0,171 kg CO2 par t-km122). Les émissions issues de la conversion industrielle de la biomasse en biocarburants sont supposées être de 115 kg CO2eq par tonne (sèche) de biomasse121,122,123 pour 2 G d'éthanol et de 8,3 kg CO2eq par tonne (sèche) de biomasse124 pour le diesel FT. L'efficacité de l'usine est de 45 % pour la production d'éthanol 2 G121 et de 53 % pour le diesel FT124, ce qui signifie que 23 et 27 % du potentiel de bioénergie primaire deviennent un potentiel énergétique final en termes d'éthanol 2 G et de diesel FT, respectivement. Les émissions de CO2 de l'installation de conversion de biocarburant disponibles pour le CSC sont de 0,160 kg CO2eq MJ−1121 provenant de la production d'éthanol et de 0,138 kg CO2eq MJ−1124 pour le diesel FT. Les émissions négatives des technologies CSC sont de −1046 kg CO2eq par tonne (sèche) de biomasse traitée121 pour l'éthanol 2 G et de −999 kg CO2eq par tonne (sèche) de biomasse traitée124 pour le diesel FT. Ces chiffres sont obtenus après l'inclusion des émissions du cycle de vie pour les intrants de la technologie CSC (par exemple, les intrants chimiques et énergétiques) (0,004 kg CO2eq par kg de CO2 séquestré)125 et une efficacité de capture du carbone de 90 %125 du dioxyde de carbone qui serait évacués des processus industriels de l'usine. Nous supposons que toutes les émissions de CO2 des processus industriels sont disponibles pour être capturées (à la fois les émissions de l'usine de gazéification et celles de la zone de production de chaleur et d'électricité). La pénalité énergétique pour l'introduction du CSC dans le système de bioraffinerie est de 4,4 % pour l'éthanol 2G et de 3,4 % pour le diesel FT31, et elle est modélisée par une consommation supplémentaire de biomasse (et les émissions du cycle de vie associées). Les émissions du transport de la bioraffinerie à la distribution sont supposées pour une distance moyenne de 100 km (5,1 kg CO2eq par tonne (sèche) de biomasse traitée121,126 pour l'éthanol 2G et 3,2 kg CO2eq par tonne (sèche) de biomasse traitée124 pour le diesel FT).

Pour estimer les potentiels d'atténuation du changement climatique du remplacement de l'essence (éthanol 2G) et du diesel (diesel FT), les émissions du cycle de vie des combustibles fossiles sont supposées être de 95,1 g CO2eq MJ−1 et 93,3 g CO2eq MJ−1127 pour le diesel et l'essence, respectivement. Le potentiel bioénergétique final (en GJ an−1) correspond à la réduction possible des combustibles fossiles et au potentiel d'atténuation qui en résulte. L'analyse tient compte des émissions des trois GES les plus importants (CO2, N2O et CH4), dont les impacts sont convertis en équivalents CO2 à l'aide du potentiel de réchauffement global pour un horizon temporel de 100 ans (GWP100).

Les données utilisées dans cette étude sont accessibles au public à partir des références fournies dans le document. Les données sur les terres cultivées abandonnées (pour les scénarios AC, AC + AC4 et AC + AC8), les données G4M et les données sur la repousse naturelle dans les terres cultivées abandonnées historiques sont disponibles sur https://doi.org/10.6084/m9.figshare.21901962. D'autres données nécessaires pour reproduire les résultats peuvent être collectées à partir des référentiels suivants : données de repousse naturelle de https://data.globalforestwatch.org/documents/carbon-accumulation-potential-from-natural-forest-regrowth-in-reforestable-areas /about (potentiel d'accumulation de carbone) et https://data.globalforestwatch.org/documents/d28470313b8e443aa90d5cbcd0f74163/about (gammes d'incertitude), rendements de la biomasse du GAEZ sous '3 - Rendement potentiel agro-climatique' sur https://gaez.fao .org/pages/data-viewer, les zones prioritaires pour la conservation de la biodiversité de https://zenodo.org/record/5006332#.Y8RrOJjMI2w et les zones de pénurie d'eau de la FAO AQUAMAPS sous « Distribution de la rareté physique de l'eau par bassin hydrologique majeur (Global) ' sur https://data.apps.fao.org/aquamaps/.

Le code personnalisé utilisé pour générer les résultats rapportés dans cet article est disponible sur demande auprès de l'auteur correspondant. Tout le code est développé en Python et MATLAB.

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Nous reconnaissons le soutien du Conseil norvégien de la recherche à travers les projets BioPath (294534), MITISTRESS (286773), Bio4Fuels (257622) et BEST (288047). Les simulations ont été réalisées sur des ressources fournies par le Laboratoire numérique d'écologie industrielle de NTNU. Nous remercions Bo Huang pour sa contribution à l'acquisition de données et au prétraitement des données climatiques d'entrée, Martin Dorber pour la version maillée des écorégions terrestres et Kajwan Rasul pour ses conseils lors de l'élaboration du code.

Financement en libre accès fourni par l'Université norvégienne des sciences et technologies.

Programme d'écologie industrielle, Département d'énergie et de génie des procédés, Université norvégienne des sciences et technologies, Trondheim, Norvège

Maren H. Gvein, Xiangping Hu, Jan S. Næss, Mark DB Watanabe, Ottavio Cavalett, Maxime Malbranque & Francesco Cherubini

Institut international d'analyse des systèmes appliqués (IIASA), Laxenburg, Autriche

Georges Kinderman

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MHG, JSN et FC ont conçu l'étude. MHG a produit et analysé les résultats et dirigé la rédaction de l'article. FC a contribué à la rédaction du document et des informations complémentaires. XH et JSN ont contribué à l'analyse et à la validation des données. MDBW et OC ont contribué avec des données d'inventaire pour la production de bioénergie, MM avec des projections de données sur la couverture terrestre future et GK avec des données de boisement G4M. Tous les auteurs ont contribué à interpréter les résultats et à éditer l'article.

Correspondance à Maren H. Gvein ou Francesco Cherubini.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

Communications Earth & Environment remercie Wei Li et les autres examinateurs anonymes pour leur contribution à l'examen par les pairs de ce travail. Rédacteurs en chef de la gestion principale : Jinfeng Chang et Clare Davis. Les rapports des pairs examinateurs sont disponibles.

Note de l'éditeur Springer Nature reste neutre en ce qui concerne les revendications juridictionnelles dans les cartes publiées et les affiliations institutionnelles.

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Réimpressions et autorisations

Gvein, MH, Hu, X., Næss, JS et al. Potentiel des stratégies terrestres d'atténuation du changement climatique sur les terres cultivées abandonnées. Commun Terre Environ 4, 39 (2023). https://doi.org/10.1038/s43247-023-00696-7

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Reçu : 01 juin 2022

Accepté : 01 février 2023

Publié: 16 février 2023

DOI : https://doi.org/10.1038/s43247-023-00696-7

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