Après avoir rappelé les origines et le développement de l’ACV, les principes généraux de cet outil sont expliqués et les principaux domaines d’application sont présentés. Ensuite, les quatre étapes qui constituent la méthodologie ACV sont passées en revue.
2-1-1 Historique de l’ACV
La pratique, la recherche et le développement en Analyse du Cycle de Vie (ACV) sont aujourd’hui encadrés de manière consensuelle à une échelle internationale. En effet, le cadre conceptuel de l’ACV et ses lignes directrices ont été, dans un premier temps, rédigés dans les normes ISO 14 040 [36] et ISO 14 044 [37], toutes deux révisées en 2006, et portant respectivement sur les « principes et cadre » et sur les « exigences et lignes directrices » de l’ACV. Aujourd’hui, The European Platform on LCA à l’Institut pour l’Environnement et la Soutenabilité (IES) du Joint Research Centre (JRC) de la Commission Européenne produit des guides de bonnes pratiques « ILCD Handbook » [38] [39] [40] donnant des lignes directrices pour la pratique de l’ACV selon le domaine d’application. Ce sont des guides pour la modélisation des systèmes (bases de données ELCD (European Life Cycle Data), frontières, règles d’allocation), un format de référence international pour les données du cycle
41 de vie (International Reference Life Cycle Data System (ILCD)) et les méthodes de calcul des impacts. Au niveau international, la plateforme du Life Cycle Initiative à l’initiative du Programme de Nations Unies (PNUE) et la Society of Environmental Toxicity and Chemistry (SETAC) permettent des échanges de bonnes pratiques, la diffusion des connaissances et l’émergence de travaux de recherche méthodologiques pour répondre notamment au cadre décennal des programmes d’encouragement aux modèles de production et de consommation durables, issus du Sommet mondial de Johannesburg en 2002 sur le Développement Durable. La recherche en ACV peut s’appuyer et affirmer sa reconnaissance par l’existence depuis 1996 d’une revue internationale scientifique dédiée, International Journal of Life Cycle Assessment.
En France, les premiers cas de pratique et de recherche en ACV datent du début des années 90 avec deux Ecoles impliquées : l’ENSAM de Chambéry (Daniel Froehlich) et l’INSA de Lyon (Patrick Rousseaux). Cette pratique s’est ensuite essoufflée à la fin des années 90 pour reprendre doucement vers le milieu des années 2000, d’abord par une simple utilisation de l’outil par des bureaux d’études (Bio Intelligence Service, Evea Conseil, PWC Ecobilan …), puis par de la R&D dans de grands groupes industriels (Renault, EDF, Véolia Environnement…). La recherche publique s’est également mobilisée sur la méthodologie et l’applicabilité de l’ACV, avec notamment l’Ecole des Mines de Paris (Isabelle Blanc) et la création des différents réseaux de chercheurs en France : création de la plateforme régionale ELSA (Environmental Life-cycle and Sustainability Assessment) à Montpellier en juin 2009, création en décembre 2011 du réseau AgorACV de chercheurs et enseignants-chercheurs en ACV des régions Bretagne-Pays de la Loire, et création du réseau national EcoSD de chercheurs et enseignants-chercheurs en Eco-conception en janvier 2012. Ces réseaux ont tous pour vocation de favoriser les discussions entre chercheurs afin de faire émerger des questions de recherche méthodologiques et de diffuser les connaissances et bonnes pratiques.
Si, notamment au regard du contexte français, l’évaluation environnementale par l’ACV apparaît comme un thème de recherche porteur, il faut pourtant rappeler que les prémices de cette démarche d’analyse environnementale remontent à environ un demi-siècle aux Etats-Unis. C’est en effet dès la fin des années 60 que se développe l’outil « Resources and Environmental Profiles Analyses » (REPA) aux Etats-Unis. Cet outil permet l’évaluation environnementale d’un produit, grâce à un inventaire quantifié de ses consommations de matière et d’énergie et de ses rejets, tout au long de son cycle de vie [35]. Il faudra cependant
42 attendre 1979 avec la création aux Etats-Unis de la SETAC pour voir apparaître les premières ébauches méthodologiques de calcul des impacts. La SETAC est une société professionnelle, à but non lucratif, qui, par le regroupement interdisciplinaire de scientifiques ainsi que leurs échanges sur les meilleures connaissances disponibles, vise à apporter des solutions aux problèmes d’impact des substances chimiques et de la technologie sur l’environnement [41]. Pionnière en matière de développement de l’ACV, la SETAC publie en 1993, un guide de bonnes pratiques [42], définissant les quatre étapes de réalisation d’une ACV. La parution de cet ouvrage, faisant suite à un congrès de la SETAC Europe organisé en 1991 par le Centre des Sciences de l’Environnement de l’Université de Leiden aux Pays-Bas [35], marque le point de départ de la recherche en ACV en Europe. Le développement de l’ACV tant en matière de recherche qu’en utilisation pour la réalisation d’évaluations environnementales, crée le besoin de statuer consensuellement sur une définition de l’outil et sur sa mise en œuvre. C’est ainsi que l’ISO effectue entre 1997 et 2000 les premières étapes de normalisation de l’ACV, en publiant la norme ISO 14 040 sur les « principes et cadre » de l’ACV, et les normes connexes ISO 14 041, 14 042 et 14 043. Ce travail de normalisation sera achevé en 2006 avec la révision de la 14 040 et la refonte des 14 041, 14 042 et 14 043 dans la norme ISO 14 044.
2-1-2 Les principes et domaines d’application de l’ACV
Comme rappelé dans l’historique, les principes de l’ACV sont définis dans la norme ISO 14 040, dernièrement révisée en 2006.
Principes de l’ACV
L’ACV est un outil de management environnemental normalisé, au même titre que l’ensemble des méthodes issues de la série des normes ISO 14 000 : le système de management environnemental (norme ISO 14 001), l’évaluation de la performance environnementale (ISO 14 031), l’étiquetage et les déclarations environnementales (ISO 14 020), la communication environnementale (ISO 14 063) et la quantification et la déclaration des gaz à effet de serre (ISO 14 064) [35]. Cette normalisation de l’ACV n’a pas un but de certification mais de formalisation d’un cadre conceptuel. L’ACV présente la particularité d’évaluer les impacts environnementaux potentiels d’un produit ou d’un système,
43 du « berceau à la tombe » soit tout au long de son cycle de vie, depuis l’extraction de matières premières jusqu’à l’élimination finale du produit ou des sous-produits dans le cas d’un système. L’ACV se distingue de ces autres méthodes de management environnemental par une caractéristique d’exhaustivité qui se traduit de deux façons : la notion de cycle de vie d’une part, et une évaluation d’un grand nombre d’impacts environnementaux potentiels, d’autre part.
La pensée cycle de vie permet, lors de l’évaluation environnementale d’un système, d’identifier les éventuels transferts de pollution entre deux étapes, lorsque par exemple la modification d’un processus diminue certes les impacts qu’il génère, mais augmente de manière significative ceux liés aux autres étapes du système. Finalement, cette notion de cycle de vie s’intègre au volet environnemental de la durabilité d’un système [43], puisqu’en évaluant celui-ci sur tout son cycle de vie, des transferts d’impact potentiel peuvent être détectés puis évités.
L’évaluation environnementale en ACV s’appuie sur une analyse la plus exhaustive possible prenant en considération tous les aspects de l’environnement naturel, de la santé humaine et des ressources [36]. L’ACV permet ainsi d’obtenir un bilan quantifié des impacts environnementaux potentiels d’un système [43] en suivant la démarche définie dans la norme. Le respect de cette démarche permettra alors, selon les hypothèses retenues, de comparer entre eux les résultats de plusieurs alternatives à un système.
La réalisation d’une ACV se déroule selon une démarche itérative structurée en quatre étapes (cf. Figure 8), définies dans la norme:
- définition des objectifs et du champ de l’étude, - inventaire des entrants et des sortants,
- évaluation des impacts, - interprétation des résultats.
44
Figure 8 : l’ACV, une démarche itérative en quatre étapes
Chacune de ces étapes est décrite succinctement dans les paragraphes suivants après avoir fait un panorama des domaines d’application possibles de l’ACV.
Domaines d’application
L’ACV s’est développée sur des terrains diversifiés, pour répondre à des besoins différents en termes d’évaluation environnementale. Ainsi, l’ACV n’est plus seulement réservée au développement, à l’amélioration ou à l’éco-conception d’un produit (ou d’un système), elle est aussi utilisée dans des contextes de sélection, de marketing vert, d’éco-labellisation, d’affichage environnemental, de réglementation, et de planification de politiques publiques [35] [44].
L’utilisation originelle de l’ACV, à des fins de développement, d’amélioration ou conception de produits est encore aujourd’hui la plus courante [35]. Le travail d’éco-conception vise à améliorer un produit d’un point de vue environnemental sur l’ensemble de son cycle de vie, tout en maintenant ses autres caractéristiques (qualité, performance, coût de revient,…) au pire constantes. Cette démarche a priori cible les étapes du cycle de vie les plus impactantes, les quantifie, et identifie les possibles transferts d’impacts. L’ACV est utile dans l’éco-conception afin d’orienter et de valider des propositions de nouveaux produits ou d’amélioration sur de l’existant. L’éco-conception est une démarche aujourd’hui répandue, appliquée à tous les secteurs industriels, quelle que soit la taille de l’entreprise, car elle permet
Définition des objectifs et du champ de l’étude Inventaire des entrants et des sortants Evaluation des impacts Interprétation des résultats
45 aussi de répondre à une demande accrue en produits à haute performance environnementale [44].
L’éco-labellisation est une démarche volontaire visant à informer, sous couvert d’homologation, les consommateurs sur les caractéristiques environnementales d’un produit. Elle permet donc aux consommateurs de vérifier les performances environnementales d’un produit. Toutes les formes d’éco-labellisation n’utilisent pas l’ACV, mais elles font toutes appel à une approche cycle de vie pour évaluer leurs produits. L’ACV étudie le volet environnemental, avec la quantification des impacts environnementaux et le développement ultérieur d’une stratégie pour leur réduction, mais elle ne couvre pas tous les besoins d’un écolabel. L’ACV ne renseigne pas par exemple sur les impacts d’un produit sur la santé humaine. L’ACV constitue donc un outil utile pour appuyer une démarche d’éco-labellisation, et sera utilisée en complément d’autres outils.
Le marketing vert se différencie selon les cibles touchées et les objectifs visés. L’ACV est utilisée par les entreprises et les professionnels en tant qu’outil de communication environnementale sur leurs produits. Ce marketing vert vise essentiellement le consommateur, soit pour l’informer des caractéristiques environnementales d’un produit placé sur le marché, soit pour mettre en concurrence un produit avec ceux d’autres marques. L’ACV apporte dans les deux cas des arguments quantitatifs, si la revue critique les valide, pour fournir des informations supplémentaires, ou pour mettre en œuvre une stratégie de marketing et de concurrence sur les produits.
Les politiques publiques nationales se sont orientées ces dernières années vers l’affichage environnemental. L’affichage environnemental a pour but de sensibiliser les consommateurs aux impacts environnementaux des produits qu’ils achètent. Contrairement à l’éco-labellisation, cette démarche est mise en œuvre à un niveau national, et ne répond pas de la volonté des entreprises. L’ACV n’est pas le seul outil disponible pour réaliser cette évaluation environnementale, en revanche, il est de plus en plus utilisé, comme l’atteste la plate-forme sur l’affichage environnemental de l’ADEME et de l’AFNOR [45]. Seize catégories de produits de consommation sont visées en France par l’affichage environnemental [46]. De nature variée, ces catégories concernent entre autres l’alimentation (humaine et animale), l’habillement textile, les équipements de consommation électriques et électroniques, l’automobile, l’ameublement.
46 L’ACV peut être employée comme outil prospectif, pour la planification et le choix de politiques environnementales, comme par exemple lors la révision des Plans départementaux de Prévention et de Gestion des Déchets Non Dangereux- PDPGDND.
La sélection d’un produit ou d’une filière selon des critères environnementaux est aussi un des objectifs de l’ACV. La sélection de produits est utilisée en éco-conception, pour le choix de nouveaux produits, en communication, pour rivaliser avec un produit concurrent, alors que la sélection de systèmes est adaptée à la planification environnementale.
2-1-3 La définition des objectifs et du champ de l’étude
La définition des objectifs et du champ de l’étude constitue la première étape dans le processus de construction d’une ACV. Elle permet d’une part de poser le cadre dans lequel l’ACV est effectuée, à savoir dans quel contexte se place l’étude, et quelles en sont les attentes et les objectifs. D’autre part, cette première étape a également pour but de définir les caractéristiques de l’objet d’étude que sont le système étudié et ses frontières, le choix de l’unité fonctionnelle et des scénarios alternatifs.
Contexte et objectifs de l’étude
Avant même de décrire le système faisant l’objet d’une ACV, la norme ISO 14 040 recommande d’exposer les motifs qui ont conduit à sa réalisation, d’expliquer à qui s’adressent les résultats attendus (public concerné), et à quoi ceux-ci sont destinés (application envisagée). En effet, quel que soit le domaine d’application (filière déchets, transport ou énergie, éco-conception…), une ACV peut être réalisée pour divers motifs que sont [47] :
- l’amélioration d’un produit ou l’optimisation d’une filière, - la conception d’un nouveau produit (éco-conception),
- la labellisation environnementale d’un produit ou d’une filière, - la sélection de certains produits, procédés ou de certaines filières.
La définition des objectifs est nécessaire et préalable à la définition du système étudié (choix des hypothèses, frontières, …). La définition du système étudié est dépendante des objectifs et de l’application attendue de l’ACV [47] et renvoie au fait que l’ACV est effectivement « goal dependent ».
47 L’unité fonctionnelle
La mise en œuvre d’une ACV repose sur la comparaison de systèmes, afin de pouvoir répondre à l’objectif retenu, qu’il s’agisse d’amélioration, d’optimisation, de sélection d’un produit, d’un procédé ou d’une filière. Dans la pratique, un scénario de référence est construit, auquel sont comparées plusieurs alternatives. Pour rendre la comparaison possible entre ces systèmes, il leur faut une unité commune, que l’on nomme unité fonctionnelle [48]. L’unité fonctionnelle est définie comme la performance quantifiée des systèmes selon la norme ISO 14 040. Elle correspond à la première donnée quantitative intégrée dans l’ACV, et est considérée en ce sens comme le point clef de la modélisation [49]. L’unité fonctionnelle intègre la ou les fonctions du système et repose, à minima, sur la définition de trois sous-unités [50] que sont :
- une unité de service ; - une unité de produit ; - une unité de temps.
L’unité de service correspond à une description quantitative de la fonction du système étudié. L’unité de temps inscrit le service rendu dans une durée, tandis que l’unité de produit permet de quantifier le flux de référence (quantité de produit entrant ou extrant nécessaire pour réaliser la fonction décrite). Le flux de référence permet de préciser la nature et la quantité de « flux de matière » nécessaire pour satisfaire l’unité fonctionnelle. Les choix de la fonction du système, de l’unité fonctionnelle et du flux de référence fournissent ainsi un référentiel commun à l’ensemble des systèmes pour analyser leurs impacts environnementaux.
Il faut veiller à ce que l’unité fonctionnelle choisie traduise, avant tout, la fonction principale d’un système et non ses co-fonctions. Les co-fonctions d’un système ne peuvent pas être au cœur de l’unité fonctionnelle car cela entraîne des biais très importants sur les résultats et les conclusions. Les co-fonctions peuvent alors faire partie d’une unité fonctionnelle traitant en premier lieu de la fonction principale ou être traitées par des règles d’allocation (explicitées plus loin).
Le système et ses frontières
Parallèlement à la définition de l’unité fonctionnelle, il convient, conformément à la norme, de décrire le système auquel l’évaluation va s’appliquer ainsi que les frontières qui le
48 délimitent. Cette description doit positionner le système au regard des sphères économique et environnementale avec lesquelles il est en relation, par respectivement des flux de produits et des flux élémentaires (consommations de ressources et rejets dans l’environnement) [43]. Le choix des frontières du système est issu d’une réflexion portant sur la pertinence d’inclure ou d’exclure un process, de prendre en compte ou non certaines étapes, et de considérer quels sont les flux entrants et sortants au regard de la fonction étudiée et des objectifs poursuivis [51]. L’approche cycle de vie étant « infinie », dans le sens où il est toujours possible de remonter en amont dans l’arbre des procédés, des seuils de coupure peuvent être définis, permettant d’inclure ou d’exclure certains entrants et sortants du cadre d’analyse. Ces seuils sont déterminés selon des critères massiques et énergétiques. Les flux ne sont alors pas comptabilisés dans le système s’ils sont en-deçà des seuils fixés et qu’en outre la pertinence environnementale de leur prise en compte n’a pas été prouvée.
La sélection de scénarios alternatifs
L’ACV fournit des résultats relatifs (et non absolus) du fait de la nécessaire comparaison d’un système à ses alternatives, afin de pouvoir évaluer les effets de la modification des procédés, des flux de matières utilisés, etc… Si la sélection du scénario de référence importe, il faut également veiller à ce que les alternatives proposées satisfassent strictement l’unité fonctionnelle choisie pour le scénario de référence, afin de les rendre comparables. Pour cela, toutes les alternatives doivent remplir les mêmes fonctions principales et posséder les mêmes frontières. Dans le cas d’alternatives multifonctionnelles et non toutes identiques entre elles en nature et en quantité, des règles d’allocation doivent être mises en place. Elles permettent d’attribuer de façon plus ou moins artificielle une partie de la charge environnementale de l’alternative à la fonction commune étudiée [52]. En effet, l’affectation d’une charge environnementale à un flux élémentaire n’est pas évidente lorsque cette charge n’est pas uniquement liée au flux de référence mais aussi à des co-fonctions. Ces règles d’allocation peuvent s’appliquer aussi bien à des process inputs que multi-outputs. Dans le cas multi-inputs, le processus élémentaire a également pour fonction de transformer d’autres inputs que le flux de référence. La charge environnementale associée au processus est donc à répartir entre les différents produits entrants. Dans le cas d’un processus multi-outputs, le processus élémentaire engendre d’autres coproduits, outre le flux de référence, qui ne correspondent pas à la fonction étudiée par l’ACV. La charge
49 environnementale associée au processus est donc à répartir entre les différents produits sortants.
Quand l’allocation est inévitable, la norme ISO 14 040 recommande de procéder d’abord à une extension du système, puis à une répartition des charges environnementales selon un critère de causalité physique, et enfin à une répartition selon d’autres principes de causalité, comme l’allocation économique [48]. Heijungs et Guinée [53] préfèrent séparer ces règles d’allocation en deux approches, comme le montre la Figure 9.
Figure 9 : Règles d’allocation utilisées en ACV pour les process multi-fonctionnels
Pour obtenir des systèmes comparables avec des fonctions équivalentes, il est possible de recourir soit à une extension des frontières, correspondant à la première modalité d’allocation recommandée dans la norme ISO 14 4040, soit à une répartition des charges environnementales à partir de facteurs d’allocation, correspondant aux deux dernières modalités de cette même norme.
Process multi-fonctionnels Multi-inputs/outputs
Comparabilité des systèmes ?
Règles d’allocation
Extension des frontières
Répartition avec des facteurs d’allocation Soustraction Addition Conceptuellement équivalent Critères physiques Critères économiques Autres règles d’allocation
50 L’extension des frontières du système consiste soit à soustraire soit à ajouter une ou plusieurs fonctions au système. Cette approche est détaillée dans la Figure 10.
Figure 10 : Procédures d’allocation par modification des frontières : extension ou substitution
Le schéma de la Figure 10 est inspiré des travaux de Tillman et al. [51] qui ont démontré l’équivalence conceptuelle de l’extension des frontières par addition et par soustraction. Ce schéma se place dans le cas de process multi-outputs. Soient deux systèmes 1 et 2 à comparer et analyser au regard de la fonction A. Le système 2 répond également à une autre fonction B. Par l’approche d’extension des frontières, on peut, de manière équivalente, ajouter au système 1 un process « n°3 » qui produit la fonction B, ou retirer au système 2 ce