L’ACV est conçue pour des systèmes de produits qui, selon la norme ISO 14 040 [36], concerne à la fois des biens et des services. La gestion des déchets correspond à un système de produit répondant à un service, celui de la collecte et du traitement des déchets, réalisé à partir d’un flux matériel : les déchets. Les ACV de gestion de déchets s’intéressent au cycle de vie d’un déchet, donc de sa collecte à son traitement en passant par les différentes valorisations possibles. L’hypothèse majeure qui en découle est que le flux de déchets entrant dans le système n’a aucune charge environnementale appelée aussi zero burden assumption. Ainsi, les étapes de fabrication, transport, et d’utilisation du « bien » avant qu’il ne devienne un déchet ne sont pas prises en compte dans l’ACV. L’application de l’ACV à la gestion de la fin de vie des produits présente certaines particularités et adaptations méthodologiques qui vont être illustrées grâce à un tour d’horizon, non exhaustif, des ACV déchets dans la littérature. Celles-ci concernent :
- des études de cas d’ACV de gestion de déchets « ménagers » publiées dans des revues internationales à comité de lecture,
- des études publiées dans des rapports commandités par des Länder (Allemagne) et réalisés par des centres de recherche et bureaux d’étude publics,
- des publications traitant des problèmes méthodologiques spécifiques aux ACV de gestion de déchets « ménagers »,
- une publication faisant un état de l’art sur des études de cas publiées en ACV de gestion de déchets [88]. Cet état de l’art a été réalisé sur des publications parues entre 2002 et 2007 (huit d’entre elles ont été également répertoriées dans l’état de l’art des études de cas ci-dessus).
Au total, plus d’une quarantaine de références a été examinée (cf. Annexe I-2). Alors que jusqu’en 2008, les publications étaient peu nombreuses, un boom a été constaté depuis
71 2010 [89]. Des publications relatives au TMB [90], à la gestion de la fraction organique [91], et aux traitements biologiques par compostage et/ ou méthanisation [92] sont apparues ces dernières années. Dans la revue ci-dessous, seules les publications jusqu’en 2008 ont été prises en compte.
L’analyse de ces publications et rapports passe en revue chacune des étapes de la mise en œuvre de l’ACV. Un focus plus particulier est réalisé pour les première et troisième étapes de l’ACV qui présentent les plus grandes adaptations à l’objet étudié, la gestion des déchets. L’objectif de cette analyse est d’identifier les principales caractéristiques de ces ACV de gestion de déchets en termes de particularités méthodologiques et de questions de recherche encore latentes.
2-3-1 Objectifs et champs de l’étude
L’évaluation environnementale de systèmes de gestion de déchets (ménagers) peut répondre a priori à plusieurs objectifs que sont entre autres l’amélioration de procédés de traitement au sein d’une filière, la sélection d’une alternative de gestion, le contrôle et la vérification a posteriori de la performance environnementale de toute une filière ou de procédés de traitement spécifiques. Cette évaluation environnementale peut, en outre, être réalisée à différentes échelles de territoire mais aussi dans divers pays et cadres contextuels, dans lesquels les problématiques de gestion de déchet ne sont pas identiques. C’est pourquoi, pour cette première étape, l’attention a été portée sur les objectifs, l’échelle de territoire impliquée et la localisation géographique des études d’ACV de gestion de déchets.
2-3-1-1 Objectifs de l’étude
Les ACV déchets étudiées s’appliquent soit à des filières de gestion de déchets, soit à des procédés et des technologies de traitement de déchets. Des objectifs différents sont poursuivis dans la réalisation de ces ACV et concernent :
- la sélection d’une filière ou d’un procédé, - l’amélioration d’une filière ou d’un procédé,
- l’implémentation de bases de données ou de connaissances relatives aux impacts des procédés de traitement,
72 - le contrôle de la cohérence de la mise en place d’une réglementation.
Au sein des études de cas analysées, la sélection et l’implémentation de connaissances sont les deux objectifs les plus fréquemment rencontrés.
La sélection
La sélection de filière, de procédé ou de technologie est l’objectif qui revient le plus souvent parmi les études de cas. Cette sélection peut être effectuée dans un contexte de révision, d’orientation ou de planification du choix de filière de gestion des déchets. Ces plans de gestion de déchets concernent aussi bien une ville en Autriche [93], qu’un district [94] ou une province [95] en Italie, ou encore un Etat américain [96].
D’autres études se positionnent comme élément d’aide au choix de filière ou de technologie d’une collectivité, sans être intégrées dans un réel processus d’aide à la décision, comme la révision des plans de gestion de déchets. Ces références concernent des choix de gestion de filière pour différentes fractions : les OMR essentiellement [97] [98] [99] [100] [101] [102], les Journaux-Revues-Magazines (JRM) [103], les déchets des marchés [104] ou pour l’ensemble des déchets biodégradables d’une ville (boues de stations d’épuration, déchets ménagers, déchets des abattoirs,…) [105].
Deux publications ont pour objectif de sélectionner le meilleur procédé de traitement parmi plusieurs bioréacteurs [106], ou plusieurs options de stockage des déchets ménagers [107].
Implémentation des connaissances sur les procédés et leurs impacts
Pour certaines études, les objectifs ne sont pas toujours évidents, comme le constate Cleary [88] dans son état de l’art. Les auteurs invoquent souvent la comparaison de filières ou de procédés de traitement, ce qui ne constitue pas un objectif. Sous ces termes de « comparaison » se cache souvent la volonté d’avoir une meilleure compréhension des impacts environnementaux d’une filière ou d’un procédé, en fournissant notamment de l’information sur les étapes et les procédés les plus et les moins contributeurs. Cet apport de connaissances est parfois un objectif secondaire dans l’étude, et constitue un complément à l’objectif premier de sélection d’un mode de traitement [108] [109] [106]. L’apport d’éléments d’information sur les impacts environnementaux vise également à mieux comprendre les intérêts et les limites de choix de filières [110] [111] [112] [113] [103] [97].
73 La mise en évidence des étapes les plus impactantes d’une filière, ou des impacts dominants d’une filière au regard d’autres alternatives de gestion de déchets peut servir à l’amélioration des filières en question, même si cela n’est pas annoncé comme un objectif dans les publications précédemment citées. Quelques études mentionnent cependant l’intention d’évaluer des systèmes dans le but de les améliorer, c’est l’objet du point suivant.
Amélioration
L’objectif d’amélioration concerne, d’une part, les filières avec la détermination de leviers d’action pour réduire les impacts sur les gaz à effet de serre [61] [114] [115] et, d’autre part, les procédés de traitement comme la gestion du biogaz en centre de stockage [109].
Enfin, même si un seul exemple a été relevé, les ACV de systèmes de gestion de déchets peuvent être menées pour vérifier la cohérence de la mise en place d’une réglementation nationale ou supra-nationale à un territoire local. Kirkeby [116] souhaite ainsi vérifier si la hiérarchie des traitements de déchets ménagers imposée par l’Europe est pertinente en termes d’impacts environnementaux à l’échelle locale.
2-3-1-2 Localisation géographique et échelle territoriale
Les objectifs poursuivis lors de la réalisation des « ACV déchets » sont liés en partie à l’échelle territoriale à laquelle le système s’applique, pouvant être source de différents enjeux environnementaux et/ou de gestion.
Quelques études sont parfois décontextualisées, notamment lorsqu’il s’agit d’obtenir des connaissances en termes d’impacts sur des procédés de traitement [107] [106], mais Cleary [88] observe dans son état de l’art que la grande majorité des publications provient de l’évaluation de cas réels.
L’évaluation de filières de gestion de déchets est réalisée principalement à une échelle locale, à savoir la ville et son agglomération, pour une quinzaine de cas et correspond plus à un objectif de sélection. Ce constat est confirmé par Cleary qui recense 17 publications sur 20 réalisées à l’échelle de la « municipalité ».
Des ACV ont également été menées à différentes échelles régionales, des plus petites comme le comté, le district ou la province [94] [99] [117], aux plus grandes comme la région ou l’Etat [118] [96]. Des ACV de gestion de déchets ont également été menées à l’échelle du
74 pays, notamment celui de l’Allemagne, par exemple pour mesurer les impacts du traitement par incinération [115], ou pour connaître l’évolution générale des impacts de la gestion des déchets ménagers entre 1990 et 2005 [119]. Les ACV menées à une échelle nationale ou à une grande échelle locale sont inscrites dans un contexte de planification de la gestion des déchets ménagers et fournissent des éléments d’information soit sur l’évaluation a posteriori de la mise en œuvre de plans, soit pour la réorientation de ces mêmes plans.
Si l’évaluation menée est globale, avec l’analyse d’une filière sur son cycle de vie, l’étendue du service rendu est en revanche majoritairement locale, à une échelle micro-économique.
2-3-2 Définition du système étudié
Après la détermination des objectifs, la définition du système est l’autre point essentiel de la première étape de l’ACV. L’inventaire et l’évaluation des impacts qui seront ensuite réalisés en dépendent. La définition du système repose sur la construction de l’unité fonctionnelle, le choix du flux de référence et les frontières fonctionnelles et temporelles propres au système en question.
2-3-2-1 Choix de l’unité fonctionnelle et du flux de référence
L’unité fonctionnelle doit être explicitée pour chaque étude et doit comporter de façon quantifiée les trois sous-unités de service, de produit, et de temps qui la définissent. Kirkeby [120] rappelle dans une publication dédiée à la modélisation d’ACV de systèmes de gestion de déchets avec le logiciel EASEWASTE que l’unité fonctionnelle doit à minima définir une quantité de déchets sur un territoire donné. Coleman [121] explique quant à lui que l’unité fonctionnelle doit décrire les fonctions primaires remplies par le système de gestion de déchets analysé. Selon lui, plusieurs types d’unités fonctionnelles sont acceptables et se valent. Il distingue deux catégories principales d’unité fonctionnelle, l’une qui exprime une quantité arbitraire de déchets, et l’autre qui traduit une quantité de déchet produite par une population sur un territoire donné. Il précise toutefois que des informations supplémentaires reliant la quantité et la qualité des déchets avec la population étudiée doivent être fournies.
75 L’unité fonctionnelle en ACV de gestion de déchets est donc relative à l’entrant et non au sortant (comme généralement dans les ACV produit) puisque la fonction principale est la gestion du déchet entrant dans le système.
Dans la pratique, Cleary [88] observe que seules 11 publications sur les 20 passées en revue fournissent une définition explicite de l’unité fonctionnelle. Dans la plupart des cas, cette unité fonctionnelle se limite à la quantification d’un flux de déchets traités, sans en mentionner le territoire. En outre, l’unité temporelle n’est pas toujours présente.
Concernant les études de cas, deux types d’unités fonctionnelles peuvent être distingués, se rapprochant de celles définies par Coleman :
- La collecte ou traitement ou gestion d’une quantité arbitraire de déchets produite sur un territoire donné (pour 11 études de cas), généralement « 1 tonne » [117] [106] [104] [103] [122] [123] [113] [108] [96] [107] [95].
- La collecte ou traitement ou gestion de la quantité de déchets produite par une collectivité donnée sur une année (pour 10 études de cas) [97] [110] [102] [94] [93] [100] [101] [112] [124] [125]. Dans cette seconde catégorie d’UF, l’unité de temps n’est pas toujours explicite.
Certaines publications ne mentionnent pas l’unité fonctionnelle retenue (7 études), comme la majorité des rapports d’étude allemands. Enfin, certaines unités fonctionnelles sont décontextualisées et ne donnent qu’une quantité arbitraire de déchet à traiter, mais précisent les performances de traitement de l’installation [107] [106].
La définition des unités fonctionnelles de systèmes de gestion de déchets ne sont pas toutes satisfaisantes dans la pratique car elles ne renseignent pas explicitement les trois sous-unités. En revanche, la quantité de déchets est toujours donnée. Cette quantité est généralement associée à un flux de déchets particulier, le flux de référence du système.
Les études de cas limitent leur champ d’étude aux déchets produits sur le territoire de la collectivité responsable de leur collecte et de leur traitement. La composition de ces flux de déchets n’est pas forcément explicitée, contrairement à ce que recommande Coleman [121]. La majorité des études se concentre sur les déchets municipaux et les déchets ménagers, qui regroupent plusieurs fractions (OMR, emballages, encombrants) et plusieurs producteurs (particuliers et collectivité) pour les déchets municipaux. D’autres études se focalisent seulement sur une fraction particulière de déchets : les JRM [103], la FFOM [108], les
76 déchets de marché [104], les boues de STEP [112], l’ensemble des déchets organiques solides et liquides produits sur une collectivité [105].
2-3-2-2 Frontières des systèmes : fonctionnelles et temporelles
Outre l’unité fonctionnelle qui quantifie le service rendu par le système en un temps et sur un lieu donné, les systèmes sont cadrés par les limites « fonctionnelles » et temporelles que le praticien fournit. Les limites fonctionnelles en ACV de gestion de déchets vont concerner les étapes de la filière qui seront prises en compte ainsi que les fonctions rendues par le système. Les frontières temporelles sont liées essentiellement aux fenêtres temporelles des émissions et aux horizons temporels des impacts.
Etapes du cycle de vie prises en compte
La revue de Cleary [94] montre que la filière est majoritairement évaluée dans son intégralité en incluant la collecte, le traitement et le transport des déchets. Les impacts liés à la construction des infrastructures sont parfois intégrés à l’ACV (pour trois cas) [106] [94] [101], mais sont généralement exclus, de manière explicite ou implicite.
Les publications méthodologiques sur l’ACV en gestion de déchets [126] [120] [127] [128] s’accordent sur la nécessité de prise en compte de l’intégralité de la filière dans les ACV de systèmes de gestion de déchets. Le « berceau à la tombe » correspond ici au « pas de porte de l’habitant, pour les déchets ménagers, jusqu’à l’élimination finale des refus » et comprend la collecte, le transport et la valorisation des sous-produits.
Dans la pratique, la majorité des ACV déchets concerne l’évaluation de filières et intègre l’ensemble de ces étapes dans l’analyse. Toutefois, pour ces ACV « filière », certaines étapes sont parfois exclues car supposées identiques entre toutes les alternatives ; c’est le cas des étapes de collecte dans l’étude de Cherubini [100]. Certaines étapes sont parfois exclues sans que cela soit réellement justifié, comme le devenir des sous-produits sur un TMB [97] [98], ou le transport de la FFOM, du compost et des refus [108]. Enfin, l’incertitude sur les données ou le manque de données disponibles font que certaines étapes ne peuvent pas être modélisées, comme la prise en compte du recyclage [100] ou le devenir dans le sol du compost [108]. En revanche, une étude [101] mentionne explicitement la prise en compte des cycles de vie de toutes les infrastructures nécessaires à la réalisation du service de gestion des
77 déchets, comme les installations de traitement, les camions, et même les bacs de collecte. Les trois études qui se focalisent uniquement sur des procédés de traitement ne prennent pas en compte l’ensemble de la filière, car cela ne présente pas d’intérêt au regard des objectifs d’évaluation fixés.
Conséquences des limites fonctionnelles des systèmes
La gestion des déchets génère des impacts, mais certains procédés de traitement permettent de récupérer de l’énergie, de recycler certains matériaux et de valoriser la fraction organique des déchets ménagers. Dès lors, ces fonctions de « valorisation » s’ajoutent à la fonction principale de collecte, de traitement et d’élimination des déchets. Les systèmes de gestion de déchets ont la particularité d’être multifonctionnels. Ces co-fonctions ne pouvant être évitées dans la construction des systèmes, des procédures d’allocation doivent être menées pour assurer leur comparabilité, tel que cela a été expliqué dans la partie 2-2.
Les publications méthodologiques sur les ACV de gestion de déchets recommandent de modifier les frontières du système par la construction de fonctions additionnelles garantissant la comparabilité des systèmes [121] [129]. Ces fonctions additionnelles peuvent être intégrées soit par addition, soit par soustraction [130]. Les auteurs ont plutôt tendance à préconiser la substitution par soustraction pour la récupération de matière, la production d’énergie et la valorisation de matière organique [121] [129].
Dans la pratique, la question de l’allocation en gestion des déchets semble peu discutée dans les études de cas, même si le problème de multifonctionnalité se présente quasiment pour chaque système évalué. Dans la majeure partie des cas, l’allocation est traitée par extension des frontières du système. Il existe une étude procédant à la répartition des charges environnementales des sous-produits selon leur « exergy content » [100], une autre selon leur valeur économique [125]. La modification des frontières du système est presque exclusivement réalisée par soustraction et occasionne des impacts évités. Seule une étude choisit l’extension du système par addition [105]. Si les hypothèses concernant le choix et les performances des process substitués sont de temps à autre expliquées [104] [110] [116] [94] [113] [107] [105], la méthodologie d’allocation est rarement remise en question. En outre, ces hypothèses de substitution sont généralement noyées dans la masse d’information et ne sont pas regroupées dans un paragraphe dédié. Enfin, de nombreuses études présentent leurs résultats d’impacts « nets », en sommant les impacts évités et générés. Si cela est conceptuellement concevable pour l’augmentation de l’effet de serre, la présentation de
78 résultats agrégés est trompeuse car elle peut donner l’illusion de l’existence d’un « puits de CO2 » permettant sa séquestration si le résultat net est négatif. Pour l’ensemble des autres catégories d’impacts, cette agrégation n’a pas de sens car les impacts sont régionaux voire locaux et ne peuvent s’additionner. Quelques études cependant distinguent les impacts générés ou évités [107] [109].
Les limites temporelles des systèmes
La définition de la sous-unité de temps de l’unité fonctionnelle fait souvent défaut dans les ACV de gestion de déchets. Quand cette unité est explicite, l’évaluation s’intéresse généralement à la durée du service, souvent prise égale à une année. Cependant, tous les procédés de traitement ne génèrent pas des émissions quasi-instantanées comme l’incinération. Ainsi, les émissions dues à la dégradation de la fraction organique en stockage ont lieu sur du long terme et la question demeure sur la prise en charge des émissions au-delà de l’année considérée. Cette question met en évidence les différents horizons temporels qui se superposent en ACV de gestion de déchets.
Les publications méthodologiques d’ACV de gestion de déchets traitent cette question du choix de l’horizon temporel avec le stockage. Le choix d’un horizon temporel de 100 ans, qui correspond à la durée de vie moyenne du CO2 dans l’atmosphère, se calque sur le consensus établi par la communauté scientifique spécialisée [129] [130] [127]. Ce choix semble en outre être justifié par le fait que cela correspond à la durée moyenne au bout de laquelle un centre de stockage est stabilisé ; au-delà, les émissions résiduelles sont censées être infimes. Pourtant, la courbe des émissions du stockage est asymptotique au-delà de 30 ans, donc bien avant l’horizon temporel fixé à 100 ans. Finnveden [128] remarque également que ce choix correspond à l’échelle de vie humaine et intègre les impacts pour les générations suivantes les plus proches. Enfin, Finnveden [130] a constaté dans la pratique que cet horizon temporel pouvait varier de l’ordre d’une quinzaine d’années à un temps infini. Dans ce dernier cas, les résultats d’impacts sont surévalués et correspondent aux impacts potentiels maximum.
2-3-3 Evaluation et interprétation des impacts
L’évaluation des impacts comprend, d’une part, la sélection de catégories d’impact, d’indicateurs de catégories et de modèles de caractérisation et, d’autre part, la classification des résultats d’inventaire et leur caractérisation en impacts. Cette troisième étape de l’ACV
79 est mise en œuvre à l’aide de logiciels dédiés qui proposent une sélection de méthodes de caractérisation. L’utilisation d’une méthode de caractérisation implique un choix implicite de certaines catégories d’impact. Le praticien peut également opter pour une méthode de caractérisation, et sélectionner au sein de celle-ci, parmi les catégories d’impact disponibles, celles qu’il souhaite analyser.
2-3-3-1 Méthodes de caractérisation
La présentation de la méthodologie de l’ACV dans la partie 2-1-5 a montré que les