Intérêts de l’ACV pour l’évaluation de la biodiversité dans un contexte urbain

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Interaction entre le système urbain et la biodiversité

L’urbanisation est un phénomène démographique se traduisant par une tendance à la concentration de la population dans les villes. Elle conduit à l’intensification et à l’étalement des systèmes urbains. Ces derniers résultent de l’imbrication de plusieurs échelles spatiales : les produits de construction composent des bâtiments, les bâtiments constituent des quartiers qui, à leur tour, forment le système urbain. Un système urbain fait référence à un ensemble d’opérations et d’aménagements adaptés aux activités humaines.

Il sert de support à une ou plusieurs fonctions précises et indispensables au développement humain (lieux de vie, de travail, de production, etc.). Il doit évoluer en permanence afin de s’adapter au dynamisme économique et au mode de vie des citadins. Ce système adaptatif implique donc la circulation permanente de flux de matières, d’énergies et de personnes qui assurent sa fonctionnalité et son attractivité. En ce sens il peut s’apparenter à un métabolisme ou à un écosystème : il rassemble toutes les fonctionnalités nécessaires à la soutenabilité de l’espèce humaine et évolue en même temps qu’elle. Les systèmes urbains sont implantés dans des milieux plus ou moins naturels et les rapports qu’ils entretiennent avec la biodiversité sont complexes. Les systèmes urbains sont fortement dépendants de la biodiversité, notamment en termes d’approvisionnement en ressources (matières premières pour la construction, eau, nourriture, etc.), mais, dans le même temps, ils la dégradent dangereusement. Outre cette équation complexe, système urbain et biodiversité sont en perpétuelles interactions, c’est-à-dire qu’ils réagissent réciproquement l’un sur l’autre, soit sous forme de dépendance, soit sous forme d’impact. Les différents niveaux d’interactions qui se jouent entre les systèmes urbains et la biodiversité sont synthétisés dans la Figure I-3 et développés dans les parties suivantes.

Influence du système urbain sur la biodiversité

Système urbain, pression sur la biodiversité in-situ et ex-situ

Afin d’accueillir une population grandissante (ONU, 2019; Primack et al., 2012), les systèmes  urbains se développent et se ramifient. En 1800, seulement 2% de la population mondiale est urbaine (ONU, 2001), en 2014 elle atteint 54% (ONU, 2014) et pourrait dépasser 68% en 2050 (ONU, 2018). Cette expansion se réalise au détriment des milieux dans lesquels les systèmes urbains sont implantés. En France par exemple, l’équivalent de la surface moyenne d’un département est artificialisé tous les sept ans (Laugier, 2012), si bien qu’en 2015, 9.3% des terres sont urbanisées (Gouvernement.fr, 2018). Chaque année, 0.8% des terres agricoles ou naturelles sont artificialisées (Gouvernement.fr, 2018). Au niveau mondial, la densité croissante des systèmes urbains affecte les modèles spatiaux d’utilisation des terres si bien que leur superficie a doublé de 1992 à 2015, à la défaveur des milieux agricoles et naturels (IPBES, 2019). À cela s’ajoutent les effets des infrastructures de transport qui relient les villes les unes aux autres et augmentent la perte et la fragmentation des habitats naturels (IPBES, 2019; Mckinney, 2002). Autrefois anecdotique, il est aujourd’hui reconnu que l’urbanisation engendre une perte durable et croissante des habitats naturels ou semi-naturels (Grimm et al., 2008) en modifiant les conditions biotiques (interactions entre organismes vivants) et abiotiques (propriétés physico-chimiques) des écosystèmes (Nappi-Choulet et al., 2015).

L’espace urbain est un écosystème dominé par le minéral et dans lequel la nature a du mal à s’exprimer. Considérée autrefois comme un élément de décor, la nature était présente sous forme d’éléments de verdures, et domptée à l’aide de produits phytosanitaires pour la rendre « propre » (CNRS, 2010) : jardins à la française, alignements d’arbres, etc. Hygiénistes, l’utilité de ces éléments de verdures pour les autres éléments de biodiversité est très limitée : la diversité spécifique et les interactions biologiques au sein de ces milieux sont fortement réduites. Après les Trente Glorieuses, période de reconstruction du pays, la nature n’est pas vraiment prise en compte dans les politiques d’aménagement. Ces dernières ne prennent pas en considération les caractéristiques intrinsèques des territoires (géographie, histoire, végétation, hydrographie, etc.), ni les impacts des aménagements sur l’environnement.

Pourtant, ces impacts vont bien au-delà des frontières géographiques du système : pour s’adapter à la dynamique des citadins, le système urbain est en permanence traversé par des flux de matières et d’énergies. Les conséquences écologiques du mode de vie urbain ne se limitent donc pas au niveau local, elles atteignent un niveau global et planétaire. La contribution du secteur de la construction au réchauffement climatique illustre valablement ce constat. En effet, chacune des différentes étapes du cycle de vie d’un bâtiment (extraction des matières premières, fabrication des matériaux, transport jusqu’au lieu d’implantation, processus de construction, vie en œuvre du bâtiment, remplacement et fin de vie des déchets) produit des GES. D’après la plus grande expérimentation menée à ce jour sur le parc de bâtiments neufs français, la moitié de ces GES est imputable à la production et à la consommation d’énergie nécessaire à la vie en œuvre des bâtiments (postes à énergies réglementaires ou spécifiques), l’autre moitié à la fabrication et au transport des produits de construction et des équipements (HQE Performance, 2012). Dans certains cas, les émissions cachées (qui ne sont pas émises pendant la vie en œuvre) peuvent atteindre 90% des émissions des GES totales .

Système urbain, support de biodiversité

Au cours des années 1980, l’aspect récréatif de la nature est délaissé au profit de l’aspect paysager et,
partir des années 1990 (CNRS, 2010), la « nature en ville » se rationalise et se réfléchit dans sa complexité systémique. Elle est envisagée sur le long terme, en considérant sa diversité et sa fragilité (mode de gestion respectueux). Il est aujourd’hui reconnu que les espaces urbains peuvent contribuer de manière globale à la conservation de la biodiversité (Dearborn & Kark, 2010; Kervadec & Le foll, 2010) malgré les conditions de vie bien particulières qui y règnent (Aufray & Roville, 2008) :
Température plus élevée qu’en milieu naturel ;
Sols extrêmement imperméabilisés réduisant les connexions écologiques ;
Composition de l’air différente de celles des autres écosystèmes terrestres du fait de la forte concentration des transports et des industries ;
Lumières et bruits permanents.
La biocénose du système urbain est adaptée à un biotope dominé par le minéral. La prépondérance du minéral se traduit par une faible biomasse (producteurs primaires peu actifs). L’espèce humaine y joue le rôle d’espèce « clé de voûte », car elle structure l’écosystème (Worm & Paine, 2016). La faune qui vit en zone urbaine est la preuve de l’adaptabilité et de la capacité de colonisation de certaines espèces. Les systèmes urbains abritent en effet une diversité remarquable d’habitats (jardins, parcs, cimetières, berges, ruisseaux, murs, zones industrielles, friches, etc.) capables d’accueillir de nombreuses espèces animales et végétales (Abbadie, 2020; Klaus & and all, 2003). Cette diversité est complexe et profondément déterminée par l’organisation, la planification et la gestion de l’environnement bâti, lui-même influencé par des valeurs économiques, sociales et culturelles (NATUREPARIF, 2011). Elle est le résultat d’un assemblage d’espèces horticoles ou d’espèces ayant spontanément migré de leurs habitats naturels vers les villes (Dearborn & Kark, 2010; Hope et al., 2003).

La ville abrite une biodiversité multiple et variée pour certaines espèces qui s’y portent mieux qu’à la campagne (Kervadec & Le foll, 2010) et qui sont souvent généralistes, mobiles, au régime omnivore ou opportuniste (Abbadie, 2020; Philippe Clergeau, 2010). Ainsi, les milieux urbains regroupent :
Les espèces domestiquées : espèces choyées, sélectionnées et entretenues par l’Homme (plantes d’intérieur, géraniums, platanes, oliviers, parcs, chiens, chats, perruches, etc.) pour embellir son environnement et lui tenir compagnie ;
Les espèces acclimatées au milieu urbain : espèces opportunistes/généralistes (rats, blattes, pigeons, etc.) qui peuvent s’adapter à différents habitats, à l’homogénéisation biotique ainsi qu’à de forts niveaux de perturbation (Devictor, Julliard, & Jiguet, 2008; Julliard, Clavel, Devictor, Jiguet, & Couvet, 2006) . Elles trouvent en ville une source de nourriture considérable résultant des déchets humains, de nombreux habitats permettant leur développement (parcs, friches, égouts, caves, etc.), mais aussi des moyens de colonisation puisque véhicules, semelles de chaussures, poils d’animaux, etc. permettent notamment le déplacement des graines (MNHN, n.d.) ;

Les espèces néophytes, arrivées en ville clandestinement avec les moyens de transport et les marchandises. Souvent envahissantes, car robustes, elles constituent un danger pour les espèces indigènes (Kühn, Brandl, & Klotz, 2004; Obrist et al., 2012) ;
Les espèces anciennement domestiquées qui se sont échappées des foyers et ont formé des populations sauvages dans d’autres espaces urbanisés : perruches, arbres à papillon (Muséum National d’Histoire Naturelle, nd) et autres plantes de jardins (Obrist et al., 2012) ;
Les espèces natives, aussi appelées « nature ordinaire » (Kervadec & Le foll, 2010) : guêpes, abeilles, bourdons, fourmis, papillons, araignées, carabes, etc.
Les espèces plus sensibles, spécifiques, ne supportant que très peu l’agitation humaine sont difficiles
étudier. Elles peuvent toutefois se maintenir en ville dans les boisements peu fréquentés, les cimetières, les berges des cours d’eau, etc.
La mosaïque d’habitats d’un système urbain présente des similitudes avec d’autres écosystèmes. Elle favorise en effet l’implantation et la diversité des espèces (Kervadec & Le foll, 2010). Ainsi, en Europe, les villes sont souvent plus riches en espèces que les espaces ruraux (Hope et al., 2003). Même si cette richesse spécifique est relative puisqu’elle concerne essentiellement les angiospermes et les oiseaux (CNRS, 2010), il est possible de trouver dans la capitale française plus de 60 espèces d’oiseaux nicheurs (Péguin & Delangue, 2013), 75 espèces de pollinisateurs et 218 espèces de plantes (NATUREPARIF, 2011). Certaines profitent de leur capacité de dispersion pour s’adapter et profiter de la variabilité des habitats disponibles. D’autres, comme certains insectes, sont incapables de voler sur de longues distances, ce qui limite leur diversité en ville (Péguin & Delangue, 2013). Concernant les abeilles, une étude du CNRS a assuré le suivi de 9 colonies d’abeilles, dont trois en zone urbaine (Saint-Denis (Seine-Saint-Denis)) et six en zone rurale (Rambouillet (Yvelines) et Saint-Cyr-sous-Dourdan (Essonne)). Cette étude montre d’une part que les colonies des zones urbaines n’ont subi aucune perte contrairement aux colonies des zones rurales et, d’autre part, que les abeilles urbaines sont celles qui ont produit le plus de miel (CNRS, 2010).

Les espèces sont présentes soit dans des espaces similaires à leurs habitats naturels (parcs, jardins, friches), soit au niveau des constructions humaines, qui leur offrent de nouveaux habitats (toitures, égouts, bâtiments). Les toitures végétalisées accueillent par exemple des habitats pour divers insectes, micro-organismes et oiseaux, parfois rares (Obrist et al., 2012) : le pic vert (Picus viridis), l’hirondelle de rochers (Ptyonoprogne rupestris), le torcol fourmilier (Jynx torquilla), le bruant zizi (Emberiza cirlus) ou le rougequeue à front blanc (Phoenicurus phoenicurus). Ainsi, une cinquantaine de couples de faucons crécerelles logent dans les hauteurs de la cathédrale de Notre Dame, de l’Arc de Triomphe ou de la tour Eiffel à Paris et les tours de la Défense accueillent même un couple de faucons pèlerins (Péguin & Delangue, 2013). Enfin, en zones périurbaines, on observe de plus en plus fréquemment une faune sauvage en raison de la destruction et de la fragmentation de leur habitat. Elle y trouve aussi plus facilement de la nourriture (Péguin & Delangue, 2013). Les zones urbaines les moins perturbées par l’Homme sont les plus favorables à la colonisation spontanée d’espèces. Ainsi, le programme de suivi des plantes communes (Vigie-flore) montre que les parcs et jardins sont moins propices au développement de la flore sauvage que les friches ou autres espaces délaissés (Natureparif, 2011).

Enfin, grâce à la diversité des habitats proposés, le système urbain constitue un support intéressant pour la biodiversité, qu’il ne faut cependant pas oublier de mettre en perspective avec les espaces périurbains, voir naturels. Ainsi, concernant l’avifaune, même si l’abondance des espèces (nombre Interaction entre le système urbain et la biodiversité d’individus d’une même espèce) augmente, la richesse spécifique (nombre d’espèces différentes) diminue de la campagne vers le centre-ville (Philippe Clergeau, 2008). Aussi, selon les travaux menés par l’Agence Nationale de la Recherche et répertoriés dans le Référentiel (Philippe Clergeau, Blanc, & and all, 2013), plus les espaces verts sont vastes et connectés entre eux (que ce soit de manière linéaire ou en pas japonais), plus la distribution des espèces est bonne. Il a aussi été démontré que les jardins proches des espaces verts abritent plus d’espèces que ceux plus éloignés. L’exemple du point de Hongrie, un papillon rare qui se maintient grâce aux friches urbaines à deux conditions : une surface minimale de 2.500 m² et une distance de quelques centaines de mètres maximums entre elles pour pouvoir se disperser (Gutiérrez, Thomas, & León-Cortés, 1999). Pour développer une biodiversité riche en ville, il est donc important de prévoir des espaces suffisamment étendus pour supporter les processus biologiques et permettre aux espèces de se déplacer dans l’espace construit, en maintenant ou en restaurant les corridors écologiques qui relient les différents espaces de vie urbains et périurbains (parcs et forêts) (Philippe Clergeau, 2012).

Pour conclure, la biodiversité urbaine, longtemps considérée comme un élément plus ou moins passif dans l’espace urbain et opposé à la ville, est aujourd’hui perçue comme un élément qui agit en interaction avec elle. Constituée d’une faune et d’une flore riche et spécifique, elle fait partie intégrante de la ville qui profite en retour de ses multiples fonctions écologiques.

Influence de la biodiversité sur le système urbain

Biodiversité, un atout pour la résilience climatique des systèmes urbains

La biodiversité ordinaire qui caractérise nos villes constitue notre cadre de vie et conditionne également nos activités économiques, notamment l’agriculture et la pêche. Son état de préservation et sa dynamique sont donc d’importance cruciale pour nos sociétés. Les services rendus par la biodiversité en ville, appelés « services écosystémiques », sont répartis en quatre groupes (MEA, 2005) :
Les services d’approvisionnement ;
Les services de régulation ;
Les services à caractère culturel ;
Les services de support.

Services d’approvisionnement

Les services d’approvisionnement désignent tous les produits et biens créés par les écosystèmes et consommables par l’Homme : eau, aliments, oxygène, médicaments, etc.
Ressource en eau
Les ressources en eau fournissent aux habitants une eau de bonne qualité qui leur est vitale puisque l’Homme ne peut survire plus de 3 jours sans boire (Kervadec & Le foll, 2010). Ces ressources sont stockées dans les milieux naturels (nappes souterraines, cours d’eau, lacs, etc.), mais aussi dans des milieux artificiels (plans d’eau, canaux), confectionnés par l’Homme, afin d’assurer son approvisionnement continu. Les eaux littorales, après dessalement, peuvent aussi constituer une ressource en eau domestique (CENTRE D’INFORMATION SUR L’EAU, 2013). Les réserves en eau doivent être conséquentes et maitrisées pour garantir la pérennité des villes à long terme. Un Français consomme en moyenne 148 litres d’eau par jour (boisson, cuisine, arrosage, douche, sanitaires, linge, etc.). À ce chiffre s’ajoute l’ensemble des consommations liées aux collectivités (hôpitaux, écoles, arrosage des espaces verts, etc.) (CIEAU, 2014).
Ressource en produits alimentaires
La cueillette des fruits et des légumes issus des jardins suscite l’enthousiasme des citadins pour disposer davantage de « nature en ville ». Pour des raisons économiques et sanitaires (traçabilité des produits), les jardins de ville naissent sous forme de petits potagers sur les balcons, terrasses ou toitures, mais aussi de jardins partagés au pied des immeubles ou dans les délaissés urbains (terres abandonnées, en friche). Ils s’apparentent aux jardins ouvriers de la révolution industrielle (Minaret, 2013).

En 2009, on comptait 120 jardins partagés en Ile de France, dont 80 à Paris (Péguin & Delangue, 2013). L’autosuffisance alimentaire nécessite aussi de disposer de produits d’origine animale, qu’il est potentiellement possible de trouver en ville comme le miel des ruches urbaines (DREAL RHONES-ALPES, 2012), les œufs des poules, etc. Bien que les villes dépendent majoritairement des milieux extérieurs pour leur besoin en produits alimentaires, le développement de cette nouvelle source d’approvisionnement peut s’envisager une fois les espaces de toitures mieux maîtrisés et la pollution réduite (Philippe Clergeau et al., 2013).
Ressource en matières premières
Les écosystèmes fournissent les systèmes urbains en matières premières telles que le bois, le sable, les biocarburants. Ce service est important puisqu’il permet de bénéficier d’un large panel de produit de construction.
Ressources médicinales
Une large palette de plantes médicinales disponibles dans la nature permet de soigner efficacement un grand nombre de pathologies.

Services de régulation

La biodiversité, et notamment les espaces verts, permet de lutter contre les problématiques environnementales actuelles en canalisant certains phénomènes naturels ou anthropiques.

Interaction entre le système urbain et la biodiversité
Régulation du régime des eaux de pluie
Le ruissellement des eaux de pluie varie en fonction du type de surface. Sur un sol imperméable (routes, pavés, etc.), 90% des eaux sont récupérées dans le réseau d’évacuation des eaux pluviales (Chaib, 1997). Sachant que ce réseau se déverse le plus souvent dans un ruisseau ou dans un fleuve aux alentours de la commune, en cas de fortes précipitations, le niveau du cours d’eau peut vite monter, se saturer, provoquant ainsi des crues et des inondations (Reygrobellet, 2007).

Lorsqu’un sol est végétalisé, 80 % de l’eau de pluie est interceptée par le végétal (retenue par la canopée ou stockée dans l’écorce d’un arbre par exemple). Seuls les 20% restants se déversent sous forme de pluie dans les réseaux. L’eau qui ne ruisselle pas est restituée dans l’atmosphère par évaporation ou percole dans le sol jusqu’aux nappes phréatiques (Chaib, 1997).
La végétalisation des sols augmente leur perméabilité et permet la régulation de la quantité des eaux de pluie se déversant dans les réseaux.
Régulation des mouvements de terrain
Le végétal joue un rôle important dans la fixation des sols. Son système racinaire renforce la cohésion des sols et ralentit son érosion. L’eau infiltrée en surface ou subsurface est directement consommée par le végétal. Grâce à ce pouvoir de régulation de la teneur en eau des sols, le végétal permet de limiter les risques de glissement de terrain (Fort, 2015).
Amélioration de la qualité de l’air, des eaux et des sols
Certains végétaux et les organismes qui leur sont associés peuvent être utilisés en tant que phytoépurateur. Ils sont capables de dépolluer les sols, les eaux et même l’air (DREAL RHONES-ALPES, 2012) en extrayant, accumulant et dégradant les agents polluants (Dabouineau, Lamy, & Collas, 2005; Nowak, Crane, & Stevens, 2006; Nowak, Wang, & Endreny, 2007). Au-delà de la bioaccumulation, les végétaux agissent sur les caractéristiques physico-chimiques des sédiments et permettent ainsi d’éviter le transfert des métaux lourds dans les nappes phréatiques (Péguin & Delangue, 2013). Le système foliaire des végétaux, par sa rugosité, peut aussi intercepter les particules de pollution, jusqu’à près de 20 kg par an pour un arbre mature (Lessard & Boulfroy, 2008), et les disperser en faisant barrière au vent (Escobedo & Nowak, 2009).

Table des matières

Introduction générale
I. Chapitre 1 : État de l’art : biodiversité et milieu urbain
1. Biodiversité et changements globaux
1.1. Définition de la biodiversité
1.2. Biodiversité et pressions anthropiques
1.2.1. Déclin des espèces et déclin des populations, vers une 6ème extinction de masse
1.2.2. Pressions responsables de l’érosion de la biodiversité et effet de leur cumul
1.3. Réponse aux pressions : la politique de conservation des espèces menacées
2. Interaction entre le système urbain et la biodiversité
2.1. Influence du système urbain sur la biodiversité
2.1.1. Système urbain, pression sur la biodiversité in-situ et ex-situ
2.1.2. Système urbain, support de biodiversité
2.2. Influence de la biodiversité sur le système urbain
2.2.1. Biodiversité, un atout pour la résilience climatique des systèmes urbains
2.2.1.1. Services d’approvisionnement
2.2.1.2. Services de régulation
2.2.1.3. Services à caractère culturel
2.2.1.4. Service de support
2.2.2. Biodiversité, une contrainte pour le système urbain
2.2.2.1. Aggravation des phénomènes naturels
2.2.2.2. Problèmes de santé publique et de biodiversité non désirée
2.2.2.3. Nuisances pour la biodiversité locale
2.2.2.4. Compétition pour la ressource en eau
2.2.2.5. Facteur d’inégalités sociales
3. Évaluation des impacts des systèmes urbains sur la biodiversité dans un contexte de changement global
3.1. Expertise écologique
3.1.1. Grands principes de l’expertise écologique
3.1.1.1. Réglementations et historique des évaluations
3.1.1.2. Diagnostic
3.1.1.3. Calcul/qualification/évaluation des impacts
3.1.1.4. Élaboration et mise en place de mesures : la séquence ERC
3.1.2. Outils réglementaires d’expertise écologique
3.1.2.1. Documents d’urbanisme
3.1.2.2. Étude d’impact
3.1.2.3. Certifications et labels
3.1.3. Limites des mesures réglementaires
3.1.3.1. Biodiversité, un critère parmi tant d’autres et un facteur de risque pour le projet
3.1.3.2. Connaissances lacunaires et mesures compensatoires insuffisantes
3.1.3.3. Les limites des évaluations
3.1.3.4. Outils obligatoires/réglementaires versus outils d’initiative volontaire
3.2. Analyse du Cycle de Vie (ACV)
3.2.1. Grands principes de l’ACV
3.2.1.1. L’inventaire de Cycle de Vie
3.2.1.2. Calcul des impacts environnementaux
3.2.1.3. Interprétation des résultats
3.2.2. ACV et système urbain
3.2.3. Intérêts de l’ACV pour l’évaluation de la biodiversité dans un contexte urbain
4. Synthèse
II. Chapitre 2 – Méthodes ACV biodiversité
1. Revue des méthodes ACV « endpoint » pour l’évaluation des dommages sur la biodiversité
1.1. Challenge des ACV biodiversité
1.2. Analyse comparative de méthodes ACV « endpoint »
2. Analyse de la méthode ReCiPe 2016
2.1. Présentation générale de ReCiPe 2016
2.1.1. Voies d’impact et aires de protection
2.1.2. Choix de l’horizon temporel
2.1.3. Facteurs de caractérisation au niveau « midpoint »
2.1.4. Facteurs de caractérisation au niveau « endpoint »
2.2. Présentation des indicateurs de ReCiPe 2016
2.2.1. Indicateurs de réchauffement climatique
2.2.1.1. Description du phénomène
2.2.1.2. Modèles utilisés pour caractériser l’impact
2.2.2. Formation d’ozone photochimique
2.2.2.1. Description du phénomène
2.2.2.2. Modèles utilisés pour caractériser l’impact
2.2.3. Acidification
2.2.3.1. Description du phénomène
2.2.3.2. Modèles utilisés pour caractériser l’impact
2.2.4. Eutrophisation des eaux douces
2.2.4.1. Description du phénomène
2.2.4.2. Modèles utilisés pour caractériser l’impact
2.2.5. Toxicité
2.2.5.1. Description du phénomène
2.2.5.2. Modèles utilisés pour caractériser l’impact
2.2.6. Water Use
2.2.6.1. Description du phénomène
2.2.6.2. Modèles utilisés pour caractériser l’impact
2.2.7. Occupation des terres (cas de l’urbanisation)
2.2.7.1. Description du phénomène
2.2.7.2. Modèles utilisés pour caractériser l’impact
2.3. Point de vigilance pour la comparaison des indicateurs
3. Application de la méthode ReCiPe 2016 à un cas pratique : le système de toiture
3.1. Le système toiture
3.2. Objectif et cadre de l’étude
3.3. ICV des toitures
3.3.1. ICV pour l’impact des toitures sur la biodiversité ex-situ
3.3.1.1. Phase de production (A1 à A3)
3.3.1.2. Phase de construction (A4 à A5)
3.3.1.3. Phase de vie en œuvre (B1 à B6)
3.3.1.4. Phase de fin de vie (C1 à C4)
3.3.2. ICV pour l’impact des toitures sur la biodiversité in-situ
3.4. Traitement des résultats ACV
3.5. Résultats et interprétation
3.5.1. Impacts des toitures sur la biodiversité ex-situ
3.5.2. Impacts des toitures sur la biodiversité in-situ
3.6. Synthèse
III. Chapitre 3 – Développement d’une méthode hybride d’évaluation des interactions système urbain/biodiversité
1. Proposition d’une nouvelle stratégie pour évaluer les interactions système urbain/biodiversité
2. Évaluation en « haute résolution » des impacts in-situ liés à l’occupation directe des terres pour le secteur de la construction
2.1. Création d’un modèle spatial
2.1.1. Voie d’impact modélisée
2.1.2. Typologie de l’usage des terres
2.1.3. La différenciation biogéographique et l’état de référence
2.1.4. Modèle de calcul des impacts
2.2. Collecte de données
2.2.1. Création d’une base de données de richesse spécifique des typologies d’occupations des terres
2.2.1.1. Présentation des bases de données utilisées pour définir la richesse spécifique floristique des habitats en Ile-de-France
2.2.1.2. Traitement et concaténation des bases de données d’inventaire floristique
2.2.2. Le temps de régénération
2.2.3. Facteurs de caractérisation génériques ou spécifiques
2.2.4. Allocation des impacts
2.3. Calcul de l’impact d’occupation des terres
2.3.1. Période de modélisation
2.3.2. Incertitudes
2.4. Synthèse des travaux effectués pour évaluer l’indicateur d’utilisation du sol en « haute résolution »
2.5. Discussion autour du modèle de calcul des impacts directs relatifs à l’occupation des terres.
2.5.1. Choix de l’indicateur de mesure de la diversité biologique
2.5.1.1. Indicateurs de diversité spécifique
2.5.1.2. Diversité taxonomique
2.5.1.3. Diversité phylogénétique
2.5.1.4. Diversité fonctionnelle
2.5.2. Choix du groupe taxonomique : la flore
2.5.3. Choix de la durée d’occupation
2.5.4. Faiblesse de l’approche : influence du niveau de détail dans la définition des occupations des terres sur le résultat
3. Renforcement de la prise en compte des impacts ex-situ : création d’Inventaires de Cycle de Vie pour les végétaux associés aux bâtiments
3.1. Comment réaliser l’ICV « cradle to gate » d’un végétal ?
3.1.1. Définir l’unité fonctionnelle et les frontières de l’étude
3.1.2. Choisir un modèle de prédiction pour évaluer les émissions des fertilisants et des pesticides
3.1.3. Modéliser les systèmes d’irrigation
3.1.4. Modéliser les transports et l’utilisation des énergies
3.1.5. Modéliser les pots et les substrats de culture
3.1.6. Allouer les impacts liés aux infrastructures et aux co-produits
3.2. Étapes préalables à la création d’ICV
3.2.1. Identification des végétaux adaptés au paysage urbain
3.2.2. Identification des pépinières fournissant des végétaux urbains et collecte de données
3.3. ICV de végétaux urbains adaptés à la vie sur un bâtiment. Exemple de Centaurea montana
3.3.1. Définition des frontières de l’étude et de l’unité fonctionnelle
3.3.2. Modélisation des différentes étapes du cycle de vie
3.3.2.1. Étapes A1 à A3
3.3.2.2. Étapes A4 et A5
3.3.2.3. Étapes B1 à B6
3.3.2.4. Étapes C1 à C4
3.4. Synthèse
4. Création d’une passerelle entre les indicateurs environnementaux calculés selon le cadre normatif de l’ACV bâtiment actuel et les indicateurs biodiversité
4.1. De l’ACV produit à l’ACV bâtiment
4.1.1. L’ACV des produits de construction
4.1.2. L’ACV bâtiment dans le cadre du référentiel « Energie-Carbone »
4.2. Création d’une méthodologie d’analyse prédictive adaptée aux besoins de l’étude
4.2.1. Principes de l’analyse prédictive
4.2.2. Protocole de réalisation d’une analyse prédictive dans le cadre du bâti
4.2.2.1. Création des jeux de données d’apprentissage
4.2.2.2. Réalisation de tests de dépendance entre les variables prédictives
4.2.2.3. Détermination des paramètres des modèles de régression linéaire
4.2.2.4. Test de la fiabilité des modèles
4.3. Déploiement de la méthodologie d’analyse prédictive
4.3.1. Prédiction des impacts biodiversité relatifs au contributeur « Produits de Construction et Équipements »
4.3.1.1. Création des jeux de données d’apprentissage
4.3.1.2. Recherche du degré de corrélation entre les variables prédictives
4.3.1.3. Détermination des paramètres des modèles de régression linéaire
4.3.1.4. Tests de validité des modèles
4.3.2. Prédiction des impacts biodiversité relatifs aux autres contributeurs : énergie, eau et chantier195
4.4. Synthèse
5. Opérationnalisation de la méthode : premiers pas vers l’automatisation
5.1. Construction d’un outil de génération de facteur de caractérisation : outil Biodiv-In
5.2. Construction d’un outil de prédiction des impacts ex-situ : Outil Biodiv-Ex
IV. Chapitre 4 – Application des développements méthodologiques à l’échelle bâtiment
1. Prédiction des impacts biodiversité d’un bâtiment « cas d’étude »
1.1. Présentation du bâtiment « cas d’étude »
1.2. Impacts biodiversité du bâtiment « cas d’étude »
1.2.1. Impacts sur la biodiversité in-situ
1.2.2. Impacts sur la biodiversité ex-situ
2. Démarche d’éco-concepteur : comment réduire l’empreinte biodiversité du bâtiment « cas d’étude » ?
2.1. Réduction de l’impact in-situ
2.1.1. Paramètre 1 : remplacer la toiture gravier par une toiture végétalisée
2.1.2. Paramètre 2 : implanter le bâtiment sur une autre parcelle
2.2. Réduction de l’impact ex-situ
2.2.1. Étude des contributions à l’impact
2.2.2. Paramètre 1 : changement du type d’isolant
2.2.3. Paramètre 2 : changement du type de toiture
2.2.4. Paramètre 3 : changement des blocs portes de communication
2.2.5. Paramètre 4 : changement du vecteur d’énergie principale
2.3. Synthèse de l’analyse
2.4. Discussion des résultats obtenus
2.4.1. Discussion des résultats à l’échelle bâtiment
2.4.2. Discussion des résultats à l’échelle produit
2.4.2.1. Laine de verre et blocs-portes de communication en bois
2.4.2.2. Prise en compte des végétaux urbains dans les ACV
V. Chapitre 5 – Vers le déploiement de la méthode hybride aux échelles parcelle, quartier et territoire
1. Méthodes et outils ACV d’analyse environnementale aux échelles parcelle, quartier et territoire
1.1. Méthode E+C- Quartier et UrbanPrint
1.2. BIM et maquette numérique urbaine
2. Pistes pour le déploiement de la méthode hybride aux échelles parcelle, quartier et territoire
2.1. Évaluation de l’impact sur la biodiversité ex-situ
2.2. Évaluation de l’impact sur la biodiversité in-situ
3. Développements méthodologiques à prévoir aux échelles supérieures pour compléter la stratégie globale d’évaluation de la biodiversité
3.1. Enrichissement du jeu d’indicateurs pour prendre en compte la diversité spatiale et d’autres indicateurs de pressions
3.2. Intégration des services écosystémiques dans les analyses ACV
3.3. Étapes identifiées pour opérationnaliser le passage aux échelles supérieures
Conclusion et perspectives
1. Bilan de la thèse
2. Perspectives
2.1. Synthèse des perspectives abordées dans les chapitres 3 et 5
2.1.1. Perspectives pour l’indicateur en « haute résolution » d’occupation directe des sols
2.1.1.1. Prise en compte des diversités taxonomique, phylogénétique et fonctionnelle
2.1.1.2. Intégration de nouveaux groupes taxonomiques pour calculer les facteurs de caractérisation
2.1.1.3. Prise en compte de la régénération des milieux
2.1.1.4. Pénalisation de l’impact en fonction du niveau de détail apporté à la caractérisation des milieux
2.1.2. Perspectives pour le développement de la méthode hybride aux échelles parcelle, quartier et territoire
2.1.2.1. Développement de nouveaux indicateurs
2.1.2.2. Intégration des services écosystémiques
2.2. Calcul d’un indicateur d’occupation des sols indirect
2.3. Agrégation des résultats en un score unique
Bibliographie

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