L’analyse de cycle de vie : un outil d’évaluation de la performance environnementale des systèmes complexes 

Vers l’intégration de la performance environnementale en conception

L’éco-conception est une approche centrée produit, procédé ou service. Elle se traduit par le fait de concevoir ces derniers tout en respectant les principes du développement durable.
Pour ce faire, l’ensemble des impacts environnementaux identifiés au long du cycle de vie est intégré au processus de conception, au même titre que la faisabilité technique, les attentes client ou encore la maîtrise des coûts, l’objectif majeur étant de réduire ces impacts tout en évitant les transferts de pollution. Cette approche peut être illustrée par l’exclusion de substances toxiques, la dématérialisation, l’amélioration des performances d’utilisation notamment par l’optimisation de la consommation énergétique, l’augmentation de la durée de vie des produits, la substitution de matériaux traditionnels au profit de matériaux recyclables, réutilisables ou biodégradables.
Les méthodes à disposition ont été décrites dans un fascicule de l’AFNOR (FDX 30-310) publié en 1998 [AFNOR 98]. Cette approche a fait l’objet par la suite d’une standardisation qui donna lieu à la publication de la norme ISO 14062 relative à la prise en compte de l’environnement dans la conception des produits [AFNOR 03].

Les outils d’orientation de conception

La seconde famille d’outils s’attache quant à elle, à fournir des solutions techniques afin de garantir la prise en compte de l’aspect environnemental lors du processus de conception. De la simple liste de substances à bannir, à l’identification des alternatives les plus prometteuses en termes de réduction des impacts environnementaux, ces outils offrent l’opportunité à l’équipe projet d’intégrer la contrainte environnementale à différentes étapes du processus de conception. Nous proposons dans cette partie d’illustrer cette gamme d’outils en présentant certains d’entre eux.
Les Check-lists :Les check-lists sont aujourd’hui largement utilisées par les concepteurs. Celles-ci fournissent une liste de questions ou de points remarquables qu’il convient d’appréhender afin d’améliorer la performance environnementale du produit. Ces points sont généralement classés en fonction des phases de cycle de vie auxquelles ils contribuent et du potentiel d’amélioration de la performance : intégration de matériaux recyclables et ou recyclés, minimisation de la production de déchets, substitution de substances toxiques, réduction de la quantité de matières premières consommées. Ces check-lists sont généralement accompagnées de pistes d’améliorations potentielles en fonction des objectifs de conception [Knight & Jenkins 09].
Les listes de substances à bannir :Ces listes définissent un certains nombre de substance à bannir ou dont l’utilisation doit être restreinte au possible. Elles sont soit le fait de la réglementation, soit le fait de l’entreprise auquel cas cette dernière met en avant sa démarche pro-active en terme de préservation de l’environnement. Nombres de grandes entreprises soumettent leurs conceptions au respect de ces listes. Les directives ROHS, DEEE ou encore Reach identifient un certain nombre de substances à bannir ou dont l’utilisation requiert une attention particulière [JOUE 03a] [JOUE 03b] [JOUE 06]. Enfin pour ne citer qu’elles, des sociétés telles que Sony Ericsson, le Groupe SEB ou encore Apple utilisent quotidiennement de tels outils.
Les guides de conception :Les guides de conception sont également largement déployés à l’heure actuelle. Ils fournissent une liste des bonnes pratiques à respecter. Celles-ci peuvent comprendre des listes de substances à bannir ou dont l’utilisation doit être limitée mais également des clefs de conception selon la stratégie visée pour le produit. Ainsi certains choix seront favorisés dans le cas de conception en vue du recyclage alors que d’autres alternatives seront privilégiées en cas de conception en vue de démantèlement par exemple. Ces outils peuvent également considérer des choix de matériaux, des choix d’architectures, de liaisons entre les composants ou de technologies [Leroy et al. 05] [Froelich et al. 07]. Les logiciels DfX (design for x) :Ces logiciels, répertoriés par Janin, permettent l’évaluation de systèmes selon des critères définis tels que le potentiel de désassemblage (design for disassembly), le potentiel de recyclage (design for recycling) ou encore l’intégration dans une approche développement durable (design for sustainability) [Janin 00]. Pour chacune des stratégies étudiées, le coût environnemental associé est mesuré. Ces logiciels se caractérisent par le fait qu’ils peuvent fournir à la fois une analyse environnementale et l’identification de pistes d’amélioration [Le Pochat 05].
QFDE : Quality Function Deployment for Environment [Sakao et al. 08] :Cette matrice QFDE est le résultat du détournement de l’outil QFD utilisé en conception. Cette matrice a pour objet de prendre en compte les différentes attentes de chaque partie (marché, clients…) dès les premières phases de conception. Son implémentation doit conduire à l’élaboration d’un produit répondant à ces impératifs de qualité ainsi fixés. La matrice QFDE, quant à elle, intègre une nouvelle composante qu’est l’environnement. Ainsi certains aspects environnementaux sont figés et devront être respectés lors du processus de conception.

L’Analyse de Cycle de Vie – définition et applications

L’ACV est un outil d’évaluation de la performance environnementale des produits, procédés et services sur l’ensemble de leur cycle de vie, typiquement depuis l’extraction des matières premières jusqu’à la gestion de la fin de vie en passant par les étapes de transformation, de production, de distribution et d’utilisation ou de consommation .
L’ACV est définie comme étant « une compilation des intrants, des extrants et des impacts environnementaux potentiels d’un système de produits au cours de son cycle de vie » [ISO 06a]. Effectivement ce n’est pas le système en lui-même qui est évalué mais sa fonction unitaire, le service rendu par le système et les moyens mis en jeu pour satisfaire cette fonction. Celle-ci est connue sous le terme « d’unité fonctionnelle » et caractérise la performance quantifiée du système. Dans le cadre de l’analyse non comparative d’un système, dans l’optique d’une meilleure connaissance d’un procédé par exemple, l’unité fonctionnelle n’est pas une donnée primordiale. Elle revêt en revanche un intérêt certain lors de l’évaluation de systèmes concurrents fournissant l’unité de référence nécessaire à la comparaison.
De façon simplifiée, cette approche considère le système complexe à l’étude comme une boite noire dont les flux entrants et sortants sont identifiés et quantifiés. Une fois le diagramme de flux réalisé, ceux-ci sont traduits en impacts ou dommages environnementaux à l’aide d’indicateurs également qualifiés d’éco-indicateurs. Ces méthodes de caractérisation traduisent les consommations et ou émissions de matières et d’énergies en impacts ou dommages environnementaux. Ces correspondances sont établies à l’aide de facteurs d’équivalence pour chacune des substances contributives à la catégorie d’impacts considérée. Ces impacts ou dommages sont exprimés dans une unité commune qui correspond à la quantité équivalente de la substance de référence. Le potentiel de réchauffement climatique par exemple utilise en général le kilogramme de CO2 équivalent comme unité de référence.
Cette évaluation environnementale se base sur l’hypothèse que toute consommation ou émission occasionne un impact. De plus la relation entre cette consommation ou émission et son impact est linéaire. Aussi, aucun effet de seuil n’est intégré à la démarche. De même, les impacts sont sommés sur l’ensemble du cycle de vie afin de faire figurer le coût environnemental total du système. En conséquence les «pollutions» à l’origine de l’impact ou du dommage sont supposées comme étant aiguës et non chroniques.

L’ACV – description et méthodologie

Description de la méthodologie :Normalisée depuis les années 1990, sa pratique est aujourd’hui soumise à des exigences normatives comme le détaille la première partie du chapitre. Celles-ci sont répertoriées dans les normes ISO 14040 et ISO 14044 :2006. Outre les travaux de l’International Standard Organisation (ISO), différents guides de réalisation ont également été publiés et font aujourd’hui référence. Ces ouvrages recueillent des travaux essentiellement dirigés par la SETAC (Society of Eco Toxicology and Chemistry), organisme de référence à l’heure actuelle sur cette thématique au même titre que BUWAL (Ministère de l’Environnement Suisse), L’Université de Leiden (Hollande) ou encore l’Université de Chalmers (Suède).
Les étapes de l’ACV :La réalisation d’une ACV se déroule typiquement en suivant cinq grandes étapes . Les étapes d’orientation (Goal & Scope), d’inventaire (Life Cycle Inventory), d’évaluation des impacts environnementaux (Impacts Assessment) et d’interprétation font partie des exigences notifiées par les normes et sont donc obligatoires.
La dernière étape est facultative et concerne la formulation de préconisations en vue de la réduction des impacts environnementaux.

De la nécessité d’intégrer les incertitudes dans les ACV

L’ACV est encore aujourd’hui largement décriée pour son aspect consommateur de ressources humaines, temporelles et économiques [Millet et al. 03] [Cooper & Fava 06] [Krinke 06]. L’intégration des incertitudes requiert une consommation de ressources additionnelles [Ciroth 03]. Ceci explique en partie le faible déploiement de la prise en compte des incertitudes à l’heure actuelle [Björklund 02]. Cependant cette intégration se justifie pour différentes raisons.
Dans un premier temps soulignons que les standards de réalisation des ACV [ISO 06b], et sans pour autant fournir de méthode reconnue, préconisent grandement la documentation des incertitudes associées aux données et aux résultats [Ciroth 03] [Heijungs & Huijbregts 04]. Notons également que ces exigences normatives sont requises pour la réalisation de déclarations environnementales de type 3 basées sur les résultats d’ACV [AFNOR 00].
D’autre part et bien que l’approche ait gagné en crédibilité suite à l’établissement des normes de la série 1404X [Fava 05], la communauté scientifique cherche à fiabiliser un peu plus les conclusions de ses analyses [Basson & Petrie 07]. Ceci passe notamment par l’intégration de ces incertitudes afin de s’affranchir de tout risque d’erreur potentiellement induit par leur absence [Notten & Petrie 03] [Leroy & Froelich 08].
L’évolution des outils et logiciels contribue également à favoriser une telle pratique. L’absence de données qualitatives et ou quantitatives quant à la représentativité des ICV combinée à l’absence d’outil permettant l’évaluation et la portée des incertitudes sur les résultats d’ACV pouvait auparavant justifier cette carence [Heijungs & Huijbregts 04]. De telles fonctionnalités sont dorénavant disponibles dans les logiciels d’ACV et certains fournisseurs d’ICV intègrent aujourd’hui de façon systématique les notions de qualité et d’incertitudes dans leurs bases de données [Frischknecht et al. 05]. Cette évolution lève une limite pratique à cette intégration.
Enfin la prise en compte des incertitudes permet l’acquisition d’informations additionnelles non négligeables pour la reconnaissance de l’outil d’une part et pour le commanditaire d’autre part. Elle permet en effet de crédibiliser un peu plus les résultats et fiabilise les décisions basées sur ces évaluations environnementales. Elle met également en avant les différents domaines d’incertitudes en les identifiant et en les localisant, permettant de fait, d’orienter les actions d’amélioration [Heijungs & Huijbregts 04]. L’acquisition de ces informations contribue finalement, à améliorer largement la connaissance des systèmes étudiés.

Table des matières

INTRODUCTION GENERALE 
CHAPITRE 1  :L’ANALYSE DE CYCLE DE VIE : UN OUTIL D’EVALUATION DE LA PERFORMANCE ENVIRONNEMENTALE DES SYSTEMES COMPLEXES 
1. DE L’ANALYSE ENVIRONNEMENTALE A DES SOLUTIONS DE REDUCTION DES IMPACTS
ENVIRONNEMENTAUX 
1.1. Vers l’intégration de la performance environnementale en conception
1.2. Les outils d’éco-conception
1.2.1. Les outils d’analyse environnementale
1.2.2. Les outils d’orientation de conception
1.2.3. Positionnement de ces outils d’éco conception
1.2.4. Connaissance du système et degré de liberté en conception
1.3. Conclusion intermédiaire
2. L’ANALYSE DE CYCLE DE VIE – DEFINITION ET APPLICATIONS
2.1. Définition
2.2. Historique de l’ACV
2.2.1. Vers une meilleure gestion des ressources naturelles
2.2.2. De bilans quantifiés à l’ACV
2.2.3. Un essor fulgurant puis la cassure
2.2.4. Vers une harmonisation des pratiques
2.2.5. La pratique ACV aujourd’hui
2.3. Domaines d’application
3. L’ACV – DESCRIPTION ET METHODOLOGIE
3.1. Description de la méthodologie
3.2. Les étapes de l’ACV
3.3. Etape 1 : la phase d’orientation de l’étude (Goal and scope definition)
3.4. Etape 2 : la phase d’Inventaire de Cycle de Vie
3.5. Etape 3 : la phase d’évaluation des impacts environnementaux
3.6. Etape 4 : La phase d’interprétation
3.7. Etape 5 (optionnelle) : la traduction des résultats d’analyse en préconisations de conception ou
de minimisation des impacts environnementaux
4. FORMATS TYPIQUES DES RESULTATS D’ACV 
5. LIMITES DE L’APPROCHE ACV 
CONCLUSION 
CHAPITRE 2  :DE LA PRISE EN COMPTE DE L’INCERTITUDE DANS LES ANALYSES DE CYCLE DE VIE
1. TERMINOLOGIE
1.1. Incertitude
1.2. Variabilité
1.3. Qualité
1.4. Positionnement
2. DE LA NECESSITE D’INTEGRER LES INCERTITUDES DANS LES ACV
3. IDENTIFICATION DES SOURCES D’INCERTITUDES POTENTIELLES EN ACV
3.1. Vers une typologie de l’incertitude
3.2. De la nécessité d’une typologie de l’incertitude
3.3. Revue des typologies
3.4. Localisation dans l’approche ACV
4. CONTEXTE – ETAT ACTUEL DE L’EVALUATION DE L’INCERTITUDE DANS LES ACV 
4.1. Etat actuel
4.2. Pourquoi ce manque ?
5. REVUE DES METHODES ACTUELLEMENT UTILISEES POUR EVALUER ET PROPAGER LES INCERTITUDES EN ACV 
5.1. Méthodes quantitatives
5.1.1. Analyse et propagation d’intervalles [Heijungs 96]
5.1.2. Approche statistique classique [Coulon et al. 97]
5.1.3. Les réseaux bayésiens
5.1.4. Les ensembles flous [Weckenmann & Schwan 01][Tan 08]
5.1.5. Analyse de sensibilité [ISO 06b] [Steen 97]
5.1.6. Analyse de scénarios
5.2. Approche qualitative
5.2.1. Description
5.2.2. Liste des méta-données
5.2.3. Evaluation des défauts de qualité
5.2.4. Utilité
5.3. Approches hybrides : quantification à partir de résultats qualitatifs
CONCLUSION 
CHAPITRE 3  :FIABILISATION DES DECISIONS ENVIRONNEMENTALES BASEES SUR LES RESULTATS D’ACV PAR L’IMPLEMENTATION D’UNE APPROCHE MIXTE 
1. VERS UNE FIABILISATION DES RESULTATS D’ACV COMBINANT LES APPROCHES QUALITATIVE ET QUANTITATIVE 
2. PHASE D’ORIENTATION DE L’ETUDE : UNE PHASE PREPONDERANTE 
2.1. Objectifs de l’analyse
2.2. Identification des procédés de référence
2.3. Orientation de l’analyse
2.3.1. Objectifs de l’étude
2.3.2. Limites du système
2.3.3. Unité fonctionnelle
2.3.4. Catégories d’impacts d’intérêt
2.3.5. Définition des objectifs de collecte
3. VERS UN CONTROLE DE LA QUALITE DE L’INFORMATION EN TEMPS REEL BASE SUR L’IMPLEMENTATION DE MATRICES DE PEDIGREE 
3.1. Proposition
3.2. La matrice de pedigree : outil de caractérisation des données collectées
3.3. Définition d’un niveau de qualité minimum acceptable – définition des objectifs de collecte
3.4. Evaluation de la qualité des données
3.4.1. Présentation de la matrice
3.4.2. Note relative à l’emploi de la matrice et influence du système observé
3.4.3. Présentation des résultats sous forme matricielle
4. PROPAGATION DES INDICES DE QUALITE DE PROCHE EN PROCHE
4.1. Analyse de contribution
4.2. Evaluation qualitative d’un macro-système
4.2.1. Système composé de sous-systèmes indépendants
4.2.2. Système composé de sous-systèmes dépendants
4.3. Evaluation du dommage qualitatif
5. DEFINITION D’UN INDICE DE QUALITE GLOBALE
5.1. Agrégation sous forme d’indice de qualité
5.1.1. Hypothèses d’agrégation
5.1.2. Procédure d’agrégation
5.2. Représentation et interprétation
5.2.1. Diagramme indice de qualité – contribution
5.2.2. Représentation de l’indice de qualité en fonction du rang
5.2.3. Représentation de l’écart normalisé
5.3. Discussion de la méthodologie
6. EVALUATION QUANTITATIVE
6.1. Limitation au procédé à l’étude
6.2. Evaluation de la variabilité par la mesure
7. VERS LA VALIDATION DES ALTERNATIVES DE CONCEPTION
CONCLUSION 
CHAPITRE 4  :IMPLEMENTATION DE LA METHODOLOGIE A L’EVALUATION D’UN PROCEDE DE SYNTHESE CATALYTIQUE
1. CONTEXTE DE RECHERCHE 
2. LE CARBONATE DE DI-METHYLE (DMC): UN SUBSTITUT RESPECTUEUX DE L’ENVIRONNEMENT 
2.1. Propriétés physiques
2.2. Profil toxicologique
2.3. Applications
2.4. Substitut de choix dans l’optique d’une chimie plus respectueuse de l’environnement
2.5. Modes de production existants
2.5.1. Phosgénation d’alcool : synthèse traditionnelle de DMC
2.5.2. Carbonylation oxydative en présence de CuCl (phase liquide) : procédé EniChem, retenu dans l’étude de cas
2.5.3. Carbonylation oxydative en phase vapeur : Procédé Ube Ind
2.5.4. Autres modes de production potentiels
3. ACV COMPARATIVE DES MODES DE PRODUCTION EXISTANTS AVEC LE NOUVEAU PROCEDE TOPCOMBI – OBJECTIFS DE L’ANALYSE 
3.1. Alternative en développement : production de DEC à partir de CO2 et de bio-éthanol
3.2. Objectifs et orientation de l’analyse
3.2.1. Identification des procédés à l’étude
3.2.2. Objectifs de l’ACV
3.3. Objet de l’analyse et périmètre d’étude
3.4. Définitions des objectifs de collecte
3.5. Quantification de l’incertitude
3.6. Définitions des catégories d’impacts d’intérêt
4. DESCRIPTION DES SYSTEMES A L’ETUDE
4.1. Synthèse de DMC à partir de phosgène
4.1.1. Introduction
4.1.2. Description du procédé
4.1.3. Source de données et hypothèse de modélisation
4.2. Procédé Enichem – Carbonylation oxydative catalysée au chlorure de cuivre
4.2.1. Introduction
4.2.2. Description du procédé
4.2.3. Hypothèses de modélisation
4.3. Procédé en développement (TopCombi) – confidentiel
4.4. Conclusion
5. EXPERIMENTATION 1 : DU CHOIX DES DONNEES
5.1. Objectif
5.2. Description des ICV disponibles
5.2.1. Source 1
5.2.2. Source 2
5.2.3. Source 3
5.3. Discussion
5.4. Evaluation qualitative des trois ICV
5.4.1. Analyse de contribution
5.4.2. Estimation de l’indice de qualité du sous-système
5.5. Observation
5.6. Conclusion
6. EXPERIMENTATION 2 : DU CARACTERE EVOLUTIF DES REPRESENTATIONS DE SYSTEME
6.1. Objectif
6.2. Qualification des données composant l’ICV complet (C)
6.3. Evolution des contributions et des indices de qualité
6.4. Interprétation
6.5. Conclusion
7. EXPERIMENTATION 3 : IMPLEMENTATION DE LA METHODOLOGIE 
7.1. Objectif
7.2. Analyse qualitative des jeux de données
7.2.1. Validation de l’inventaire
7.2.2. Cartographie d’ICV
Voir Chapitre 3 – Section 3.4.3
7.3. Analyse de contribution
Voir Chapitre 3 – Section 4.1
7.4. Evaluation de la qualité du macro-système
7.4.1. Etablissement des diagrammes de propagation de l’indice de qualité
Voir Chapitre 3 – Sections 4.2.1 et 4.2.2
7.4.2. Synthèse des indices de qualité pour chaque alternative
7.4.3. Discussion des indices de qualité mesurés
7.5. Identification des défauts de qualité en regard des objectifs de collecte
7.6. Evaluation quantitative
7.6.1. Observation
7.6.2. Interprétation
7.6.3. Validation des résultats préliminaires : propagation des incertitudes par simulations de Monte Carlo
7.7. Positionnement des alternatives
Voir Chapitre 3 – Section 7
CONCLUSION 
CONCLUSION GENERALE ET PERSPECTIVES
BIBLIOGRAPHIE

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