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Pour les articles homonymes, voir ACV. L'analyse du cycle de vie (ACV) est une méthode d'évaluation normalisée (ISO 14040 et 14044) permettant de réaliser un bilan environnemental multicritère et multi-étape d'un système (produit, service, entreprise ou procédé) sur l'ensemble de son cycle de vie. Son but est de connaître et pouvoir comparer les impacts environnementaux d'un système tout au long de son cycle de vie, de l'extraction des matières premières nécessaires à sa fabrication à son traitement en fin de vie (mise en décharge, recyclage…), en passant par ses phases d'usage, d'entretien et de transport. L'ACV permet ainsi :
L'ACV est :
Introduction et contexte de l'ACV[modifier | modifier le code]Positionnement en matière d'analyse de soutenabilité[modifier | modifier le code]L'ACV est une méthode d'analyse permettant de compléter la connaissance de la soutenabilité du système étudié. Elle n'inclut ni les éléments économiques, ni les éléments sociaux. Les systèmes étudiés sont considérés comme en fonctionnement normal, les accidents sont donc exclus. Les impacts étudiés ont lieu dans la biosphère et non dans la technosphère. Ce qui arrive au sein de l'environnement de production n'est donc pas développé[1]. Ces éléments précités, non inclus dans l'ACV, sont les objets d'autres études comme, l'environmental risk assessment (ERA), évaluation des risques environnementaux, ou encore des études reprenant le cadre de travail de l'ACV, le coût du cycle de vie (en anglais life cycle costing, LCC), l'analyse sociale du cycle de vie (AsCV, en anglais S-LCA pour Social Lifecycle Analysis). L’analyse sociale du cycle de vie (AsCV) est un outil permettant d’identifier les effets sociaux et socio-économiques potentiels sur différentes parties prenantes (par exemple : travailleurs, communautés locales, consommateurs) tout au long de la chaîne de valeur des produits et services. L’AsCV est encadrée et reconnue au niveau international par les « Lignes directrices pour l’analyse sociale du cycle de vie des produits », publiées en 2009 au Québec[2],[3]. L'outil s’appuie sur les lignes directrices ISO 26000:2010 pour la responsabilité sociale et les lignes directrices du Global Reporting Initiative (GRI)[4] Tous ces éléments, gravitant dans le domaine de la « pensée en cycle de vie », visent à compléter l'ACV. Ils peuvent d'ailleurs être intégrés dans la mesure où leurs quantifications peuvent être mises en relation avec l'unité fonctionnelle quantifiée par le flux de référence[5].[pas clair] Historique de la méthode[modifier | modifier le code]Les premiers travaux relevant de l'ACV datent des années 1970. Ces origines sont relatées dans les travaux de 1996 de Boustead et Hunt, respectivement au Royaume-Uni et aux États-Unis d'Amérique[6],[7]. Les premières méthodes d'évaluation des impacts environnementaux, telles que nous les connaissons toujours aujourd'hui sous la forme de l'ACV, remontent à 1992, soit environ vingt ans après les prémisses de la méthodologie. Mentionnons l'EPS (Environmental Priority Strategy), basée sur une modélisation orientée dommage exprimée en valeur monétaire, le modèle Swiss Ecoscarcity Ecopoints fondé sur le « principe de la distance à la cible » et la méthode de 92 du CML avec une orientation « problème »[8]. Vocabulaire et définition[modifier | modifier le code]Selon la logique de l'ACV, les flux constitutifs d'un produit se décomposent selon deux dimensions, deux sphères :
Afin de réaliser une ACV, tout système est décomposé en processus élémentaires et chaque processus élémentaire reçoit et émet des flux. À l'image des deux sphères (eco et techno), il existe deux types de flux :
Reformulation hors champ économique[modifier | modifier le code]Idéalement, seuls des flux élémentaires devraient entrer et sortir du système, les flux économiques ne devraient que servir à joindre les processus élémentaires entre eux (hormis le produit final qui est un flux économique qui sort du système). Cependant ceci nécessiterait de prendre en compte trop de sous-systèmes comme tout ce qui sert à produire l'électricité nécessaire à un processus élémentaire. Par conséquent, il est fréquent que des processus élémentaires, comme l'approvisionnement d'électricité, soient simplifiés comme des processus dont on connaît les impacts environnementaux agrégés (les impacts de chaque processus élémentaire de la production d'électricité n'apparaissent plus individuellement, mais agrégés en impacts globaux). Éco-profil[modifier | modifier le code]L'« éco-profil »
(ou « profil environnemental », distinct du « profil environnemental régional » ou du « profil environnemental local ») est un élément de la démarche d'écoconception et/ou
d’évaluation environnementale (quantitatif et/ou qualitatif)[9]. C’est une sorte de « carte d’identité » environnementale d’un produit ou service qui peut être utilisé pour la conception d’un objet ou de
structures complexes comme un véhicule, un bâtiment à haute qualité environnementale une
ZAC[10] ou un écoquartier[11] notamment pour les approches
d’économie circulaire et de types Analyse du cycle de vie. Bases de données d'éco-profils[modifier | modifier le code]Des modèles fins sont nécessaires pour définir de nouveaux cadres européens (en cours d’élaboration en 2017-2018) aux ACV d’équipements électriques et électroniques, et pour la bonne gestion de cette filière de déchets. Ils aideront à clarifier les volumes et qualité
de matières premières et de substances (additifs) utilisées (et éventuellement gaspillés en fin de vie). Pour aider les fabricants à écoconcevoir leurs produits afin d’économiser des ressources et limiter l'emploi de produits dangereux et mieux gérer le recyclage (y compris en réintégrant dans les processus des matières recyclées ou des composants
réutilisables)[15]. Standardisation de l'analyse de cycle de vie (ACV)[modifier | modifier le code]La série de la norme ISO 14040 fournit de la documentation pour chacune des étapes de l'ACV :
La plate-forme de recherche européenne (JRC joint research center) édite également des manuels et guides de référence sur l'analyse du cycle de vie. Citons parmi ces publications :
Méthodologie[modifier | modifier le code]Relations entre les différentes étapes du processus d'analyse du cycle de vie selon ISO 14040. (Les normes citées ici ont été remplacées par ISO 14044 qui décrit toutes ces étapes selon la même systématique.) Suivant les quatre ou cinq phases (suivant que l'on se réfère à l'ISO groupant objectifs et champ d'étude ou à l'ILCD les séparant), il faut d'abord définir l'objectif de l'étude, puis choisir en conséquence l'objet à étudier. Il faut ensuite étudier les systèmes impliqués par les produits à comparer, puis les flux de matières et d'énergie, puis les impacts environnementaux connus, pour chaque étape du cycle de vie. Il faut enfin pondérer ces impacts, habituellement sous la forme d'unités de charge écologique (UCE). Les bonnes pratiques impliquent d'intégrer une revue critique, qui est un processus de vérification par un tiers que l'« Analyse du Cycle de Vie satisfait aux exigences de méthodologie, de données, d'interprétation et de communication et si elle est conforme aux principes de la méthodologie tels qu'ils sont indiqués par les normes en vigueur ». Le tiers peut être un expert interne ou externe ou un comité des parties intéressées. Il vérifie la cohérence des méthodes relativement aux normes en vigueur, leur validité scientifique et technique, et la pertinence des données vis-à-vis des objectifs de l'étude. Il vérifie aussi que le rapport d'étude soit transparent, vérifiable et cohérent, ainsi que « le reflet des interprétations au vu des limitations identifiées et des objectifs de l'étude »[18]. Définition des objectifs et du champ de l'étude[modifier | modifier le code]Cette première partie se décompose en plusieurs sous-parties dont la structure était anciennement standardisée par la norme ISO 14041. Définition de l'objectif de l'étude[modifier | modifier le code]Insertion des cas ILCD[style à revoir][19]. En fonction de ces objectifs, les choix réalisés au cours de l'étude pourront varier, de même qu'une partie du processus. Par exemple, une analyse du cycle de vie rendue publique se doit d'être revue par des vérificateurs externes, ce qui n'est pas le cas pour une analyse utilisée à des fins internes. Deux types d'ACV[modifier | modifier le code]Il existe deux types principaux d'analyse de cycle de vie :
Dans les faits, la méthode est la même, la seule différence se fait au niveau des frontières du système étudié et des méthodes utilisées pour calculer les flux de référence appelés. Notons que l'ACV-C fait apparaître des non-linéarités alors que l'ACV-A est purement linéaire : en ACV-A, les impacts (mid-point, end-point, score unique) sont des fonctions linéaires de l'unité fonctionnelle. En ACV-C, tel n'est plus nécessairement le cas, car les lois d'offre et de demande ne sont linéaires que dans le cadre de petites variations. Une erreur de choix de modélisation peut être lourde. Les résultats de calculs d'intrants et d'émissions (de CO2 par exemple) peuvent varier de beaucoup selon que la méthode de calcul retenue est de type « conséquentielle » ou « attributionnelle »[20]. Fonction Il est important de comprendre que l'analyse du cycle de vie nécessite, pour une portée comparative, d'étudier la fonction du produit. En effet, en n'étudiant que le produit en lui-même, il deviendrait difficile de comparer des produits remplissant la même fonction mais de manière différente comme la voiture et le transport en commun dont la fonction commune est de déplacer des personnes. À ce titre une Analyse fonctionnelle s'avère fortement recommandée. C'est en définissant correctement la fonction étudiée qu'il est possible de comparer des produits entre eux. Une bonne définition de la fonction permet également de définir correctement les frontières du système à l'étude. Exemple de fonction pouvant servir pour de la peinture : protéger et colorer un mur. Unité fonctionnelle L’unité fonctionnelle représente ainsi une quantification de la fonction d’un produit. C’est à partir de cette unité qu’il sera possible de comparer des scénarios de produits a priori différents. Comme toute unité, elle se doit d’être précise, mesurable et additive. D'une manière générale, l'unité fonctionnelle devrait contenir une composante fonctionnelle, un critère de performance, et une durée. Dans le cas de la fonction précédemment proposée, l'unité fonctionnelle peut être de couvrir 1 m2 de mur avec une opacité mesurée à l'opacimètre d'au moins 0,98 pendant 20 ans. La fonction et l'unité fonctionnelle ainsi définies sont suffisamment ouvertes pour comparer des peintures entre elles, mais aussi du papier mural dont la fonction est la même. Des paramètres influenceront directement les grandeurs rencontrées dans l'unité fonctionnelle définie. Il s'agit de paramètres clefs qui devront être suivis tout particulièrement. Typiquement entrent en jeu des questions de durée de vie, de nombre d'utilisations possibles, d'efficacité, etc. Pour une peinture, les paramètres clés peuvent être la durée de vie d'une couche de peinture et la quantité de peinture nécessaire pour couvrir adéquatement une surface. Flux de référence[modifier | modifier le code]Le flux de référence désigne la quantité du produit analysé et de consommables utilisés par ce produit nécessaires pour couvrir les besoins de l'unité fonctionnelle. Dans le cas de la protection d'un mur, le flux de référence pourrait être :
Frontières du système[modifier | modifier le code]Une fois la fonction et ses attributs clairement définis, il convient de définir les limites du système qui sera étudié et qui permettra de rencontrer les besoins de la fonction. Comme expliqué plus loin, le système à l'étude est généralement décomposé en processus élémentaires (extraction des matières premières, transport, 1re transformation, etc.). Selon la théorie, chaque processus élémentaire fournissant un intrant pour le produit final devrait être pris en compte. Cependant, pour un système un minimum complexe, cela amène d'innombrables processus élémentaires, certains ayant une contribution quasi nulle. Par conséquent, il est généralement admis de définir des frontières pour le système au-delà desquelles la recherche d'information ne s'aventurera pas. Dans ce cas, il est nécessaire d'avoir des données suffisamment précises pour combler le manque. Ainsi, s'il n'est pas nécessaire de prendre en compte tous les processus élémentaires amenant à la production de l'électricité utilisée pour un procédé, il faut en revanche avoir accès à des données d'impact dites agrégées, qui vont quand même permettre de quantifier l'impact de la consommation d'électricité. Un processus élémentaire dont les données préliminaires montrent que la contribution est infime peut être retiré selon des critères d'exclusion à définir. Souvent, la définition des frontières sera itérative. En effet, dans un premier temps, il sera possible de construire un arbre des processus élémentaires et de spécifier, a priori, les processus inclus et exclus. Durant les phases suivantes, il sera souvent nécessaire de revenir sur les frontières pour inclure ou exclure des processus, soit parce que des données précises ne sont pas disponibles, soit parce qu'un processus doit être inclus car présentant un impact qu'il faut qualifier plus précisément. Les étapes générales à considérer sont :
Analyse de l'inventaire du cycle de vie[modifier | modifier le code]L'étape d'inventaire d'analyse du cycle de vie (ICV) consiste à inventorier tous les flux à l'intérieur et à l'extérieur du système à l'étude. Cette étape était anciennement normalisée et décrite par la norme ISO 14041. Deux types de flux sont identifiés dans le cadre d'une analyse du cycle de vie :
L'inventaire et son analyse se font en quatre étapes :
Imputation et exclusion[modifier | modifier le code]Souvent l'enchevêtrement des processus rend les sources et les destinations des flux difficiles à déterminer. C'est notamment le cas pour les processus multi-fonctionnels dans lesquels un seul processus va générer plusieurs produits. C'est par exemple le cas du raffinage du pétrole qui va produire différents carburants (diesel, essence, gaz naturel), d'autres coproduits comme l'asphalte. À supposer l'étude d'un seul de ces coproduits, par exemple l'asphalte, comment répartir l'impact des étapes précédentes (extraction du pétrole, raffinage, transport, etc.) entre le produit étudié et les autres coproduits. Plusieurs approches sont possibles et sont ici présentées par ordre de priorité selon ISO :
Cas du recyclage[modifier | modifier le code]Le processus du recyclage est un exemple typique de processus multi-fonctionnel dont les impacts vont devoir être répartis ; au point que les normes ISO ont édité une série de recommandations à ce sujet. Recyclage en boucle fermée[modifier | modifier le code]Le recyclage en boucle fermée est un processus qui permet de récupérer un nombre de fois virtuellement infini un matériau, sans en altérer sa qualité. C'est le cas de certains métaux ainsi que de catalyseurs pour des réactions chimiques. Ce cas est relativement simple, il suffit de considérer qu'un pourcentage donné de matière est recyclée et réinjectée dans le processus étudié. Il faut ensuite ajouter le processus de recyclage dans l'analyse du cycle de vie et ôter la quantité de matière recyclée du flux de matière entrant dans le processus. Au global, il n'est pas nécessaire de faire entrer en jeu des imputations, tout reste dans les frontières du système. Recyclage en boucle ouverte[modifier | modifier le code]Dans le cas du recyclage en boucle ouverte, dans lequel le produit recyclé va théoriquement être dégradé et servir à autre chose, il faut être en mesure de répartir les impacts du recyclage entre les différents processus en jeu. Ainsi, quand on recycle des bouteilles en plastique pour en faire des bacs à poubelle, comment répartir le processus de recyclage entre le processus des bouteilles sachant que :
ISO propose plusieurs voies :
Évaluation des impacts du cycle de vie[modifier | modifier le code]L'évaluation des impacts du cycle de vie (ÉICV) est une étape importante de l'analyse de cycle de vie et vise à transformer un inventaire de flux en une série d'impacts clairement identifiables. L'évaluation des impacts était anciennement standardisée par la norme ISO 14042 qui stipule que cette étape peut servir pour :
Tout comme le reste de l'analyse de cycle de vie, l'évaluation des impacts est fondée sur une unité fonctionnelle. L'évaluation des impacts du cycle de vie prend comme données d'entrée l'analyse de l'inventaire du cycle de vie, c'est-à-dire une liste de flux entrants (les matières premières, matières transformées, énergies) et sortants (les rejets, déchets, émissions, etc.) agrégés sur l'ensemble du système de produit, à toutes ses étapes de vie. Ces flux vont être agrégés dans des catégories d'impacts pour ensuite donner des indicateurs de catégorie. Ultimement, il est possible d'arriver à un score environnemental unique, bien que ceci implique une pondération entre les catégories d'impact. Typologie des méthodes d'évaluation[modifier | modifier le code]Il existe plusieurs méthodes pour réaliser une telle évaluation. Ces méthodes peuvent se séparer en deux catégories en fonction de leur positionnement sur le continuum de la chaîne des causes à effet. Méthodes orientées problèmes La chaîne de « causes à effet » pour les problématiques environnementales est complexe. On distingue souvent des effets primaires, découlant directement des activités étudiées, comme l'émission de CFC, et les effets secondaires, qui sont en fait les conséquences comme la diminution de l'ozone stratosphérique, résultant en une augmentation des rayons UV touchant le sol, ce qui cause des problèmes de cataracte et de cancer. Mais il faudrait idéalement également prendre en compte les effets synergiques et les effets cumulatifs[21]. Les méthodes orientées problèmes vont s'attacher à catégoriser les impacts de premier ordre, par exemple l'émission des CFC. Ces méthodes sont également connues sous le nom de méthode « mid-point ». Méthodes orientées dommages Contrairement aux méthodes orientées problèmes, les méthodes orientées dommages vont s'attacher à regrouper les impacts en fonction des résultats, aussi loin que possible dans la chaîne de cause à effet. C'est pour cela que ces méthodes sont également qualifiée de « end-point ». Ces méthodes présentent l'avantage de montrer plus clairement l'impact. Ainsi au lieu de parler d'émissions de gaz de type SACO (comme les CFC), les catégories d'impact vont quantifier l'impact comme le dommage sur la santé humaine (cancers, cataractes, etc.). Cependant, suivre la chaîne de cause à effet est assez difficile, notamment dans le domaine biologique : les durées sont importantes et la chaîne de causalité pas toujours clairement établie. Par conséquent, les méthodes orientées problèmes sont souvent préférées ; il est toujours possible de dériver les dommages finaux à partir des effets de premier ordre ainsi obtenus.
Les méthodes mentionnées dans les deux colonnes correspondent aux méthodes mixtes permettant la caractérisation aux deux échelles midpoint et endpoint, échelles des impacts et dommages. liste de contenu restant à classer : Swiss Ecoscarcity or Ecological scarcity[23],[24],[25],[26][réf. non conforme]. Étapes d'évaluation des impacts[modifier | modifier le code]Choix des catégories d'impacts[modifier | modifier le code]Les catégories d'impact sont multiples. On peut en ressortir deux types qui jouent à deux niveaux. Les catégories orientées dommages (endpoint) sont : ressources, changement climatique, santé humaine et qualité des écosystèmes. Les catégories orientées problèmes (midpoint) sont :
Plusieurs autres catégories existent, les principales différences étant que certaines regroupent certains impacts sous une même bannière. Selon ISO 14042[27], les critères présidant au choix de bonnes catégories d'impacts sont que ces dernières ne soient pas redondantes et n'amènent pas de double comptages, qu'elles ne déguisent pas d'impacts importants, qu'elles soient complètes et qu'elles permettent la traçabilité. Classification[modifier | modifier le code]Cette seconde étape vise à classer chaque élément de l'inventaire de cycle de vie dans les catégories choisies. Ceci n'est pas sans difficulté car certaines substances émises peuvent avoir des impacts multiples selon deux modes :
Il s'agit donc d'éviter la redondance des sources ou des impacts. Ainsi, pour les impacts en parallèle, la même molécule n'aura pas les deux impacts simultanément. Il convient de séparer l'inventaire de la molécule en flux différents ayant des impacts qui leur sont propres. Pour les impacts en série, il faut s'assurer de ne prendre qu'un des impacts pour éviter les redondances. Caractérisation[modifier | modifier le code]Exemple d'une caractérisation pour le cycle de vie du Diesel. Cette étape vise à caractériser les entrants et les sortants en fonction de leur degré de contribution à un impact. Ceci amène à convertir tous les éléments participant à un impact en une mesure commune permettant de ressortir un indicateur numérique. Un exemple simple est la caractérisation des substances participant au réchauffement climatique. Il est généralement admis que le CO2 est la substance de référence. Ainsi toutes les autres substances participant à cet impact vont être converties en équivalent CO2 en fonction de leur potentiel d'impact. Il est communément admis que le méthane a un potentiel d'impact 20 fois plus important que le CO2, donc chaque gramme de méthane équivaudra à 20 grammes équivalent CO2. Cette étape fait entrer des paramètres divers et variés et amène à faire des choix méthodologiques et des hypothèses pouvant faire varier le résultat. Ainsi même pour l'impact « changement climatique », qui est pourtant l'un des plus simples (comparativement à l'éco-toxicité par exemple), plusieurs critères rendent la caractérisation difficile. D'abord, le positionnement sur la chaîne de cause à effet pour considérer l'équivalence des différentes substances n'est pas évident. Ainsi, caractérise-t-on le méthane (par rapport au CO2) en fonction de sa contribution à la perturbation du bilan des radiations (forçage radiatif instantané, effet de premier ordre) ou à l'augmentation du niveau de la mer (effet de troisième ordre). Le premier est quantifiable, le second est moins certain. Ceci nécessite donc de faire un choix méthodologique pouvant modifier le résultat. L'échelle de temps considérée pose également problème pour la caractérisation des substances ayant un impact sur les changements climatiques. Ainsi le méthane a une durée de vie 15 fois plus courte que le CO2 (10 ans contre 150 ans) donc la caractérisation du méthane varie selon l'horizon temporel choisi. Sur un horizon de 10 ans, il est généralement considéré avec un facteur de 62 par rapport au CO2 alors qu'à très long terme, par exemple à 500 ans, ce facteur est ramené à 7,5. Ainsi, chaque élément participant à une catégorie d'impact doit être caractérisé, caractérisation qui peut varier en fonction de paramètres que le praticien est obligé de fixer selon des choix méthodologiques qui feront inévitablement varier le résultat. Normalisation[modifier | modifier le code]Selon ISO, cette étape optionnelle consiste à obtenir une valeur normée afin de la rendre comparable à d'autres valeurs du même domaine. Ainsi il peut être intéressant de ramener certains impacts à une valeur par individu (diviser par le nombre d'habitants d'un pays) ou au contraire de projeter un résultat local/régional à l'échelle nationale ou mondiale. Dans la norme EDIP, les valeurs vont être ramenées à l'unité « équivalent personne » selon la nomenclature suivante : mPEDK90
Avec cette mesure unique, il faut utiliser des valeurs de référence globales pour les impacts globaux et des valeurs régionales pour les impacts régionaux. Ceci oblige à caractériser les impacts régionaux. Groupement[modifier | modifier le code]Selon ISO, cette étape est optionnelle. Le groupement vise à faire un tri et un classement par priorité des catégories d'impact. Ceci se fait assez rarement. Pondération et agrégation[modifier | modifier le code]Exemple d'une pondération pour le cycle de vie du diesel Selon ISO, cette étape est optionnelle. Bien que cette étape soit celle qui amène le résultat le plus compréhensible pour le grand public car résultant en une valeur unique, elle est optionnelle car c'est aussi l'une des plus subjectives. Cette étape est même déconseillée dans certaines conditions. L'objectif est de donner des valeurs de pondération à toutes les catégories afin de les agréger en un score unique. Si l'intérêt est évident pour le grand public (possibilité de comparer un score unique entre différents produits), il fait disparaître beaucoup d'informations et se fait par un choix de pondération qui demeure assez subjectif. En effet, il n'existe pas de méthode pour déterminer, par exemple, lequel des changements climatiques ou de l'éco-toxicité a le plus d'impact. Il existe 5 grandes méthodes pour choisir les valeurs de pondération :
Interprétation de l'analyse de cycle de vie[modifier | modifier le code]L'interprétation vise à retirer des conclusions sûres de l'analyse. Il faut donc analyser les résultats, établir des conclusions et expliquer les limites de l'analyse réalisée. Il faut également fournir des résultats transparents, conformes à la définition du champ d'étude, complets et aisés à comprendre. Dans le cadre d'une analyse de cycle de vie, le processus employé est aussi important que le résultat final, il faut donc laisser ce processus ouvert et compréhensible pour laisser au lecteur la possibilité de juger de l'apport de l'analyse réalisée. L'interprétation doit également mettre en avant les méthodes de vérification employées et doit clairement établir les limites de l'étude. Outils d'analyse des résultats[modifier | modifier le code]Analyse de contribution
Calcul de la contribution d'un paramètre d'entrée par rapport à un paramètre de sortie. Cette analyse peut se faire par rapport à l'inventaire, à la caractérisation ou à l'indicateur unique s'il a été calculé. Il va ainsi être possible de ressortir des pourcentages de contribution, permettant de s'assurer que les résultats sont cohérents et de ressortir les processus et les éléments qui contribuent le plus au cycle de vie. Analyse de dominance Calcul utilisant des outils statistiques ou de ranking permettant de ressortir les contributions significatives ou remarquables (consiste généralement à faire des catégories de contribution allant de forte à faible et de classer chaque étape du processus dans ces catégories.) Analyse d'influence Analyse visant à voir la possibilité d'influencer un aspect environnemental et son impact sur l'analyse complète. Outil de vérification[modifier | modifier le code]L'objectif est d'assurer la complétude, la cohérence et la stabilité des résultats. Pour cela, plusieurs étapes sont à réaliser : Étude des sources d'incertitudesIl faut regarder la variabilité des paramètres en fonction de l'espace, du temps, des relations entre sources et objets. La précision des données, le fait d'avoir des données manquantes doit également être étudié de près tout comme le modèle utilisé et les simplifications qui sont faites. Enfin, il faut également évaluer l'incertitude liée aux choix et hypothèses réalisés tout au long du processus ainsi que les incertitudes propres aux prises de données et à la limite des connaissances sur les sujets traités. Contrôle de complétudeRares sont les ACV pouvant obtenir toutes les données nécessaires. Souvent des approximations sont nécessaires. Il faut alors justifier les choix faits et vérifier l'impact de ces choix si les données sont importantes et justifier en quoi ces données ne sont pas importantes si elles sont jugées comme telles. Contrôle de sensibilité[modifier | modifier le code]L'objectif est de valider la fiabilité des résultats finaux en déterminant l'influence sur ceux-ci de variation dans les hypothèses, les données sources et la méthodologie. Le contrôle de sensibilité peut s'appliquer à n'importe quel élément de l'analyse : imputation, critère d'exclusion, frontière du système, catégories d'impact choisies, données de normalisation, etc. Deux types d'analyse de sensibilité sont possibles :
Dans ce cas, il est possible d'étudier l'impact d'une variation de x % d'un flux élémentaire sur l'inventaire, d'un facteur de pondération sur le score final, etc. À partir de là, il est possible d'extrapoler des facteurs de dépendance (ou de corrélation). Les intrants ayant un fort pouvoir de corrélation sur l'output doivent alors être regardés de près pour assurer que ces valeurs, dont l'impact est majeur, sont aussi précises que possibles. Cette analyse peut amener à revoir le champ d'étude et les objectifs en fonction de la sensibilité de certaines données ;
Contrôle de cohérence[modifier | modifier le code]L'objectif de ce contrôle est de s'assurer que les résultats obtenus sont conformes au champ de l'étude initialement formulé. Dans le cas de comparaison entre différents scénarios, il est également conseillé de démontrer que les hypothèses choisies dans chacun des scénarios sont cohérentes les unes par rapport aux autres. Ces différences entre les scénarios peuvent venir de différences dans les sources des données, dans la précision des données, dans les représentations technologiques... Les différences liées au facteur temps, au facteur géographique, à l'âge des données, et aux indicateurs doivent être également pris en compte. Évaluation de la qualité des données[modifier | modifier le code]Normalement, dès les premières étapes de l'inventaire, les praticiens doivent établir des recommandations concernant la qualité des données, notamment les couvertures temporelles et géographiques, la précision, la représentativité, la cohérence et la reproductibilité des mesures, les sources des données et les niveaux d'incertitude. Durant la phase de vérification, les données utilisées doivent être comparées aux recommandations initiales. Les écarts doivent être documentés et justifiés. Analyse d'incertitude[modifier | modifier le code]Vise à vérifier l'impact de l'incertitude des données principales sur les résultats du modèle. Ceci se fait habituellement avec des outils informatiques en utilisant par exemple une Méthode de Monte-Carlo. Certains des outils d'analyse du cycle de vie permettent d'entrer l'incertitude d'une valeur avec une distribution. Le programme va alors ressortir une distribution de résultat qui permettra soit de s'assurer que la variabilité n'a pas d'impact trop important, soit que le résultat d'un comparatif entre plusieurs scénarios est valide dans les conditions d'incertitude. Outils d'ACV[modifier | modifier le code]Le centre de recherche de la Commission européenne a publié une liste de logiciels, outils et services d'ACV. (Last update: January 27, 2014 en date de l'insertion) Ces logiciels permettent en général de réaliser des modèles de cycle de vie. Ils exploitent ou contiennent des bases de données d'inventaires et des méthodes d'évaluation des impacts. Ceci permet de calculer les impacts potentiels à partir des modèles réalisés. La liste de la commission est incomplète. Les praticiens de l'ACV disposent par exemple de Brightway2 [1] et Open LCA [2]. Un wiki convient parfaitement au travail de recueil nécessaire, tel qu'en atteste les travaux de Christopher Davis, 2012[28]. Exemples d'application[modifier | modifier le code]Le bâtiment en France[modifier | modifier le code]Tout élément bâti peut théoriquement faire l'objet d'une ACV, avec d'autant plus de complexité que la construction et ses usages sont complexes. En France 43 % de l’énergie finale (> 100 Mtep/an) est consommée par les bâtiments, dont la construction et démolition génèrent plus de 40 millions de tonnes de déchets, encore peu et mal recyclés, plaçant pour les émissions de « gaz à effet de serre » le résidentiel-tertiaire (24 %) se place devant les transports (23 %), l’industrie et l’agriculture. À la suite des demandes
de performanciels[Quoi ?] et d'évaluation environnementale de la HQE, la réflexion a porté sur les bâtiments habités, surtout à partir des années 2000. La loi
Grenelle 2 (2010) pousse le secteur du bâtiment vers les ACV, via de nouveaux articles[29] du Code de la construction et de l’habitation, qui visent un label environnemental intégrant l’ensemble du cycle de vie du bâtiment. Des outils informatiques d'aide au calcul doivent encore être améliorés, testés, validés et normalisés (exemple : norme ISO 15392:2008 sur le développement durable dans la construction, norme européenne prEN 15804 sur les déclarations environnementales des produits de construction qui doit remplacer la NF P01-010 en 2012, norme EN 15978 devant remplacer la XP P01-020-3 en 2012 sur les indicateurs et méthodes de calcul des impacts environnementaux des bâtiments). En 2011, plusieurs approches peuvent donner des résultats différents. Toutefois, la convergence des référentiels d’évaluation (échelle produit : NF EN 15804, PCR PEP v3, ISO 21930. Échelle bâtiment NF EN 15978) est en marche. Les travaux d'articulation d'ACV avec l'échelle des quartiers et de la ville sont également portés au sein de la commission AFNOR Aménagement durable et résilient : AFNOR/ADR et de l'institut Efficacity : l'institut de R&D pour la transition énergétique de la ville[34]. L'ACV se retrouve aujourd'hui être l'une des méthodes d'évaluation environnementale préconisée notamment par la Commission Européenne au sein de ses feuilles de route « Resource Efficiency[35] » et « Circular Economy »[36]. Exemple de résultats[modifier | modifier le code]Voici quelques chiffres comparés des impacts entre les infrastructures et les procédés (selon Éco-indicator 99, score unique (en pt. hiérarchisé)[réf. nécessaire].
Au Québec[modifier | modifier le code]L'analyse du cycle de vie est utilisée par des sociétés d’État ou organismes gouvernementaux en plus de résultats qui ont été diffusés dans les médias québécois. Le Centre international de référence sur le cycle de vie des produits, procédés et services (CIRAIG), groupe de recherche sur le cycle de vie et le développement durable, en collaboration avec la base de données ecoinvent[Quoi ?] et le Ministère de l'Environnement et de la Lutte contre les changements climatiques, a développé une base de données d’inventaire du cycle de vie (ICV) spécifique pour les données[Lesquelles ?] du Québec[37]. Avantages et inconvénients[modifier | modifier le code]L'analyse de cycle de vie offre une vision globale de l'impact environnemental d'une filière, permet de prévoir certains transferts de pollution, d'évaluer quel type d'impact environnemental est dominant dans la réalisation d'un produit et quelles étapes (étape de production, utilisation, mise au rebut) ou quels éléments particuliers du produit y contribuent le plus. Ceci est obtenu par une démarche aussi exhaustive que possible et selon une démarche clairement documentée. Cette méthode permet également une mise en perspective des différents types d'impacts plutôt que de se limiter à un type d'impact particulier. C'est également un outil utile pour faire des choix autant à portée globale (choix d'une politique environnementale, comme l'intérêt du recyclage de certains produits) que locale (choix de design et de production pour un produit). Cependant nombre d'obstacles font que l'analyse du cycle de vie ne sera jamais un outil universel. D'abord il est quasi impossible d'obtenir l'intégralité des flux utilisés pour un produit, il faut donc se contenter de données parfois limitées et faire appel à des données génériques, donc manquant de précision. Dans les logiciels d'analyse de cycle de vie actuels, les processus sont généralement régionalisés (contrairement aux impacts qui ont lieu de façon géographiquement indifférenciée et ne dépendent pas de la région ou des régions où a/ont lieu le cycle de vie): il existe généralement plusieurs instances pour chaque processus, en fonction du lieu d'utilisation. Par exemple, pour un même logiciel d'analyse de cycle de vie, il existe plusieurs processus de production d'électricité par le biais de centrales à charbon, pour différents pays, et ces centrales ont des profils d'émission sensiblement différents d'un pays à un autre. Cependant, toutes les régions du monde ne sont pas représentées pour un même type de processus. Il est donc souvent difficile, voire impossible, de réaliser une analyse de cycle de vie qui tienne complètement et parfaitement compte des particularités et du contexte de chaque pays. En revanche, tant que les processus représentatifs requis existent, il est facile et rapide de remplacer un processus par un autre dans une même analyse de cycle de vie. Cela rend aisé, dans la limite de la disponibilité des processus adéquats, la modification d'une analyse de cycle de vie en vue de l'adapter à la réalité contextuelle d'un autre pays ou d'une autre région. Par ailleurs, plusieurs choix méthodologiques demeurent assez subjectifs comme les choix d'imputation et les méthodes de caractérisation des impacts, de normalisation et de pondération s'ils sont utilisés. Il n'est pas rare, dans le cadre d'une comparaison, de voir le classement entre plusieurs produits être inversé selon la méthode d'évaluation choisie et ce juste au niveau de la caractérisation. Plusieurs auteurs plaident aussi pour une réévaluation de la notion de ressources naturelles dans l'ACV[38]. En conclusion, l'analyse de cycle de vie présente de nombreux intérêts. Toutefois les résultats à eux seuls peuvent toujours être contestables selon les choix méthodologiques réalisés. Par conséquent les valeurs obtenues peuvent difficilement être utilisées par le grand public et nécessitent d'être étudiées en détail. Flux et méthode mathématique de l'ACV[modifier | modifier le code]Résolution mathématique[modifier | modifier le code]L'analyse de cycle de vie fait un usage important du calcul matriciel pour passer de l'inventaire des flux à l'agrégation des impacts en passant par plusieurs étapes intermédiaires. Ces calculs sont généralement réalisés à l'aide de logiciels de simulation, mais il demeure utile de connaître les différentes étapes en jeu. De l'inventaire brut à l'inventaire mis à l'échelle et agrégé[modifier | modifier le code]Durant cette première étape, les matrices entrant en jeu sont constituées des flux suivants :
Chaque processus élémentaire est représenté comme un vecteur dans une base des flux économiques et un base des flux élémentaires ce qui donne les matrice suivantes :
Ceci permet d'arriver à des valeurs mises à l'échelle du flux de référence fi : somme des flux économiques i mis à l'échelle / f matrice des flux économiques mis à l'échelle, correspond à la demande finale. gi : sommes des flux élémentaires i mis à l'échelle / g matrice des flux élémentaires mis à l'échelle. Généralement, on connait la demande finale f ainsi que les flux économiques, il est donc possible d'obtenir le facteur de mise à l'échelle. s = A−1.fEnsuite, il est possible d'obtenir la matrice des flux élémentaires : B.s = gCeci permet d'obtenir tous les flux élémentaires et économiques mis à l'échelle et agrégés. Du vecteur d'inventaire au vecteur d'indicateurs d'impact[modifier | modifier le code]Comme expliqué dans l'évaluation des impacts du cycle de vie, le but consiste à ramener les inventaires en catégories d'impact clairement établies. Il est ensuite possible de ramener tous les flux d'inventaires participant à une catégorie d'impact à une valeur d'équivalence par rapport à une unité de référence. Par exemple, pour la catégorie d'impact réchauffement climatique, tout sera ramené en kg CO2équivalent. Pour ce faire, il faut établir une matrice de caractérisation Q qui va faire le lien entre le vecteur d'inventaire et le vecteur des indicateurs d'impact h qui s'obtient ainsi : h = Q.g avec g comme vecteur d'inventaire Vers un vecteur d'impact normalisé[modifier | modifier le code]Il est ensuite possible d'établir une matrice de normalisation. Cette dernière est une matrice diagonale dont les valeurs sont 1/ĥi pour chaque i catégorie d'impact. Il est ainsi possible d'obtenir le vecteur d'indicateur d'impact normalisé ~h. Ceci permet généralement de passer des valeurs en « unités équivalentes » à des valeurs sans unités ou en points, plus facilement comparables entre elles et avec d'autres ACV. Indicateur unique[modifier | modifier le code]Enfin il est possible d'établir un vecteur de pondération w entre les différentes catégories étudiées. Sachant que les valeurs ont été normalisées auparavant et s'expriment donc sans unité, il est possible de les sommer. On obtient ainsi : W = w.~hNotes et références[modifier | modifier le code]
Voir aussi[modifier | modifier le code]Articles connexes[modifier | modifier le code]Cycle de vie
Normalisation
Liens externes[modifier | modifier le code]
Bibliographie[modifier | modifier le code]
Quelles sont les etapes du cycle de vie d'un objet technique ?Le cycle de vie d'un objet est une succession de 5 étapes : l'extraction des matières premières, la fabrication, la distribution (transport + stockage), l'utilisation et la fin de vie.
Pourquoi AnalyseAnalyser le cycle de vie d'un produit ou d'un service, permet de se rendre compte de la pression qu'il exerce sur les ressources et l'environnement. Cela permet ensuite d'étudier les alternatives et essayer de réduire cette pression.
Quelles sont les 4 étapes de la durée de vie d'un objet ?Le cycle de vie d'un objet technique est l'ensemble des étapes de sa vie. Les étapes du cycle de vie d'un produit sont l'extraction des matières premières ; la fabrication ; la distribution ; l'utilisation et l'élimination en fin de vie.
C'est quoi le cycle de vie d'un produit ?Le cycle de vie est généralement illustré comme une série d'étapes, depuis la production (extraction et récolte des matières premières) jusqu'à l'évacuation finale (élimination ou valorisation), en passant par la fabrication, l'emballage, le transport, la consommation par les ménages et les industries et le recyclage ...
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