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UNIVERSITÉ D’ORLÉANS POLYTECH ORLÉANS
GÉNIE ENVIRONNEMENTALE
MARIANA REIS DA SILVA
Développement d’une méthode d’analyse des impacts
locaux en analyse du cycle de vie
Orléans, France 2014
MARIANA REIS DA SILVA
DÉVELOPPEMENT D’UNE MÉTHODE D’ANALYSE
DES IMPACTS LOCAUX EN ANALYSE DU CYCLE DE
VIE
Trabalho de Graduação apresentado a Polytech Orléans para obtenção
do título de Engenheira Ambiental
Orientador: Stéphane Vaxelaire
São Carlos/SP 2014
Remerciements
Je remercie mes parents qui m’ont toujours données les supports dont j’avais
besoin même si ça impliquerait rester plus d’un an loin.
Je remercie mes amis en France qui m’ont rendu plus heureuse même loin de
mon pays d’origine où j’ai vécu.
Je remercie madame Le Forestier, qui a été réceptive et toujours disposée à
m’aider.
Je remercie encore, mon maître de stage, Stéphane Vaxelaire, pour m’avoir acceptée
comme sa stagiaire et m’avoir appris plusieurs choses dans le contexte du sujet du
stage et de m’avoir inclue dans l’ambiance agréable au BRGM.
Je remercie madame Proust pour avoir accepté d’être ma tutrice pour le
travail réalisé
Sommaire
1. Introduction ......................................................................................................................... 10
2. Le BRGM.............................................................................................................................. 12
3. Mission du travail ................................................................................................................ 13
3.1. L’ACV ........................................................................................................ 14
4. Méthodes et outils pour réaliser la mission. ..................................................................... 16
4.1. Etude et comparaison des methodes d’evaluation des
Impacts du cycle de vie..................................................................................................... 16
4.2. Comparaison des modeles d’evaluation des impacts de l’acv et
l’eqrs................................................................................................................................. 18
4.2.1. Le modèle multimédia USEtox ............................................................ 21
5. Principaux Résultats........................................................................................................... 25
5.1. Developpement d’un modele « multimedia » integrant une
Boîte locale. ...................................................................................................................... 25
5.2. Introduction d’une boite « locale » dans le modele ................................... 25
5.2.1. Identification des paramètres du modèle............................................. 26
5.2.2. Ce qui a été modifié dans le modèle. .................................................. 26
5.3. Application du modele a un cas d’etude .................................................... 27
5.3.1. Différentes techniques de dépollution évaluées. ................................. 27
5.3.2. Inventaire du cycle de vie ................................................................... 29
5.3.3. Calcul des facteurs de caractérisation locaux. .................................... 30
5.3.4. Résultats de la comparaison des techniques de traitement. ............... 31
5.3.5. Analyse des Résultats et difficultés rencontrées ................................. 35
6. Conclusions et Perspectives............................................................................................... 37
7. Bibliographie ...................................................................................................................... 38
Annexes.................................................................................................................................. 40
Annexe A : composition de la coupe pétrolière (FOD) retenue pour le cas d’étude ........... 40
Annexe B : Comparaison des méthodes de caractérisation des impacts et d’évaluation des
risques sanitaires................................................................................................................................... 42 Annexe C: Paramètres du modèle multimédia ..................................................................... 44
Tables des illustrations Illustration 1 : Illustration des impacts locaux en ACV ..................................................... 14
Illustration 2 : Schéma de la démarche de l'ACV. ............................................................. 15
Illustration 3 : Chaîne de cause à effet dans les méthodes d’évaluation d’impact........... 18
Illustration 4 : Chaîne de cause à effet pour les impacts sur la santé humaine et les
écosystèmes aquatiques d’eau douce............................................................................... 19
Illustration 5 : Schéma représentant le modèle multimédia USEtox. ................................. 23
Illustration 6 : Interface initiale de USEtox ......................................................................... 24
Illustration 7: Schéma du modèle multimédia USEtox modifié pour prendre en compte les
impacts locaux ................................................................................................................... 24
Illustration 8 : Début de l’insertion de l’échelle locale dans l’outil USEtox .......................... 26
Illustration 9 : Schéma de principe du biotertre (Colombano et al., 2010) ........................ 28
Illustration 10 : Schéma de principe du compostage (Colombano et al., 2010).................. 28
Illustration 11 : Schéma de principe du landfarming (Colombano et al., 2010) ................. 28
Illustration 12: Impacts pour le cas d’étude SOLENV exprimé en CTUh et CTUe calculés avec
les facteurs de caractérisation locaux. .............................................................................. 32
Illustration 13 : Impacts pour le cas d’étude SOLENV exprimé en CTUh et CTUe calculés avec
les facteurs de caractérisation globaux. ............................................................................ 32
Illustration 14 : Impacts locaux agrégés des techniques de dépollution pour la toxicité
humaine................................................................................................................................33
Illustration 15 : Impacts globaux agrégés des techniques de dépollution pour l’écotoxicité
.......................................................................................................................................... 33
Tables de Tableaux Tableau 1 : Caractéristiques locales du site dépollué. .......................................................... 27
Tableau 2 : Données sur la pollution éliminée par chaque technique de dépollution. .......... 29
Tableau 3 : Paramètres du modèle utilisés pour calculer les facteurs de caractérisation
locaux ................................................................................................................................... 30
Tableau 4 : Impacts locaux agrégés des techniques de dépollution pour la toxicité
humaine...................................................................................... ........................31
Tableau 5 : Impacts globaux agrégés des techniques de dépollution pour la toxicité
humaine.................................................................................................................................. 31
Abreviations
ACV Analyse du cycle de vie AICV Analyse d’Impact du Cycle de Vie (LCIA – Life Cycle Impact Assessment) CTU Comparative Toxic Units
ED50 Dose journalière pour laquelle un effet est observé dans 50 % des cas
EC50 La concentration effective pour laquelle un effet est observé sur 50%
de la population
ERA Ecological Risk Assessment
ERS Evaluation des Risques Sanitaires EQRS Evaluation Quantitative des Risques Sanitaires ET Ecotoxicity FC Facteur de Caractérisation FF Facteur du Devenir Chimique (Fate Factor)
HC50 La concentration pour laquelle 50% des espèces sont exposés au EC50
HT Human Toxicity ICV inventaire du Cycle de vie (LCI – Life Cycle Inventory) PAF Fraction Potentiellement Affectée des espèces (Potentially Affected Fraction) VTR Valeur Toxicologique de Référence
XF Facteur de l’exposition (Exposition Factot)
SILVA, M.R. Développement d’une méthode d’analyse des impacts locaux en analyse du cycle de vie.2014. 46p. Projet de Fin d’Études. Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos, 2014.
Resumo
A análise de ciclo de vida tem por objetivo quantificar os impactos de um produto (ou de um
bem, ou de um serviço prestado por meio de um processo) baseando-se em todo o conjunto
do seu ciclo de vida, desde a extração de matéria prima até sua disposição final. O trabalho
realizado tem como objetivo principal desenvolver um método de análise de ciclo de vida que
considere os impactos locais, a partir das características locais da emissão de uma
substância no meio ambiente, já que normalmente os impactos são avaliados em escala
global ou continental. Ele se insere na terceira etapa da análise do ciclo de vida, a avaliação
de impactos, mais precisamente avaliação da toxicidade humana e da ecotoxicologia. Para
atender aos objetivos propostos, o método escolhido para desenvolvimento é a ferramenta
USEtox, que calcula fatores de caracterização para as categorias de impacto citadas
anteriormente. Inicialmente, o método foi criado para representar um continente padrão
dentro de um compartimento mundial. A nova ferramenta, com a escala local inserida, foi
aplicada a um caso de estudo, para comparar três técnicas de remediação de solo
contaminado por combustível hidrocarboneto e os resultados mostraram que a inserção de
um compartimento local no USEtox influencia nos valores resultantes do cálculo dos fatores
de caracterização, principalmente no cálculo do fator para a poluição removida da área em
estudo.
Palavras-chave: Análise de ciclo de vida. Fator de caracterização.
SILVA, M.R. Développement d’une méthode d’analyse des impacts locaux en analyse du cycle de vie.2014. 46p. Projet de Fin d’Études. Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos, 2014.
Résumé
L’ACV a pour objectif de quantifier les impacts d'un produit (qu'il s'agisse d'un bien, d'un
service voire d'un procédé) sur l'ensemble de son cycle de vie, depuis l'extraction des matières
premières jusqu'à son élimination en fin de vie. Le travail réalisé a comme objectif principal le
développement d’une méthode d’analyse du cycle de vie prennant en compts les impacts
locaux, à travers les caractéristiques locales d’une émission d’une substance sur
l’environnement. Il s’insère dans la troisième phase de l’ACV, ayant comme principal objectif
de prendre en comptes les caractéristiques locales des émissions, tandis qu’en général les
impacts sont pris en compte à une échelle globale ou continentale. Le travail s’insère dans la
troisième phase de l’analyse du cycle de vie : l’évaluation des impacts et plus spécifiquement,
l’évaluation de la toxicité humaine et de l’écotoxicité. Pour réussir au travail, la méthode choisi
pour développer est le USEtox, laquelle fait le calcul des facteurs de caractérisation pour les
catégories d’impact avant cités. Initialement, la méthode a été créé pour représenter un
continent moyen dans une boîte mondiale. La nouvelle outil, avec la nouvelle échelle insérée, a
été appliquée à un cas d’étude, pour comparer trois techniques de dépollution de sol par des
hydrocarbures pétroliers et les résultats ont montré que l’insertion de la boîte locale dans
l’USEtox a une influence sur les valeurs résultantes du calcul des facteurs de caractérisation,
pricipalement ces qui concernent la pollution éliminée du site.
mots clés: Analyse du cycle de vie. Facteur de caractérisation
10
1. Introduction
De la même façon que les organismes vivants, les produits ont un cycle de vie,
où ils sont produits à partir de matières premières, utilisés par les consommateurs et
finalement éliminé en fin de vie. Dans chaque étape de leur cycle de vie, les produits
interagissent avec les autres systèmes, soit dans le domaine environnemental (extraction
ou addition de substances, utilisation de sol) soit dans l’économie (coût de production,
développement de technologie etc.) et ainsi le domaine social (emploi, droit du travailleur)
(UNEP, 2005). L’interaction de ces trois domaines est vraiment dynamique, ayant la
possibilité de diminuer la pollution de l’environnement avec une technologie plus
net/propre mais augmenter le prix au même temps.
Dans le contexte de la consommation et de la production durables, les approches
d’analyse du cycle de vie ont un rôle très important et peuvent être utilisés sous la forme
d’outils, de programmes et des procédures élaborées pour aider à prendre des décisions
sur la base du cycle de vie. (GOEDKOOP, 2001)
L’ACV a pour objectif de quantifier les impacts d'un produit (qu'il s'agisse d'un
bien, d'un service voire d'un procédé) sur l'ensemble de son cycle de vie, depuis
l'extraction des matières premières jusqu'à son élimination en fin de vie. (ADEME, 2005).
La méthode peut aussi être appliquée pour les choix de technologies dans une
perspective de chaine de produit.
La méthode est divisée en 4 phases:
1. Objectifs / champ de l’étude
2. Inventaire du cycle de vie (ICV)
3. Évaluation des impacts de l’ACV (AICV)
4. Interprétation
Le travail réalisé a comme sujet principal l’ACV et plus spécifiquement le
développement d’une méthode d’analyse des impacts locaux en analyse du cycle de vie. Il
s’insère dans la troisième phase de l’ACV, ayant comme principal objectif de prendre en
comptes les caractéristiques locales des émissions, tandis qu’en général les impacts sont
pris en compte à une échelle globale ou continentale. Pour cela, une « boîte locale » a
été insérée dans le modèle USEtox. UEStox est un outil développé pour obtenir les
facteurs de caractérisation pour évaluer l’impact des émissions sur la santé humaine et
l’écotoxicité en analyse du cycle de vie.
Enfin, un cas d’étude a été évalué avec les facteurs de caractérisation locaux calculés à
l’aide du modèle USEtox modifié.
11
2. Le BRGM
Créé en 1959, le BRGM (Bureau de Recherches Géologiques et Minières) est un
établissement de référence public à caractère industriel et commercial qui a pour mission
la recherche scientifique pour la connaissance géologique et la compréhension des
phénomènes liés au sol et au sous-sol. Elle se traduit par des développements au
service des politiques publiques, des transferts de technologies et d’innovations vers
l’industrie. L’entreprise mobilise plus de 700 ingénieurs et chercheurs du BRGM, soit les
deux-tiers de l'effectif dans ses 32 implantations régionales en France métropolitaine et
outre-mer.
À partir d’un centre orléanais réputé au plan international, avec plus de 200 projets
chaque année dans plus de 40 pays, le BRGM intervient à l’international pour la protection
durable des populations et des ressources.
Les actions du BRGM s'articulent autour de 5 missions: recherche
scientifique, appui aux politiques publiques, coopération internationale, sécurité minière
et formation, elles ont pour objectif de comprendre et d'identifier les phénomènes
géologiques afin de développer des techniques adéquates pour répondre aux difficultés
environnementales que sont la gestion du sol, du sous-sol et des ressources minérales,
l'après-mine, les risques naturels, la pollution et le changement climatique. Autre
objectif majeur : mettre à la disposition du public des données scientifiques, des
méthodologies et des outils pour mieux comprendre et gérer les problématiques résultant
du réchauffement climatique et des politiques d'aménagement du territoire.
Les activités du BRGM comprennent les domaines:
Géologie
Ressources minérales
Géothermie
Stockage géologique du CO2
Risques
Après-mine
Eau
Environnement et écotechnologies
Laboratoires et expérimentation
Systèmes d’information.
Le travail a été réalisé dans la direction D3E, Direction Eau, Environnement et
12
Ecotechnologies, qui a pour mission développer des techniques innovantes pour
les éco procédés, des approches pluridisciplinaires et apporter des solutions aux
questions sociétales concernant les impacts environnementaux des activités anthropiques
sur la géosphère.
Et plus spécifiquement, dans la Direction Eau, Environnement et
Ecotechnologies, le au sein de l’unité DMP, Déchets et Matières Premières et Recyclage,
dont la mission principale est d’analyser, développer et optimiser des écotechnologies
relatives aux procédés de traitement des ressources primaires ainsi qu’au recyclage et
à la valorisation des déchets. L'activité de DMP intègre l'évaluation environnementale (dont
l'analyse de cycle de vie) des nouvelles technologies de gestion des déchets et des
matières premières secondaires et étudie leur impact dans la protection des ressources
naturelles et leur intégration dans les filières industrielles existantes ou à venir pour une
production durable.
13
3. Mission du travail
Le travail s’insère dans la troisième phase de l’analyse du cycle de vie: l’évaluation
des impacts et plus spécifiquement, l’évaluation de la toxicité humaine et de l’écotoxicité.
L’objectif était de développer une méthode permettant de prendre en compte et d’évaluer les
impacts locaux en analyse du cycle de vie. Il s’agit de prendre en compte les propriétés
locales de la source d’émission et de l’environnement qui va la recevoir pour réaliser une
ACV plus précise.
L’illustration 1 présente les différents impacts évalués dans le cadre d’une analyse
du cycle de vie prenant en compte des paramètres locaux.
Illustration 1 : Illustration des impacts locaux en ACV
Les impacts directs générés sur un site localisé et les impacts liés à la présence
d’une pollution peuvent être qualifiés d’impacts locaux et évalués en fonction de
paramètres locaux. Les impacts indirects, qui ne sont pas générés sur un site localisé, ne
peuvent pas être évalués en fonction de paramètres locaux.
14
3.1. L’ACV
Selon UNEP, l’ACV est divisé en 4 phases représentées par l’illustration 2.
L’analyse du cycle de vie est un processus itératif, il est possible de modifier le champ et
les objectifs de l’étude, l’inventaire et l’évaluation des impacts afin de mieux répondre à la
question posée par l’étude et par exemple de mieux prendre en compte les caractéristiques
du site où sera réalisée l’analyse du cycle de vie.
Illustration 2 : Schéma de la démarche de l'ACV.
1. Objectifs / champ de l’étude
Cette phase inclut une formulation exacte de ce qui sera examiné et décrit
comment l’investigation se déroulera.
2. L’inventaire du cycle de vie
Cette phase consiste à réaliser un inventaire de tous les procédés qui
prennent part au cycle de vie du produit. L’inventaire est composé par toutes les
entrées et sorties du processus industriel et la première tâche est de les schématiser
sous forme d’un diagramme de flux de procédés. A la fin, les entrées et sorties
sont traduites en entrées et sorties environnementales (émissions vers l’air,
15
l’eau les sols et consommation de ressources naturelles) et présentées sous
forme d’un tableau (DANISH MINISTRY OF THE ENVIRONMENT, 2005).
3. Évaluation des impacts de l’ACV
L’inventaire est utilisé dans la troisième phase, où ses résultats, quantifiés
comme entrées et sorties, sont interprétés en termes d’impacts qu’ils ont sur
l’environnement. D’abord, les résultats sont classés selon le type d’impact
environnemental auquel il contribue. On peut trouver comme exemple de
catégories
d’impact :
l'acidification,
l’exposition des plantes et des humains à l’ozone photochimique,
l’eutrophisation aquatique,
la toxicité humaine via exposition à l’air,
l’écotoxicité,
la toxicité humaine.
4. Interprétation
La dernière phase consiste à réaliser une comparaison globale des problèmes
environnementaux et répondre à la demande opérationnelle de l’ACV qui avait été établie
pendant la première phase de l’analyse. La réponse entraîne souvent des nouvelles
questions, les résultats doivent être de nouveaux analysés et interprétés
16
4. Méthodes et outils pour réaliser la mission.
Dans un premier temps, via une étude bibliographique, il a été important de se
familiariser avec la démarche de l’ACV et ses différentes étapes. Ensuite le travail c’est
concentré sur les méthodes et outils d’évaluation environnementale, notamment les
méthodes d’évaluation des impacts du cycle de vie (AICV).
4.1. Etude et comparaison des methodes d’evaluation Des impacts du cycle de vie.
Plusieurs modèles et méthodes ont été développées pour prévoir l’impact d’une
substance émise dans l’environnement dans le contexte de l’évaluation des impacts du
cycle de vie (AICV) et de l’évaluation des risques écologiques (ERA). Ils lient les émissions
aux impacts (ou aux facteurs de risque) par la combinaison de modèles multimédias
décrivant le devenir des polluants, des estimations des différents voies d’expositions et
l’évaluation de la dose-réponse (HUIJBREGTS, M et al., 2005). Dans le cadre de
l’Evaluation Quantitative des Risques Résiduels les méthodes sont plus adaptées à
chaque situation analysée, prenant en compte les caractéristiques du milieu où l’émission
se déroule.
Pour l’évaluation des impacts du cycle de vie, la masse de chaque substance
émise est multipliée par un facteur de caractérisation, on obtient un indicateur
d’impact exprimé dans une unité « caractéristique », par exemple les kg éq CO2 pour
l’impact sur le changement climatique (ROSENBAUM, R. et al., 2008).
17
Les FCs sont obtenus à partir des modèles de caractérisation qui représentent le
mécanisme de la chaîne cause-effet, présenté par l’illustration 3.
Illustration 3 : Chaîne de cause à effet dans les méthodes d’évaluation d’impact.
Les méthodes d’évaluation des impacts suivantes ont été étudiées :
EDIP 2003 : Développé par le « Institute for Product Development » à
l’Université Technique de la Danemark, la méthode prend en compte le devenir
chimique et l’exposition s'appuyant sur les caractéristiques principales des
substances pour calculer les facteurs de caractérisation. Trois niveaux de
différenciation spatiale dans la modélisation de caractérisation sont considérés : site
générique, site dépendent et site spécifique.
Eco-indicator 99 : La méthode fait des pondérations de trois types de dommages
à l'environnement: la santé humaine, la qualité des écosystèmes et les ressources,
elle adopte une représentation de l’environnement par des modèles multimédias .
USEtox : est modèle multimédia permettant de calculer des facteurs
de caractérisation pour les impacts sur la toxicité humain et l’écotoxicité.
USES-LCA : est un modèle multimédia comparable à USEtox mais développé
plus pour les Pays-Bas.
les EQRSs (Evaluation Quantitative des Risques Sanitaires) plus spécifique et
dédiées à l’évaluation des risques sanitaires pour site localisé.
18
4.2. Comparaison des modeles d’evaluation des impacts de l’ACV et l’EQRS
Les méthodes d’évaluation des impacts « toxicité humaine » et « écotoxicité » en
ACV ont été comparées et avec la démarche d’évaluation quantitative des risques
sanitaires (EQRS).
Les méthodes d’évaluation des impacts « toxicité humaine » et « écotoxicité » :
Les émissions de substances dans l’environnement ont toujours un effet sur la
population environnante et les écosystèmes. Il faut estimer cet effet et prendre les mesures
nécessaires pour les prévenir et les atténuer (ROSENBAUM, R. et al., 2008).
Pour les effets d’une émission sur la santé humaine, les trois principales voies
d'exposition humaine aux polluants environnementaux sont : l’inhalation d'air, l’ingestion
d'eau, l’ingestion de produits : agricoles, de viandes, de lait et de poissons (ROSENBAUM,
R. et al, 2007).
L’évaluation des effets toxicologiques d’une émission dans l’environnement
implique une chaîne de cause à effet qui lie l’émission à l’impact à travers le devenir
chimique, l’exposition et les effets (INERIS, 2013). L’illustration 4 représente la chaîne de
cause à effet telle qu’elle est décrite dans le modèle USEtox pour le calcul des facteurs de
caractérisation des impacts sur la toxicité humaine et l’écotoxicité.
Illustration 4 : Chaîne de cause à effet pour les impacts sur la santé humaine et les écosystèmes aquatiques d’eau douce.
19
Les facteurs de caractérisation sont calculés comme suit :
Pour la santé humaine
{ } (1)
{ } (2)
Le facteur du devenir chimique (FF) relie la quantité de substance émise dans
l’environnement avec la masse (ou concentration) de substance présente dans un
compartiment de l’environnement. Le facteur d’exposition (XF) fait la relation entre la quantité
de la substance trouvé dans un compartiment de l’environnement et la quantité ingéré par un
humain (HUIJBREGTS, M et al., 2005).
Les facteurs de caractérisation rapportent la quantité ingérée par la population à la
probabilité d’avoir des effets néfastes. Ils sont basés sur les données de toxicité pour les
effets soit cancérogène soit non-cancérogène et obtenus à travers des tests en laboratoire
pour les valeurs des ED50, (dose journalière pour laquelle un effet est observé dans 50 % des
cas). Les facteurs de caractérisation sont exprimés en nombre de cas par kilogramme de
substance ingéré (cas par kgemitted).
Pour l’écotoxicité
(3)
(4)
Pour les écosystèmes d’eau douce, les éléments de la matrice des facteurs
d'effets lient directement la concentration en solution dans le compartiment d'eau douce de
l'environnement à la réaction des espèces, représentée comme la fraction des espèces
susceptibles d'être concernées. Le facteur d’effet est calculé à partir de la valeur HC50, la
concentration pour laquelle 50% des espèces sont exposés au EC50, qui est la
concentration effective sur laquelle 50% de la population a un effet (e.g. mortalité).
Les facteurs de caractérisation estiment la fraction d’espèces potentiellement affecté
intégrée dans le temps
-1
et l’espace par masse de substance émise (PAF m3 day kgemmited ).
L’évaluation des risques sanitaires :
L’évaluation des Risques Sanitaires (ERS) vise à prévenir et à gérer, sur le long
terme, le risque potentiel encouru par une population vivant à proximité d’une source de
pollution, apportant les éléments d’aide à la décision pour juger de l’acceptabilité des
émissions prévues compte-tenu des risques estimés (INERIS, 2013). Encore elle contribue
à :
20
valider les conditions d’émission permettant de maintenir un niveau de risque non
préoccupant ;
hiérarchiser les substances, les sources et les voies de transfert qui contribuent à
ce risque, à contrôler en priorité
identifier les populations et les enjeux les plus impactés, à surveiller en priorité et
à protéger le cas échéant.
Selon INERIS 2013, la démarche consiste en 4 phases :
1) Identification de dangers – déterminer de quelle manière l’exposition à une
substance peut être à l’origine d’effets sanitaires et quelles sont ces effets sanitaires, elle
s’appuie sur des données épidémiologiques, des données issues d’essais
expérimentaux sur les animaux (effets cancérogénicité).
2) Définition de dose-réponse: caractérise la relation entre la dose d’une substance
administrée ou reçue et l’incidence d’un effet néfaste dans la population exposée. Le choix
des modèles d’extrapolation (des fortes doses vers le faibles et animal à l’homme) doit être
justifié et les incertitudes statistiques et biologiques doivent être caractérisées.
3) Evaluation de l’exposition: cette étape est le processus de mesure ou
d’estimation de l’intensité, de la fréquence et de la durée de l’exposition à une substance
déjà présente dans l’environnement ou l’estimation des expositions potentielles pouvant
apparaître avec la mise en circulation de nouvelles substances chimique dans
l’environnement. Cette étape peut être réalisée par des mesures dans les milieux ou par
une modélisation des transferts, sous sa forme la plus complète, elle caractérise la
population exposée (nombre de personnes exposées, sensibilité, âge…).
4) Caractérisation de risques: il s’agit d’estimer l’incidence des effets sanitaires
dans la population en fonction des conditions d’expositions définies dans l’étape
précédente.
L’effet des substances émises est estimé à travers une étude bibliographique
sur les propriétés toxicologiques des substances d’intérêt, et sa description s’appuie sur les
résultats d’études menées sur des animaux de laboratoire (toxicologie expérimentale ou
d’études épidémiologiques mettant en évidence un lien de cause à effet entre l’exposition à
une substance et des effets observés chez l’homme.
Les relations dose-réponse sont faites basées sur les valeurs toxicologiques de
référence (VTR), qui est un repère toxicologique permettant de quantifier un risque pour la
santé humaine. Elle exprime la relation quantitative entre un niveau d’exposition (« dose »)
à un agent dangereux et l’incidence observée (« réponse ») d’un effet indésirable donné.
Pour les effets à seuil, une VTR désigne la dose ou la concentration en-deçà de laquelle la
21
survenue d’un effet n’est pas attendue. Elle s’exprime dans la même unité que l’exposition
(par ex. mg/m3 inhalation, mg/(kg.j) ingestion).
Pour les effets sans seuil, une VTR désigne une probabilité supplémentaire de
survenue d’un effet pour une unité d’exposition. Elle est aussi appelé excès de
risquemunitaire (ERU), ([mg/m3]-1 inhalation et [mg/(kg.j)]-1 ingestion).
Une comparaison détaillée entre les méthodes est présentée dans l’illustration 22
de l’annexe 2 sous la forme d’un tableau pour faciliter sa compréhension.
4.2.1. Le modèle multimédia USEtox
Initialement, USEtox a été créé pour représenter un continent moyen dans une
boîte mondiale, et avec une zone urbaine imbriquée dans le continent. Une question
importante est la détermination de quel niveau de différenciation spatiale est pertinent
pour le cas évalué. Les interactions entre les différents compartiments de l’environnement
sont modélisées à partir des modèles multimédias, qui simulent les transferts de
substances entre les différents compartiments de l’environnement (HUIJBREGTS, 2001).
Le modèle permet de calculer les concentrations en polluant dans chacun des
compartiments ainsi que la persistance et le potentiel de transport. Les échanges entre ces
différents compartiments sont permanents et sont susceptibles de conduire à des
concentrations dans certains milieux plus importantes que ne le laissent suggérer
leurs demi-vies. Par exemple, si une substance a une demi-vie faible dans l’air et longue
dans le sol, sa concentration dans l’air décroît rapidement mais le sol peut en être une
source permanente pour l’atmosphère. Il s’en suit que cette substance reste présente dans
l’atmosphère pendant de longues périodes ( HAUSCHILD, M. Z et al, 2008).
Dans le modèle, un milieu est représenté par un compartiment. Celui-ci est par
hypothèse un sous-ensemble homogène de l’environnement. Pour obtenir une
représentation plus détaillée, d’autres compartiments peuvent être ajoutés: les
sédiments, les particules dans l’air, les particules dans l’eau, les végétaux, les organismes
vivants. Il est possible de définir autant de compartiments que le demandent les objectifs
du modèle et que le permettent les données disponibles. Chaque compartiment est défini
par sa taille, ses propriétés physiques et chimiques (LE GALL, 2004).
A l’équilibre, la quantité totale d’une substance est partagée entre les différentes
phases de ce système et les proportions de la substance dans chaque compartiment ne
varient pas dans le temps. Elles dépendent de la nature du compartiment (sol, eau, air,
particule etc.), des propriétés du milieu (température notamment). C’est grâce à cette
notion d’équilibre que sont définies les constantes d’équilibre qui sont largement utilisés
dans les modèles multimédias.
22
L’illustration 5 décrit le schéma des compartiments de l’outil USEtox
Illustration 5 : Schéma représentant le modèle multimédia USEtox.
Pour la plupart des produits chimiques caractérisés dans le modèle USEtox,
l’inhalation, les produits agricoles, et les poissons sont les principales voies
d’exposition ayant comme facteurs déterminant le compartiment et le lieu d’émission.
Pour l’inhalation, la densité de population est le paramètre le plus important, d’où
l’importance de différentier les émissions dans l’air urbain. Les facteurs d’exposition
humaine peuvent être distingués par exposition direct ou indirect. Pour la première, un
exemple est la consommation directe d’un compartiment environnemental, comme de
l’eau. La deuxième dite indirecte consiste en l’ingestion de viande, de végétaux ou de
poisson entre autres.
Dans l’outil USEtox, 4 types d’effets sur la santé humaine sont considérés :
Cancer par inhalation
Cancer par ingestion
Non-cancer par inhalation
Non-cancer par ingestion
L’outil USEtox se présente sous la forme d’un tableur qui fait des calculs selon les
étapes suivante :
23
Devenir chimique des polluants Il calcule l’augmentation de masse (kg) issue d’un flux d’émission dans chaque compartiment basé sur le transport entre eux.
Exposition
Quantifie l'exposition directe et indirecte aux contaminants à travers la relation
entre la quantité de la substance trouvée dans un certain compartiment et la fraction prise
par les humains.
Facteur d’effet
Les facteurs « human effect » lie la quantité reçue par la population, par ingestion
et par inhalation à la probabilité d'effets indésirables (ou risque) de la substance
chimique sur les humains.
Pour l’écotoxicité, le facteur « effet » exprime la capacité d'une substance
à provoquer des effets toxiques sur les écosystèmes d’eau douce.
Caractérisation
Le facteur de caractérisation de la toxicité humaine est exprimé en «
comparative toxic units » (CTUh), fournissant l'augmentation prévue de la morbidité dans
la population humaine totale par unité de masse de produits chimiques émis (cas par
kgemitted). Quand on parle du facteur de caractérisation pour l'écotoxicité aquatique,
il est exprimé en
« comparative toxic units » (CTUe) et fournit une estimation de la fraction
potentiellement affecté des espèces (PAF) intégré dans le temps et le volume par unité
de masse d'une
substance chimique émise (PAF m3 day kgemmited-1).
24
L’illustration 6 présente le tableur Excel de l’outil USEtox.
Illustration 6 : Interface initiale de USEtox
Le tableur de l’USEtox contient plusieurs onglets, parmi eux, un pour les
informations sur plus de 3000 substances différentes, comme la masse moléculaire, le
coefficient de partition octanol-eau, Kow, qui est une constante égale au rapport
des
concentrations qu’une substance a dans chacune des phases d’un mélange d’octanol
et d’eau maintenue à l’équilibre dans des conditions de température et de pression
données, la pression de vapeur, etc. L’onglet « landscape data » fait mention aux
caractéristiques de chaque compartiment. L’onglet « fate model » caractérise les
différents compartiments avec plus de détails et modélise les interactions entre les médias.
25
5. Principaux Résultats
5.1. Developpement d’un modele « multimedia » Integrant une boite locale.
Afin d’évaluer les impacts locaux sur la toxicité humaine et l’écotoxicité l’insertion
d’une boîte locale dans le modèle USEtox a été faite comme le montre l’illustration 7.
Illustration 7: Schéma du modèle multimédia USEtox modifié pour prendre
en compte les impacts locaux.
Les flèches représentent tous les échanges entre les compartiments et
impliquent une équation pour décrire le transfert des substances.
L’illustration de l’annexe 3 présente les paramètres du modèle multimédias de
façon détaillée.
5.2. Introduction d’une boite « locale » dans le modèle
L’insertion de la boîte implique une évaluation plus précise et adapté à la
situation de l’émission analysée, permettant une possible remédiation cohérant avec les
particularités du site en question, liés au niveau de différenciation spatiale qui est
pertinent pour l'écotoxicité.
26
Pour prendre en compte les spécificités de la situation, il peut être compliqué s’il y a
beaucoup de détails, par contre ça peut éviter des conclusions hâtives.
Les méthodes comprenant des calculs d’algèbre dans des matrices sont une
approche intéressante pour structurer et résoudre les systèmes d’équations de bilan de
masse en évaluant le devenir chimique dans les modèles « d’environnement multimédias ».
En plus de USEtox, le modèle multimédia USES-LCA a également été étudié, le
but était de pouvoir comparer les différentes méthodes en faisant attention aux
différences et aux similitudes avant de vraiment penser à une manière de créer la
boîte locale dans
USEtox.
Pour cela, comprendre la démarche de chaque méthode a contribué à avoir des
idées pour la nouvelle échelle et même pour peut-être dans le futur pouvoir prendre des
décisions sur quelle méthode utiliser ou pas.
La deuxième étape a consisté à travailler sur le tableur de l’outil USEtox, pour
découvrir les paramètres utilisés pour arriver aux résultats finaux. Pour la nouvelle échelle
dans l’outil il était important de savoir quels paramètres son adaptable et aussi changeable,
principalement ceux qui concernent la définition du compartiment.
5.2.1. Identification des paramètres du modèle
L’insertion de la « boîte locale » dans la méthode implique l’attribution des
valeurs pour les paramètres qui concernent les caractéristiques de l’environnement local,
qui seront utilisés pour les calculs suivants, décrivant les mécanismes de transferts entre
les différents compartiments, y compris aussi les processus de dégradation et de «
disparition », dans les sols, dans l’eau et dans l’air.
5.2.2. Ce qui a été modifié dans le modèle.
Avant la nouvelle échelle, l’outil considérait seulement les échanges entre les
compartiments continentaux et globaux, avec une boîte pour l’air urbain afin de prendre en
compte la densité de population qui influence les résultats de toxicité humaine.
Tandis que l’outil est assez complexe, il faudrait bien comprendre quelles
variables sont importantes pour obtenir les facteurs de caractérisations, c’est pour ça qu’il a
fallu faire un tableau avec les paramètres de l’onglet « fate model » afin de bien
établir aussi les relations entre les paramètres pour que les changements à venir
27
soient cohérents. Le tableau avec les paramètres du modèle est présenté dans l’annexe 4
du rapport.
Après, l’insertion de la nouvelle échelle a commencé avec la création d’un « environnement locale » dans l’onglet «fate». L’illustration 8 montre le début de la création de l’échelle locale.
Illustration 8 : Début de l’insertion de l’échelle locale dans l’outil USEtox
Ensuite, il a fallu changer les noms des paramètres dans le tableur pour que
les formules liées à la nouvelle échelle soient correctes.
5.3. Application du modèle a un cas d’etude
Afin d’évaluer l’influence de la prise en compte des paramètres locaux dans le
calcul des facteurs de caractérisation, le modèle modifié a été appliqué à un cas d’étude
issus du projet SOLENV. (rapport BRGM/RP-60386-FR, 2011)
Le cas d’étude choisi est celui d’une pollution de sols par des hydrocarbures
pétroliers du type FOD (fioul ordinaire domestique), qui sera dépollué par un traitement
biologique des sols ayant pour objectif rendre l’usage du sol compatible au droit du site, en
éliminant les risques d’ingestion.
28
Les caractéristiques du site sont présentées dans le tableau 1.
Tableau 1-Caractéristiques locales du site dépollué.
Description du type de pollution Quantité Unités
Type de polluant : FOD dans les sols Volume de sols à traiter : 1 350,5 m
3
Masse volumique du sol 1,8 t/m3
Masse de sols 2 430,9 t
Concentration initiale (sols) 8 000,0 mg/kg
Concentrations HCt 8 000,0 mg/kg
Porosité : n 0,3 Saturation initiale 0,2
5.3.1. Différentes techniques de dépollution évaluées.
Une comparaison entre trois méthodes de dépollution a été faite à travers l’ACV.
Les techniques sont:
Biotertre- dégradation biologique des hydrocarbures sur site (après excavation
des terres) avec recouvrement des terres, apport d’eau, de nutriments et apport
d’air par légère mise en dépression du tertre;
Compostage- dégradation biologique des hydrocarbures sur site (après
excavation des terres), avec apport d’eau, de nutriments et apport d’air par
retournement d’andains (et apport de compost); ce procédé est considéré comme
étant plus lent et moins efficace que le biotertre.
Landfarming: dégradation biologique des hydrocarbures sur site (après
excavation des terres) avec apport d’eau, de nutriments et apport d’air par
labourage des terres; ce procédé est considéré comme étant plus lent et
moins efficace que le compostage; par ailleurs, il est nécessite plus de place.
29
llustration 9 : Schéma de principe du biotertre (Colombano et al., 2010)
Illustration 10: Schéma de principe du compostage (Colombano et al., 2010)
Illustration 11: Schéma de principe du landfarming (Colombano et al., 2010.
30
5.3.2. Inventaire du cycle de vie
La phase d’inventaire du cycle de vie a été réalisée lors du projet SOLENV. Les
données d’inventaire du cycle de vie sont issue de ce projet est présentée dans le rapport
BRGM/RP-60386-FR.
Le tableau 2 présente les techniques de dépollution suivis de la quantité totale de
pollution éliminée et la quantité de pollution éliminée par m3 de sol du site, qui est
l’unité fonctionnelle du cycle de vie du cas d’étude.
Tableau 2- Données sur la pollution éliminée par chaque technique de
dépollution.
Techniques de traitement Pollution éliminée Pollution éliminée par m
3
de sol
Landfarming 10939,2 kg 8,10 kg/m3 Compostage 13370,1 kg 9,90 kg/m3 Biotertre 15801,1 kg 11,70 kg/m3
5.3.3. Calcul des facteurs de caractérisation locaux.
Afin d’évaluer les impacts locaux les données présentées dans le tableau 3 ont
étés insérés dans le modèle USEtox pour calculer les FCs locaux, c’est-à- dire, pour les
paramètres « landscape data » on a renseigné les caractéristiques locales du site
analysé.
31
Tableau 3- Paramètres du modèle utilisés pour calculer les facteurs de caractérisation locaux.
Paramètres Echelle
Unité Locale
(site)
Continental
e Monde
Lan
dscap
e d
ata
Area land km2 1 9 013 369 141 000 000
Area sea km2 0 986 631 329 000 000
Areafrac fresh water [-] 0,01 0,03 0,03
Areafrac nat soil [-] 0,50 0,49 0,49
Areafrac agr soil [-] 0,50 0,49 0,49
Areafrac other soil [-] 0,00 0,00 0,00
Temp oC 10,00 12,00 12,00
Wind speed m.s-1
2,25 3,00 3,00
Rain rate mm.yr-1
500,00 700,00 700,00
Depth fresh water m 1,50 2,50 2,50
RiverFlow loc-cont [-] 1,00 - 0,00
RiverFlow cont-loc [-] - 1,00 0,00
Fraction run off [-] 0,25 0,25 0,25
Fraction infiltration [-] 0,25 0,25 0,25
Soil erosion mm.yr-1
0,03 0,03 0,03
Exposur
e
Human Population [-] 200 998 000 000 6 000 000
000
Human breathing rate m
3/(person*day
) 13,00 13,00 13,00
Water ingestion l/(person*day) 1,50 1,40 1,40
Pro
du
cti
on
-bas
ed
inta
ke r
ate
s
Exposed produce kg/(day*capita) 0,75 0,75 0,75
Unexposed produce kg/(day*capita) 0,23 0,23 0,23
Meat kg/(day*capita) 0,08 0,08 0,08
Dairy products kg/(day*capita) 0,25 0,25 0,25
Fish freshwater kg/(day*capita) 0,01 0,01 0,01
Fish coastal marine
water kg/(day*capita) 0,04 0,04 0,04
5.3.4. Résultats de la comparaison des techniques de traitement.
Les illustrations 4 et 5 montrent respectivement les résultats du calcul
de l’impact à l’échelle locale et globale pour chaque méthode de dépollution afin
de les comparer. A l’échelle locale, les facteurs de caractérisation ont étés
32
obtenus en entrant les données présentées sur l’illustration 14 dans le
modèle. A l’échelle globale les valeurs utilisées
correspondent aux valeurs par défaut de l’outil USEtox. Tableau 4-Impacts pour le cas d’étude SOLENV exprimé en CTUh et CTUe calculés avec les facteurs de caractérisation locaux.
Impacts HT landfarming
Impacts HT compostage
Impacts HT biotertre
Impacts ET landfarming
Impacts ET compostage
Impacts ET
biotertre
Pollution éliminée
-2,56E-06
-3,13E-06
-3,70E-06
-4,83E-01
-5,91E-01
-6,98E-01
Impacts direct
7,37E-07
8,97E-07
8,97E-07
5,41E+00
7,22E+00
1,09E+01
Impacts indirect
2,37E-05
2,04E-05
7,68E-06
2,33E+02
2,02E+02
7,99E+01
Tableau 5- Impacts pour le cas d’étude SOLENV exprimé en CTUh et CTUe calculés avec les facteurs de caractérisation globaux.
Impacts HT landfarming
Impacts HT compostage
Impacts HT biotertre
Impacts ET landfarming
Impacts ET compostage
Impacts ET biotertre
Pollution éliminée
-1,53E-13
-1,86E-13
-2,20E-13
-8,78E-05
-1,07E-04
-1,27E-04
Impacts direct
2,16E-10
1,51E-10
1,51E-10
1,52E-03
1,60E-03
4,00E-03
Impacts indirect
1,08E-08
1,11E-08
6,85E-09
1,69E-01
1,56E-01
9,09E-02
Les illustrations 12 à 15 présentent les graphiques issus des résultats
obtenus pour les impacts présentés dans les tableaux des illustrations 15 et 16
33
Pour la toxicité humaine :
Illustration 12: Impacts locaux agrégés des techniques de dépollution pour la toxicité humaine
Illustration 13 : Impacts globaux agrégés des techniques de dépollution pour la toxicité humaine
-4,00E-06
-3,50E-06
-3,00E-06
-2,50E-06
-2,00E-06
-1,50E-06
-1,00E-06
-5,00E-07
0,00E+00
5,00E-07
Landfarming Compostage Biotertre
Impacts locaux agrégés des techniques (HT)
Impacts indirect
Impacts direct
Pollution éliminée
-2,00E-09
0,00E+00
2,00E-09
4,00E-09
6,00E-09
8,00E-09
1,00E-08
1,20E-08
Landfarming Compostage Biotertre
Impacts globaux agrégés des techniques (HT)
Impacts indirect
Impacts direct
Pollution éliminée
34
Pour l’écotoxitité:
Illustration 14 : Impacts locaux agrégés des techniques de dépollution pour l’éco- toxicité
Illustration 15 : Impacts globaux agrégés des techniques de dépollution pour l’écotoxicité
-8,00E-01
-7,00E-01
-6,00E-01
-5,00E-01
-4,00E-01
-3,00E-01
-2,00E-01
-1,00E-01
0,00E+00
1,00E-01
2,00E-01
3,00E-01
Landfarming Compostage Biotertre
Impacts locaux agrégés des techniques (ET)
Impacts indirect
Impacts direct
Pollution éliminée
-2,00E-02
0,00E+00
2,00E-02
4,00E-02
6,00E-02
8,00E-02
1,00E-01
1,20E-01
1,40E-01
1,60E-01
1,80E-01
Landfarming Compostage Biotertre
Impacts globaux agregés des techniques (ET)
Impacts indirect
Impacts direct
Pollution éliminée
35
5.3.5. Analyse des Résultats et difficultés rencontrées
Toxicité Humaine :
Regardant les résultats de l’évaluation calculés avec les facteurs de caractérisation
« locaux », concernant la pollution éliminée, les résultats sont favorables à la technique
de dépollution Biotertre, ayant comme impact de dépollution la valeur -3,70E-06 CTUh.
Pour les impacts directs, la technique Biotertre et le compostage ont les mêmes
valeurs, égales à
1,25E-07 CTUh. Pour les impacts indirects c’est encore la technique biotertre qui est la
plus efficace, ayant comme valeur 6,85E-09 CTUh. Prenant en compte tous les résultats
de pollution éliminée et les impacts, la technique Biotertre apparait comme est la plus
approprié au cas analysés.
Eco-toxicité :
Regardant les résultats calculés avec les facteurs de caractérisation « locaux
», concernant la pollution éliminée, les résultats sont également favorables à la technique
de dépollution Biotertre, ayant comme impact de pollution éliminée la valeur -6,98E-01
CTUh. Pour les impacts directs, la technique ayant moins d’impact est le landfarming,
la valeur égale à 1,51 E-03 CTUh. Pour les impacts indirects la technique biotertre est la
moins impactante ayant comme valeur 9,09E-02 CTUh. Prenant en compte tous les
résultats de pollution éliminée et les impacts, la technique Biotertre est la moins impactante
dans le domaine de l’écotoxicité.
Quand on compare les impacts agrégés des techniques, avec les facteurs
de caractérisation calculés aux deux échelles locale et globale, pour les impacts sur la
toxicité humaine et l’écotoxicité, l’influence de la pollution éliminée est importante à
l’échelle locale et très faible à l’échelle globale. Il apparait important de prendre en compte
les deux échelles dans une ACV.
Pour la toxicité humaine, les impacts directs sont aussi plus visibles à
l’échelle locale, quant à l’écotoxicité, la technique biotertre génère des impacts directs
localement et plus remarquable globalement.
Difficultés rencontrées :
Complexité du tableur :
Le tableur a été minutieusement développé, le contenu est clair mais en
même temps lourd, c’est-à-dire que pour bien maîtrise tous les enjeux présentés, il faut
travailler sur les plusieurs détails attentivement.
36
Incertitudes quant aux résultats :
L’insertion de l’échelle locale dans l’outil USEtox était une idée initiale pour
améliorer la précision des résultats finaux pour la caractérisation d’une émission, mais il y
a une incertitude quant aux résultats due à l’insertion de la nouvelle échelle.
37
6. Conclusions et Perspectives
Un impact causé par une émission dépend et peut être prévu à partir des
connaissances sur :
La quantité émise
Les propriétés des substances émises
Les propriétés de la source de l’émission et de l’environnement qui va le recevoir.
Alors, il faut que les méthodes d’évaluation environnementale soient plus
adaptées aux situations des émissions, prenant en compte les particularités liées aux
caractéristiques locales du lieu de l’émission ainsi que aux conditions de l’émission, c’est-
à-dire, les paramètres comme pourcentage du sol imperméable (pavé), population,
présence ou pas du compartiment marine, température de l’eau, température locale etc.
Regardant les résultats de l’échelle locale dans l’étude de cas, il apparait qu’il
existe une forte influence des facteurs de caractérisation, notamment pour évaluer l’impact
de la pollution éliminée. L’insertion de l’échelle locale peut permettre de prévoir les impacts
à l’échelle locale et même protéger la population, flore et faune inclus, habitant au tour de
l’émission. Elle peut aussi éviter des mesures hâtives ou générer d’autres alternatives
d’actions liées soit à la prévention soit à la réhabilitation du site.
L’outil peut-être d’avantage modifié selon les besoins de l’utilisateur, après
l’insertion de l’échelle locale, il suffit de modifier les données entrantes cohérentes au site
analysé, générant les facteurs de caractérisation locaux et de les comparer avec ceux de
l’échelle globale cela a été éffectué dans le cas d’étude. Dans le contexte du
développement durable et des approches du cycle de vie des produits (ou d'un bien, d'un
service voire d'un procédé) il faut bien considérer plusieurs alternatives et analyser tous les
impacts liés aux émissions, afin de prendre des décisions raisonnables.
38
7. Bibliographie
Colombano S., Saada A., Guerin V., Bataillard P., Bellenfant G., Beranger S., Hube
D., Blanc C., Zornig C. et Girardeau I.Quelles techniques pour quels traitements -
Analyse coûts-bénéfices, Rapport final, Rapport public Brgm/RP–58609-FR, 397 p. (2010).
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GRAMMONT, V. ; BOUDET C. Evaluation de l’Etat des Milieux et des Risques Sanitaires. INERIS. (2013).
GOEDKOOP, M.; Spriensma, R.;.The eco-Indicator 99: A Damage Oriented Method For Life
Cycle Impact Assessment. (2001).
HAUSCHILD, M. Z et al. Building a model based on scientifique consensus for life cycle
impact assessment of chemicals: the search for harmony and parsimony. Vol 42. Environ. Sci. Technol. p. 7032–7037. (2008). HENDERSON, A. et al. Usetox Fate Ecotoxicity Factors For Comparative Assessment Of
Toxic Emissions in Life Cycle Analysis: Sensitivity to Key Chemical Properties (2001).
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Assessment of Toxic Emissions in Life Cycle Analysis: Sensitivity to Key Chemical
Properties. International Journal of Life Cycle Assessment, Vol. 16, No. 8, 2011, p. 710-
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LE GALL, A. C. et al. Utilisation des modèles multimédias pour l’évaluation du comportement de substances organiques dans l’environnement. Ministère de l’Écologie et du Développeent Durable. (2004). Life Cycle Approches-the road from analysis to practice. Life Cycle Initiative.UNEP/SETAC
Life Cycle Initiative (2005).
39
ROSENBAUM, R. et al. USEtox – The UNEP-SETAC Toxicity Model: Recommended
Characterisation Factors for Human Toxicity and Freshwater Ecotoxicity in Life Cycle
Impact Assessment. (2008).
ROSENBAUM, R. et al. A Flexible Matrix Algebra Framework for Multimedia Multipathway
Modeling of Emission to Impacts. (2007).
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SOLENV – Évaluation environnementale des technologies de traitement de sols et eaux
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fig., 48 tab., 2 ann.
Sites visités
ADEME http://www2.ademe.fr/servlet/KBaseShow?catid=13201 – le 20/06/2014
CSTC http://www.cstc.be/homepage/index.cfm?cat=services&sub=innov_support&pag=13&art=do
c uments&niv01=choose_durable_materials&niv02=4_lca&niv03=4_2_four_steps –
le 23/06/2014
WIKIWIX
http://archive.wikiwix.com/cache/?url=http://www.brgm.fr/dcenewsFile?ID=948&title=Contra
t%20quadriennal%20%C3%89tat-BRGM%202009-2012 – le 30/06/2014
40
Annexes
Annexe A : composition de la coupe pétrolière (FOD) retenue pour le
cas d’étude............................................................................................................... 39
Annexe B Comparaison des méthodes de caractérisation des impacts et
d’évaluation des risques sanitaires. ...................................................................... 41
Annexe C : Paramètres du modèle multimédia ........................................ 43
41
Annexe A : composition de la coupe pétrolière
(FOD) retenue pour le cas d’étude
Paramètres N° CAS
Répartition de chaque composé /
famille de composés dans le
mélange retenu de FOD
% massique Source
Hydrocarbures Aromatiques Volatiles
benzène 71-43-2 < 1,25E-01
Fuel oil #2
Données BP 1996
(TPHCWG vol 3,
1997)
toluène 108-88-3 6,20E-02 N°2 Fuel Oil
Moyenne
(TPHCWG vol 2,
1998)
éthylbenzène 100-41-4 3,40E-02
xylènes 1330-20-7 2,30E-01
Hydrocarbures Aromatiques Polycycliques
acénaphtène 83-32-9 1,80E-02 N°2 Fuel Oil
Moyenne
(TPHCWG vol 2,
1998)
acénaphtylène 208-96-8 6,00E-03
anthracène 120-12-7 2,80E-03
benzo(a)anthracène 56-55-3 4,50E-05
benzo(a)pyrène 50-32-8 2,10E-05
benzo(b)fluoranthène 205-99-2 < 2,40E-03
Fuel oil #2
Données BP 1996
(TPHCWG vol 3,
1997)
benzo(g,h,i)pérylène 191-24-2 5,70E-06
N°2 Fuel Oil
Moyenne
(TPHCWG vol 2,
1998)
benzo(k)fluoranthène 207-08-9 < 6,00E-05
Fuel oil #2
Données BP 1996
(TPHCWG vol 3,
1997)
chrysène 218-01-9 1,40E-04
N°2 Fuel Oil
Moyenne
(TPHCWG vol 2,
1998)
dibenzo(a,h)anthracène 53-70-3 4,00E-06 Fuel oil #2
Données BP 1996
42
Paramètres N° CAS
Répartition de chaque composé /
famille de composés dans le
mélange retenu de FOD
% massique Source
(TPHCWG vol 3,
1997)
fluoranthène 206-44-0 1,40E-03 N°2 Fuel Oil
Moyenne
(TPHCWG vol 2,
1998)
fluorène 86-73-7 1,90E-02
Indéno(1,2,3-c,d)pyrène 193-39-5 < 1,20E-03
Fuel oil #2
Données BP 1996
(TPHCWG vol 3,
1997)
naphtalène 91-20-3 2,20E-01 N°2 Fuel Oil
Moyenne
(TPHCWG vol 2,
1998)
phénanthrène 85-01-8 7,90E-02
pyrène 129-00-0 2,90E-03
Hydrocarbures totaux
Hydrocarbures
aliphatiques 5-6
0,00E+00
Diesel (#2 Fuel oil)
(RBCA, 2007)
Hydrocarbures
aliphatiques 6-8
0,00E+00
Hydrocarbures
aliphatiques 8-10
4,96E+00
Hydrocarbures
aliphatiques 10-12
1,88E+01
Hydrocarbures
aliphatiques 12-16
2,58E+01
hydrocarbures aliphatiques
16-21
1,69E+01
hydrocarbures aliphatiques
21-35
2,98E+00
Hydrocarbures
aromatiques 8-10
9,92E-01
Hydrocarbures
aromatiques 10-12
5,95E+00
Hydrocarbures
aromatiques 12-16
1,19E+01
Hydrocarbures
aromatiques 16-21
8,93E+00
Hydrocarbures 1,98E+00
43
Paramètres N° CAS
Répartition de chaque composé /
famille de composés dans le
mélange retenu de FOD
% massique Source
aromatiques 21-35
44
Annexe B : Comparaison des méthodes de
caractérisation des impacts et d’évaluation
des risques sanitaires.
Les deux modèles comparés plus précisément sont USEtox et l’Evaluation
Quantitative des Risques Sanitaire (EQRS) car ces méthodes présentes des similitudes,
comme leur utilisation pour analyser la toxicité, même si la deuxième est plus adapté à la
situation de l’émission dans le cadre des caractéristiques du lieu où l’émission se déroule
et les résultats sont exprimés de façon différente.
La comparaison est présentée dans l’illustration 17 sous la forme d’un tableau pour
faciliter sa compréhension.
ACV (USEtox) EQRS
Devenir Chimique
Paramètres: émission (kg/j), outflows (sorties), demi-vie (coef.k), coef.de
transfert
Recuellir et analyser les données pertinentes pour le site
Augmentation de masse du flux d'émission (days); prend en compte
l'émission
Prend en compte les caractéristiques et habitudes locales et la concentration
dans le milieu
Le modèle de devenir des polluantS est prédéfini et évalué à une échelle globale
Le modèle est adapté au cas par cas en fonction du contexte local
Exposition
Les matrices d’exposition et de devenir se combinent dans la matrice « intake » (iF) qui décrit la fraction de l'émission qui est pris en charge par l'ensemble de la
population exposée.
La sélection des modèles de transfert et des valeurs des paramètres d'entrée associées (phys-chimique par exemp.) est adaptée aux spécificités du cas étudié.
Aucune distinction n'est faite entre les sous-populations.
Différences de poids corporels et de consommation alimentaire → distinguer au minimum un scénario enfant et un scénario adulte.
L’ensemble des voies d’exposition sont prises en compte
Le cumul des effets: pour substances ayant seuil ou pas.
Dose-réponse
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Evaluation de la dose-réponse Notion de sévérité
Relations dose-réponse: recherche des valeurs toxicologique de référence
(VTR). Pour chaque substance il peut exister plusieurs VTR selon l'existence ou non d'un seuil pour l'effet considéré,
le type d'effet critique, la voie d'exposition.
organes cibles
Type d'effets adverses (patologies) Effets toxiques à seuil
Basé sur les NOAEL, LOAEL, ED50
Conversion en ED50 facteur 9 pour NOAEL et 2,25 pour LOAEL avec UF et MF facteur de sécurité
Ecotoxicité
Effets toxiques sans seuil (effets cancérigènes)
Calcul de dommages
Excès de risque individuel (ERI) pour les effets sans seuil.
Expression du résultat en niveau de
risque "supplémentaire"
Inhalation si<1, exclut manifesta°
comparé à 10-5 d’effet critique
Ingestion
46
Annexe C: Paramètres du modèle multimédia
Substance data
MW (masse molaire); g.mol-1
Kow (coef. Octanol-eau);
KOC (coefficient de partage entre le carbone organique et de l'eau);
L.kg-1
KH25 (Henry Law coeff); Pa.m3.mol-1
Pvap25 (pression de vapeur); Pa
Sol25 (solubilité); mg.L-1
KDOC (coef. De partage entre le carbone organique dissous et de
l'eau);
L.kg-1
kdegM (les taux de dégradations sur les compartiment M) s-1
Landscape data
Surface "land" km2
surface mer km2
Fraction "freshwater" et sols [-]
Température °C
Fate
KM (coefficients de partition entre les compartiments M)
pH
VOLUME.aM (volume du compartiment M)
DEPflow.aM.s1M ( les flux de dépôt) [m3.s
-1]
EROSION.s1M (erosion sur le compartiment M) [mm.yr-1]