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).

DANISH MINISTRY OF THE ENVIRONMENT.Spatial Differentiation in Life Cycle Impact

Assessment. The EDIP2003 methodology.(2005)

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).

HUIJBREGTS, M et al. USEtox Human Exposure and Toxicity Factors for Comparative

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-

727 (2001).

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).

Vaxelaire S., Colombano S., et Ménard Y., avec la collaboration de Coftier A. (2011) –

SOLENV – Évaluation environnementale des technologies de traitement de sols et eaux

souterraines pollués, évaluation des impacts secondaires. BRGM/RP-60386-FR, 198 p., 32

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

45

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]