Soutenance mémoire
Les impacts environnementaux du secteur de la construction
Les impacts environnementaux du secteur de la construction sont, tout d’abord, liés aux prélèvements de ressources naturelles nécessaires à la construction de bâtiments. Comme le représente, le procédé de fabrication d’un bâtiment, par analogie avec un procédé industriel, nécessite au départ une extraction de matières premières dans l’environnement. Ces consommations de matières premières se sont notamment accélérées au cours du XXème siècle avec la pression démographique ; la plupart des infrastructures bâties ayant été construites pour contribuer au développement de nos sociétés.
Ainsi, la production de granulats en France atteint annuellement quelques 447 millions de tonnes (roches meubles et massives). Ce volume représente l’équivalent de 6 tonnes par habitant en 2006 (figure 2). Selon l’Union Nationale des Industries de Carrières et Matériaux de Construction (UNICEM), le besoin en granulats serait de l’ordre de 100 à 300 tonnes pour un logement individuel, tandis qu’il atteint 20000 à 40000 tonnes pour un bâtiment tertiaire (hôpital, lycée). Enfin, une petite partie de ces granulats provient actuellement du recyclage, à hauteur de 20 millions de tonnes, L’UNICEM précise que les besoins en matières premières vont notamment rester conséquents au cours des dix prochaines années (UNICEM, 2008) .
Cependant, les granulats ne sont pas les seules ressources naturelles consommées pour mettre à disposition les infrastructures bâties. Le besoin en matières premières fait également appel à d’autres ressources telles que les métaux, les plastiques et autres polymères : plastiques ou biomasse (bois massif et dérivés du bois notamment). L’extraction de ces ressources naturelles nécessaires à la fabrication des matériaux et à la mise à disposition des bâtiments est actuellement responsable de l’émission d’importants polluants comme le dioxyde de carbone (gaz à effet de serre), le dioxyde de soufre (substance acidifiante) ou encore les dioxines (substances fortement toxiques principalement émises lors de l’incinération de certains matériaux comme le PVC).
Ces polluants représentent une part variable des émissions nationales tous secteurs confondus allant de 1 % pour le dioxyde de soufre à 15 % pour les TSP. Le secteur de la construction (bâtiments et infrastructures) induit aussi des émissions inventoriées dans les autres catégories des tables d’émissions nationales (en France, voir celles du CITEPA). Par exemple, le secteur « industrie / manufacture » regroupe des fabricants de matériaux de construction qui viennent augmenter la contribution de ce secteur aux problèmes environnementaux. Par exemple, la majorité des bétons de construction est composée d’une quantité variable de clinker. Le processus naturel de fabrication du clinker appelé calcination est responsable d’importantes émissions de dioxyde de carbone (CO2) contribuant au réchauffement climatique global (Hendriks, 2000). Le secteur de la construction est donc, à ce jour, un des plus importants consommateurs d’énergie, de ressources naturelles, d’eau et reste un secteur qui contribue à la pollution atmosphérique (Horvath, 2004).
Une fois construits, les bâtiments sont généralement en place pour plusieurs dizaines d’années. Ils constituent alors un gisement important de matières premières et continuent d’émettre des émissions de polluants liés à leur fonctionnement (procédés de chauffage, d’éclairage, de ventilation, etc.).
Par conséquent, la consommation d’énergie des bâtiments sur les postes règlementaires (chauffage, eau chaude sanitaire, éclairage, auxiliaires) devrait être compensée, à l’horizon 2020, par la production locale d’énergie (panneaux solaires photovoltaïques). Dans ce nouveau bilan environnemental des bâtiments, le contributeur « énergie grise » n’est plus négligeable. L’énergie « grise » correspond à la dépense énergétique nécessaire à la fabrication, au remplacement et au traitement (en fin de vie) des matériaux de construction mis en œuvre dans un bâtiment. Dans ce nouveau contexte, l’étude du cycle de vie complet se justifie pour correctement évaluer l’impact environnemental global des bâtiments.
Arrivés en fin de vie, les bâtiments sont ensuite responsables d’une production de déchets très importante pour la plupart inertes et non dangereux. Ces déchets posent alors des problèmes d’élimination. Des centres de stockages ou d’enfouissement sont généralement nécessaires pour absorber la quantité produite annuellement. Cette approche dite « end of pipe » entraîne des volumes de déchets considérables et pose des problèmes en matière d’impacts environnementaux : usage du sol, émissions dans l’eau et dans le sol (Rouvreau et al, 2010). Afin de progresser vers une approche dite « circulaire » où l’impact des activités humaines sur l’environnement est régulé, une des solutions consiste à réutiliser ce gisement de déchets. Pour cela, des filières de recyclage doivent être développées. Des voies de valorisation ont déjà commencé à se développer par certaines filières de matériaux. Par exemple, des plateformes de recyclage pour la filière acier existent depuis plusieurs années. Le taux de recyclage moyen d’aciers de construction avoisine à ce jour les 90 % lors de la démolition des bâtiments (WorldSteel, 2008). En revanche, pour d’autres types de matériaux comme les plastiques, les taux de collectes sont beaucoup plus faibles et ces filières de matériaux n’ont pas encore de plate-forme de recyclage pérenne (ADEME, 2009).
Le contexte législatif est également en évolution. Par exemple, à l’échelle européenne, la directive REACH permet, depuis peu, de contrôler l’enregistrement, l’évaluation, l’autorisation et les restrictions éventuelles de substances chimiques (Parlement Européen, 2008). Elle est entrée en vigueur en juin 2007. Cette directive améliore notamment l’ancien cadre règlementaire de l’Union Européenne (UE) sur les produits chimiques. Le secteur de la construction, souvent mis en ligne de mire en termes d’impact environnemental, doit alors faire évoluer ses pratiques. Les procédés de fabrication des matériaux sont, ainsi, en cours d’évolution pour tenir compte de ces nouvelles pressions tant législatives que sociétales, cristallisées par la notion de développement durable (Jollivet, 2001).
Méthodes pour l’évaluation environnementale des constructions
Différentes méthodes d’évaluation environnementale ont été développées au cours des dernières années. Elles sont basées, pour la plupart, sur des contributions théoriques à l’Écologie Industrielle. Cette discipline correspond à une science pluridisciplinaire visant à optimiser l’utilisation d’énergie, de ressources et de capital au sein d’un système technique (ou technosphère) par la minimisation de ses impacts environnementaux. Le système technique peut être assimilé à un système vivant qui interagit avec les systèmes naturels. Ces différents systèmes sont reliés entre eux par des flux qui peuvent être des flux de matières, d’énergie ou des flux économiques. Par exemple, les flux de déchets générés au sein d’un système technique (industries, bâtiments…), sont en interaction avec le système naturel. Cette approche est à ce jour décrite dans plusieurs ouvrages de références comme par exemple le « Handbook of Industrial Ecology » (Ayres et al, 2002). L’Écologie Industrielle permet de fournir des outils d’aide à la décision à destination, par exemple, des acteurs de la construction. Ces mêmes acteurs cherchent quant à eux à minimiser les impacts environnementaux associés à la conception (rôle de l’architecte), à la construction (rôle de l’entreprise de bâtiment), au fonctionnement et à la fin de vie des bâtiments. Cette science est donc à la base du processus de maîtrise des impacts environnementaux.
Il existe plusieurs méthodologies reliées à l’Ecologie Industrielle. Les Analyses de Flux de Matières (AFM), décrites par exemple dans l’ouvrage de Brunner et Rechberger (2004), visent uniquement la réalisation d’un bilan de flux. En parallèle, il existe des approches comme l’Empreinte Ecologique (Wackernagel et Rees, 1996) ou plus récemment le bilan carbone (ADEME, 2007). Toutefois, la principale limite de ces deux dernières approches est de rester monocritère. Or comme il a été montré dans la partie précédente, les impacts environnementaux ne peuvent se résumer à une seule dimension au risque d’entraîner un transfert de pollution. Par exemple, les bétons alternatifs entraînent une réduction d’émission de dioxyde de carbone mais peuvent avoir, à l’inverse, des impacts environnementaux plus élevés sur d’autres aspects (toxicité par exemple). De même, la production d’électricité française est certes à faible contenue en émissions de dioxyde de carbone, mais reste actuellement responsable de l’émission de radioéléments (IEA, 1998).
En dehors de ces méthodes, il existe l’Analyse de Cycle de Vie (ACV) d’un produit, bien ou service (Guinée, 2001). Cette méthode analytique et multicritères est destinée à évaluer la performance environnementale d’un système de produits sur la base d’une même fonction. Pour cela, le concept d’unité fonctionnelle est introduit notamment pour comparer différents produits d’un point de vue environnemental. L’ACV est une méthode de management environnemental utilisée depuis de nombreuses années. Elle a bénéficié à la fois de travaux théoriques (Heijungs et Suh, 2002) et d’applications destinées aux acteurs des différents secteurs économiques (IFPEB, 2010). Ces acteurs sont, en effet, de plus en plus soumis à des contraintes législatives et règlementaires. Dans ce contexte, l’approche ACV est actuellement considérée comme une approche holistique intéressante pour, dans un premier temps, analyser puis finalement contribuer à la diminution des impacts environnementaux d’un système (démarche d’éco-conception).
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Table des matières
REMERCIEMENTS
SOMMAIRE
GLOSSAIRE
LISTE DES TABLEAUX
LISTE DES FIGURES
LISTE DES ÉQUATIONS
LISTE DES ANNEXES
LISTE DES ABRÉVIATIONS
INTRODUCTION GÉNÉRALE
1. ÉTAT DES CONNAISSANCES
1.1. Les impacts environnementaux du secteur de la construction
1.2. Méthodes pour l’évaluation environnementale des constructions
1.3. Principes de la méthode d’analyse de cycle de vie (ACV)
1.3.1. Cadre méthodologique
1.3.2. Méthodes de détermination des inventaires de cycle de vie
1.3.2.1. Méthode par diagramme de procédé
1.3.2.2. Méthode matricielle
1.3.3. Evaluation des impacts à partir des inventaires de cycle de vie
1.4. État des connaissances en analyse de cycle de vie (ACV) de bâtiments
1.4.1. Caractéristiques des outils existants pour l’ACV des bâtiments
1.4.2. Projets de recherche et de normalisation sur l’ACV des bâtiments
1.4.3. Synthèse
1.5. Bases de données utilisées dans les outils pour l’ACV des bâtiments
1.5.1. Bases de données ACV génériques multisectorielles
1.5.2. Bases de données ACV génériques pour le secteur de la construction
1.5.3. Bases de données ACV spécifiques aux déclarations environnementales
1.5.4. Synthèse
1.6. Travaux relatifs à la simplification du modèle ACV
1.7. Synthèse des travaux existants
2. DÉMARCHE DE RECHERCHE
2.1. Proposition d’une démarche générale d’analyse et de simplification du modèle ACV pour les bâtiments
2.2. Application au contexte français de l’ACV des bâtiments
2.3. Organisation du mémoire
3. DÉVELOPPEMENT D’UNE BASE DE DONNÉES DE FLUX D’INVENTAIRE DE CYCLE DE VIE
3.1. Objectif du chapitre
3.2. Collecte de données ACV sur les matériaux, produits et procédés
3.3. Choix d’un modèle d’évaluation pour la base de données
3.3.1. Frontières du système « bâtiment »
3.3.2. Allocation des impacts liés au recyclage des matériaux
3.3.2.1. Terminologie des termes « déchet, sous-produit et co-produit »
3.3.2.2. Approches existantes
3.3.2.3. Allocation des impacts des matières récupérées et des déchets valorisés
3.3.2.4. Allocation des impacts du procédé de recyclage à l’échelle du système « bâtiment »
3.3.2.5. Allocation par impacts évités (méthode alternative)
3.3.3. Précisions des frontières du système pour les phases de production et de fin de vie
3.3.4. Règles de coupures
3.4. Choix d’une nomenclature de flux d’inventaire de cycle de vie
3.4.1. Choix des catégories de flux
3.4.1.1. Catégorie de flux de consommation de ressources énergétiques
3.4.1.2. Catégorie de flux de consommation de ressources non énergétiques
3.4.1.3. Catégorie de flux de consommation d’eau
3.4.1.4. Catégorie de flux de consommation d’énergie et de matières récupérées
3.4.1.5. Catégorie de flux d’émissions dans l’air
3.4.1.6. Catégorie de flux d’émissions dans l’eau et le sol
3.4.1.7. Catégorie de flux de déchets valorisés
3.4.1.8. Catégorie de flux de déchets éliminés
3.4.1.9. Catégorie de flux additionnels
3.4.2. Classification des flux élémentaires de la base Ecoinvent
3.4.2.1. Agrégation des sous-catégories de flux élémentaires
3.4.2.2. Suppression d’une partie des flux élémentaires
3.4.2.3. Classification des flux élémentaires dans les catégories de consommation de
ressources
3.4.2.4. Classification des flux élémentaires dans les catégories d’émissions et de déchets
3.5. Structure de la base de données développée
3.5.1. Partitions de la base de données
3.5.2. Classification des données ACV par typologies de matériaux et de procédés
3.5.3. Prise en compte de métadonnées aux côtés des inventaires de cycle de vie
3.5.4. Paramétrage des résultats de l’ACV pour les données Ecoinvent et FDES
3.6. Résultats
3.6.1. Classification des flux élémentaires de la base Ecoinvent
3.6.2. Validité des inventaires de cycle de vie numérisés dans la base de données
3.6.3. Valeurs moyennes de flux d’inventaire de cycle de vie par typologie de matériaux pour la phase de production
3.6.4. Différences méthodologiques entre les données Ecoinvent et FDES
3.6.4.1. Flux de référence de l’unité fonctionnelle
3.6.4.2. Allocation des impacts liés au recyclage des matériaux
3.6.4.3. Prise en compte des infrastructures de production
3.7. Limites actuelles de la base de données développée
3.7.1. Mises à jour des inventaires de cycle de vie collectés
3.7.2. Évaluation de la qualité des données
3.7.3. Nomenclature des flux environnementaux
3.7.3.1. Classification des flux des inventaires Ecoinvent
3.7.3.2. Nomenclature pour les flux d’émissions dans l’air, l’eau et le sol
3.7.3.3. Propositions d’amélioration de la nomenclature de flux d’émissions
3.8. Synthèse du chapitre
4. INTÉGRATION DE MÉTHODES D’ÉVALUATION DES IMPACTS
4.1. Objectif du chapitre
4.2. Principes de la caractérisation des flux d’inventaire de cycle de vie
4.3. Méthodes d’évaluation des impacts relatives aux ressources
4.3.1. Approches existantes
4.3.2. Méthode d’évaluation de l’impact de la consommation d’énergie
4.3.2.1. Principes généraux pour l’évaluation de la consommation d’énergie
4.3.2.2. Demande cumulative en énergie
4.3.2.3. Energie primaire totale
4.3.2.4. Analyse comparative de ces méthodes
4.3.3. Méthodes d’évaluation de l’impact de la consommation de ressources
4.3.3.1. Consommation de ressources (TMR)
4.3.3.2. Consommation de ressources (EDIP)
4.3.3.3. Consommation de ressources non énergétiques non renouvelables
4.3.3.4. Consommation de matières récupérées
4.3.3.5. Consommation d’eau
4.3.4. Méthode d’évaluation de l’impact d’épuisement des ressources
4.3.4.1. Potentiel d’épuisement des ressources abiotiques
4.3.4.2. Potentiel d’épuisement des ressources abiotiques (non énergétiques)
4.3.4.3. Potentiel d’épuisement des ressources abiotiques (éléments)
4.4. Méthodes d’évaluation des impacts relatives aux risques et à la santé humaine
4.4.1. Approches existantes
4.4.2. Méthode d’évaluation de l’impact de réchauffement climatique
4.4.3. Méthode d’évaluation de l’impact de formation d’ozone photochimique
4.4.4. Méthode d’évaluation de l’impact de toxicité humaine par la méthode CML
4.4.5. Méthode d’évaluation de l’impact de dommages sur la santé
4.4.6. Méthode d’évaluation de l’impact de toxicité humaine par la méthode des volumes critiques
4.4.7. Méthode d’évaluation de l’impact de production de déchets radioactifs
4.5. Méthodes d’évaluation des impacts relatives à l’écosystème
4.5.1. Approches existantes
4.5.2. Méthode d’évaluation de l’impact d’acidification atmosphérique
4.5.3. Méthode d’évaluation de l’impact d’écotoxicité aquatique par la méthode des volumes critiques
4.5.4. Méthode d’évaluation de l’impact de production de déchets éliminés
4.5.5. Autres méthodes d’évaluation des impacts
4.6. Résultats
4.6.1. Synthèse des méthodes d’évaluation des impacts prises en compte
4.6.2. Validité de la simplification du calcul des indicateurs d’impacts
4.6.2.1. Types de simplifications pour le calcul des impacts
4.6.2.2. Précision du calcul des indicateurs d’impacts
4.6.2.3. Précision du calcul des indicateurs de toxicité humaine
4.6.2.4. Synthèse
4.6.3. Valeurs moyennes d’indicateurs environnementaux par typologie de matériaux pour la phase de production
4.7. Limites actuelles de la caractérisation des impacts dans la base de données
4.7.1. Vers une définition de la nomenclature de flux d’inventaire à partir des méthodes d’évaluation des impacts ?
4.7.2. Variabilité des facteurs de caractérisation des émissions dans l’air de métaux lourds
4.7.3. Applicabilité de nouvelles méthodes de caractérisation des impacts
4.8. Synthèse du chapitre
CONCLUSION GÉNÉRALE
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