Dans le domaine de l’assainissement, l’analyse de cycle de vie (ACV) se positionne de plus en plus comme un outil décisionnel du choix des filières de traitement et de leur gestion technique. Cet article nous présente ici les résultats d’ACV obtenus en petites et moyennes collectivités pour des stations d’épuration à boues activées en très faible charge et des filtres plantés de roseaux.

L’analyse de cycle de vie (ACV), dont le cadre est normalisé (ISO 14 040 et 14 044), est une méthode d’évaluation environnementale largement employée dans le monde industriel. C’est la seule méthode d’évaluation capable de quantifier les impacts sur l’ensemble du cycle de vie d’un système, depuis l’extraction des matières premières en passant par l’exploitation du système et jusqu’à sa fin de vie (démantèlement, gestion des déchets…). Cette méthode est organisée en quatre phases (figure 1) : la définition des objectifs et du périmètre de l’étude, l’inventaire des émissions polluantes et des consommations du système étudié, la conversion de ces données d’inventaires en impacts (gaz à effet de serre, acidification, eutrophisation, écotoxicité, etc. – cf. encadré 1) et, enfin, l’interprétation. Par son approche multicritère (encadré 2), elle permet d'identifier les principales sources d'impacts environnementaux et d'éviter ainsi les transferts de pollution d’une catégorie d’impact à une autre ou d’une étape du cycle de vie à une autre. Précisons pour finir, que là où la plupart des autres méthodes ne quantifient que les aspects négatifs, l’ACV quantifie les aspects négatifs (impacts) d’un système en regard des services qu’il rend (i.e. unité fonctionnelle, UF) permettant ainsi de comparer deux systèmes fournissant le même service (par exemple, le « km transporté » pour un système de transport).

L’ACV fait l’objet de nombreux travaux de recherches internationaux visant à améliorer la procédure et à y intégrer les dernières connaissances scientifiques portant sur l’évaluation des impacts environnementaux telles que par exemple les nouvelles approches en toxicité et écotoxicité proposées par le modèle USEtox (Rosenbaum et al., 2008) ou la méthode multicritère ReCiPe (Goedkoop et al., 2009) conçue aux Pays-Bas. Ces méthodes visent à mettre en évidence les chaines de causalités entre des pollutions émises, leurs effets sur l’environnement (i.e. les transformations qu’elles opèrent sur les milieux) et les dommages potentiels qui pourraient en résulter. La figure 2 présente l’exemple d’une de ces chaines de causalités à partir de l’émission de dioxyde de souffre dans l’air (substance émise par la plupart des combustions d’énergie fossile). Cette approche permet en ACV de distinguer deux grandes familles d’indicateurs : les indicateurs dits « mid-point » qui ne visent à quantifier que les changements opérés à l’environnement, et les indicateurs dits « end-point » qui visent à quantifier les dommages qui pourraient en résulter sur les trois aires de protection de l’ACV (les écosystèmes, la santé humaine et les ressources). Les exemples présentés ultérieurement utiliseront ces deux catégories d’impacts d’ACV.

L’ACV de stations d’épuration (STEP) et la comparaison de filières

Si l’efficacité d’une station d’épuration se mesure d’abord par la qualité de ses effluents, ce traitement est obtenu au prix d’autres impacts environnementaux générés lors de sa construction, de son exploitation (énergie, réactifs, consommables) et de son démantèlement. L’ACV appliquée à de tels systèmes permet de quantifier ces deux aspects.

La phase 1 de l’ACV exige la définition et la quantification du service rendu par le système au travers de la définition d’une unité fonctionnelle. Dans le cas d’un système d’assainissement, on retient en général le traitement d’une certaine charge journalière de DBO5 (demande biochimique en oxygène en 5 jours). On évalue alors les impacts environnementaux relatifs au traitement  d’un kilogramme de DBO5 (soit la charge journalière de matières organiques rejetée par une vingtaine d’habitants) sur l’ensemble du cycle de vie du système (en prenant en compte toutes les émissions dans l’air, l’eau et les sols et toutes les ressources consommées). La qualité du traitement réalisé par la station est bien entendu prise en compte dans les rejets de la STEP dans les eaux de surface (azote, phosphore, éléments traces métalliques ou organiques), permettant ainsi de comparer différents systèmes n’ayant pas exactement les mêmes performances épuratoires.

La phase 1 de l’ACV se termine par la définition du périmètre des systèmes étudiés. La figure 5 présente un exemple avec deux périmètres possibles : le périmètre 1 comprend la station d’épuration seule associée à différentes filières de traitement des boues (incinération, décharge,  épandage, ou rhizo-compostage). Le périmètre 2 prend en compte en supplément le réseau de collecte. Nous voyons aussi sur la figure 5 que sur les exemples présentés dans cet article, la gestion des déchets solides en sortie de dégrillage n’a volontairement pas été incluse dans le périmètre de l’étude dans la mesure où elle est la même pour toutes les filières étudiés.

Au sein de ce périmètre, les étapes suivantes du cycle de vie de la STEP sont prises en compte : construction (infrastructure), utilisation (intégrant l’opération et la maintenance [O&M]), émissions ou rejets (air, eau, sols), devenir des boues (scénario d’épandage, incinération, et mise en décharge...) et des autres résidus et enfin démantèlement en fin de vie. Un inventaire strict a été mené pour deux types de stations d’épuration équipant des petites et moyennes collectivités : les boues activées en très faible charge [1] (BA) et les filtres plantés de roseaux à deux étages à fonctionnement vertical (FRPv). Les inventaires détaillés de tous les matériaux, énergies, réactifs et procédés mis en œuvre, ainsi que de toutes les émissions comptabilisées pendant les différentes étapes du cycle de vie ne peuvent être détaillés dans un tel article de synthèse. Cet inventaire est cependant accessible au lecteur dans un rapport Isrtea-Onema (Risch et al., 2012).

La figure 6 présente en abscisse les différentes catégories d’impacts « mid-point » considérées en ACV par la méthode ReCipe (Goedkoop et al., 2009). Celle-ci combine des impacts globaux comme le réchauffement climatique et des impacts plus locaux comme l’eutrophisation ou l’écotoxicité, sans oublier les différentes catégories afférentes à l’épuisement de ressources. En ordonné, les résultats sont exprimés en pourcentage de contribution des différentes étapes du cycle de vie par rapport à l’impact total (i.e. 100 %) de la catégorie considérée. C’est en effet la seule méthode simple pour représenter sur un même graphique des catégories d’impacts exprimées dans des unités aussi disparates que des « tonnes de CO2 équivalents » pour le réchauffement climatique ou des « grammes de Di-chlorobenzène (1,4-DCB) équivalents » pour l’écotoxicité.

On peut ainsi visualiser sur la figure 6 les différents contributeurs aux impacts d’une STEP à boue activée (avec co-floculation à la chaux) traitant 5 200 équivalents habitants (EH) : l’infrastructure de la STEP, son fonctionnement, ses rejets et émissions gazeuses, le devenir de ses boues, et enfin son démantèlement. Précisons que trois contributions se rapportent à l’étape du devenir des boues : épandage, incinération, mise en décharge.

On notera sur la figure 6 que les rejets (émissions gazeuses et rejets dans l’eau) de la station d’épuration (en vert) contribuent majoritairement aux trois catégories d’écotoxicité et au réchauffement climatique (émissions gazeuses au cours du traitement). Pour ce qui concerne l’eutrophisation (eau douce ou de mer), les rejets de la STEP et l’épandage des boues contribuent à parts presque égales à plus de 90 % de l’impact. Pour les autres catégories d’impacts, la phase d’exploitation (O&M) en rouge (qui inclut les réactifs) est la contribution majeure. Le poids de l’infrastructure de la STEP reste presque toujours en dessous des 20 %.

Ce premier exemple d’ACV (figure 6) a permis de visualiser les principaux contributeurs aux impacts pour un système donné. L’ACV peut aussi être utilisée pour comparer des systèmes entre eux, comme le fait la figure 7 en présentant sur le même graphique les résultats pour quatre STEP à boues activées et un filtre planté de roseaux. Il convient de préciser que dans cet exemple, les capacités (en terme de nombre d’équivalents habitants traités) des cinq STEP comparées sont différentes. Ceci ne nuit en rien à la comparaison puisque les impacts sont ramenés à l’UF (unité fonctionnelle), c'est-à-dire 1 kg de DBO5 traité, et on compare donc bien le même service rendu par les cinq STEP. Cette figure montre que sur les cinq systèmes comparés, le filtre planté de roseaux obtient les impacts les plus faibles (sauf dans la catégorie « écosystème » où son score est très légèrement supérieur à la meilleure STEP BA).

Le système assainissement dans sa globalité : STEP et réseau de collecte

Nous nous proposons maintenant d’étendre le périmètre du système étudié (cf. périmètre 2, figure 5) en ajoutant à la STEP un réseau de collecte. Pour cela, quatre réseaux ont été modélisés (tableau 1) : deux réseaux basés sur des situations réelles (villes de Saussan et Grabels dans l’Hérault) et deux réseaux « théoriques », l’un correspondant à un habitat très dense et l’autre à une situation de mitage urbain avec une très faible densité d’habitants au km². Pour réaliser une telle ACV, il faut allouer la part d’exploitation et d’amortissement du réseau de collecte (travaux et matériaux) à l’UF retenue, c'est-à-dire 1 kg de DBO5 traité. Ceci a été fait sur la base d’une hypothèse d’amortissement du réseau de collecte sur trente ans. Des hypothèses sur des durées d’amortissement plus longues avec des travaux de réhabilitation ont aussi été conduites, mais elles ne sont pas présentées dans cet article de synthèse.

Un inventaire d’ACV détaillé de ces réseaux (composés à l’essentiel de canalisations en amiante ciment et en PVC) a été réalisé. Cet inventaire décrit soixante-huit composants différents (tuyaux, regards, stations de relevage, etc.) et sept équipes de génie-civil mettant en œuvre quinze engins différents (tractopelle, camion benne six ou quatre roues, chargeur sur pneu, petit équipement, compacteur tranchée, pelle mécanique, pompe exhaure, groupe électrogène, camion malaxeur, etc.). La base de données d’inventaire Suisse Ecoinvent a été largement utilisée pour quantifier la fabrication de la plupart des intrants du système (béton, métaux, moyens de transports et logistiques, énergies utilisées, émissions dans l’air, etc.). Précisons qu’il a été considéré que la pose de canalisations entrainait la destruction et la reconstruction du bitume composant la chaussée sur la largeur de celle-ci. Sur cette base, il a ainsi été possible de modéliser des sous ensembles de réseaux de collecte (par exemple, un lotissement de vingt-cinq villas ou une rue bordée de bâtiments de deux étages). Les deux réseaux de collectes réels (Saussan et Grabels) et les deux réseaux « théoriques » décrits dans le tableau 1 ont ainsi pu être créés par assemblages de ces différents modèles qui synthétisent l’inventaire des travaux et des matériaux mis en œuvre.

La figure 8 présente les contributions respectives (exprimée en %, cf. explications sur la figure 6) du réseau de collecte de la ville de Grabels et d’une station d’épuration à boue activées de 5 200 EH avec un conditionnement physico-chimique (cf. BA-3 CoFlo, Polymères de la figure 7). La contribution du réseau de collecte est prépondérante sur la plupart des catégories d’impacts. La STEP ne contribue majoritairement qu’aux impacts affectés directement par les rejets d’eau traitée, c'est-à-dire l’eutrophisation (eau douce et mer) ainsi que l’écotoxicité eau douce. Le score de la station d'épuration sur la catégorie d'impact « radiations ionisantes » s'explique par sa consommation d’électricité d’origine essentiellement nucléaire (mix énergétique français).

 

La figure 9 présente le détail des contributions aux impacts (exprimée en %) des différents matériaux et opérations (génie civil) entrant dans l’inventaire du réseau de collecte. On notera, entres autres, la part du bitume, du béton et agrégats sur de nombreuses catégories d’impacts et la part très importante du génie civil sur le réchauffement climatique et l’écotoxicité terrestre. Le graphique montre une contribution négative pour la catégorie d’impacts « épuisement des métaux » (environ 20 % en dessous de l’axe des abscisses). Ceci est dû au recyclage des métaux du réseau, récupérés en fin de vie et qui permettent d’éviter une extraction et un épuisement de minerais « vierges ».

Pour finir, la figure 10 présente l’impact relatif sur chacune des treize catégories « mid-point » des quatre types de réseaux étudiés (tableau 1). On constate que l’effet de la densité urbaine sur l'ensemble des impacts est prépondérante : on a quasiment un facteur 10 entre le réseau correspondant à un urbanisme très dense (sw1) et celui représentatif d’un mitage urbain (sw4).

 

Intérêt, limites et perspectives de l’approche ACV pour l’assainissement

Cet article a présenté l’application de l’ACV à différentes questions qui peuvent se poser en assainissement (principaux contributeurs aux impacts d’une STEP, comparaison de filières, évaluation du système complet). Cette liste n’est pas exhaustive, et l’ACV peut aussi très intéressante pour comparer des sous-systèmes technologiques à l’intérieur de la STEP (déshydratation des boues, aération, méthanisation des boues…). Suivant l’objectif que se fixe le commanditaire d’une étude ACV, cet article a mis en évidence l’importance du choix du périmètre de l’étude (station d’épuration, réseau de collecte ou les deux ensembles) et de la définition des étapes du cycle de vie retenues (construction, exploitation, démantèlement).

L’article a permis de visualiser les deux grandes familles d’indicateurs en ACV et d’entrevoir leurs intérêts respectifs. Ainsi, par exemple, lorsqu’une ACV est lancée afin d’optimiser un système existant (éco-conception),  les indicateurs « mid-point » sont très riches puisqu’ils permettent d’associer les substances émises (à chaque étape du traitement) avec des catégories d’impacts, ce qui donne à l’ingénieur des pistes d’amélioration de chaque procédé. Par contre, lorsque l’objectif et de comparer deux technologies, les indicateurs « end-point » en trois catégories sont beaucoup plus simples à interpréter.

La nécessité d’une définition précise d’une unité fonctionnelle (UF) a également été mentionnée, l’approche ACV permettant de comparer, pour un même service rendu, des systèmes ayant des performances épuratoires différentes. Nous avons retenu dans cet article le service rendu de traitement de 1 kg de DBO, soit la charge polluante organique journalière rejetée dans le réseau de collecte par une vingtaine d’habitants.

Il reste encore de nombreuses questions en lien avec la gestion des eaux pluviales qui n’ont pas été abordées dans cet article et de nombreux travaux restent à mener sur le système d’assainissement dans son ensemble (i.e. pluvial et eaux domestiques). D’autre part, l’application actuelle de l’ACV dans le domaine de l’assainissement se limite essentiellement aux systèmes d’épuration conventionnels, visant au traitement de la matière organique, de l’azote et du phosphore. Son application au cas des traitements complémentaires visant les pathogènes, les micropolluants ou autres substances d’intérêt (carbamazépine, naproxène, sulfaméthoxazole, ciprofloxacine, norfloxacine, triclosan, aspirine, octylphénol…) est encore difficile. En effet, bon nombre de substances chimiques d'intérêt et aucun pathogène ne sont caractérisés dans les méthodes actuelles d’évaluation des impacts en ACV. Des travaux scientifiques sont en cours à Irstea pour lever ces verrous méthodologiques qui n’empêchent en rien l’application de l’ACV aux systèmes de traitement conventionnels.

Ces premiers résultats montrent que, par son approche holistique, l’analyse de cycle de vie (ACV) pourrait devenir un outil décisionnel complémentaire au choix des filières de traitement et de leur gestion technique. L’approche multicritère qu’elle propose permet d’identifier et d’éviter les transferts de pollutions d’une catégorie d’impact à une autre ou d’une étape du cycle de vie à une autre (encadré 2). Par sa capacité à identifier les impacts sur l’environnement tout au long du cycle de vie d’un système, elle s’avère être un complément idéal des approches plus locales telles que les études d’impacts locales ou les études de risques pour les installations classées.

 



 [1] Une BA en aération prolongée (ou très faible charge) est un procédé dont la charge massique est relativement faible ; cela se caractérise par un ratio Cm de charge massique (kgDBO5)  sur le taux de MVS des boues  présentes dans le système (kg MVS/j) inférieur à 0,1 (source : FNDAE n° 34, p. 10).

Pour citer cet article :

Référence électronique :
RISCH, Eva ; ROUX, Philippe ; BOUTIN, Catherine ; HÉDUIT, Alain, L'analyse de cycles de vie (ACV) des systèmes d’assainissement : un outil complémentaire d’aide à la décision, Revue Science Eaux & Territoires, Recherche et Ingénierie au service des acteurs de l’assainissement, numéro 09, 2012, p. 82-91, 19/12/2012. Disponible en ligne sur <URL : http://www.set-revue.fr/lanalyse-de-cycles-de-vie-acv-des-systemes-dassainissement-un-outil-complementaire-daide-la-decision> (consulté le 16/11/2018), DOI : 10.14758/SET-REVUE.2012.9.13.

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