la monétarisation des effets environnementaux...

MÉMOIRE

CONFIDENTIEL

Année de fin de confidentialité : 2014

Présenté par : Carine Galante

Dans le cadre de la dominante d’approfondissement : IDEA (Ingénierie de l’Environnement,

Eau, Déchets et Aménagements durables)

La monétarisation des effets environnementaux : application à l’ACV

Pour l’obtention du :

DIPLOME D’INGENIEUR d’AGROPARISTECH

Cursus ingénieur agronome

et du DIPLOME D’AGRONOMIE APPROFONDIE

Stage effectué du 01/03/2011 au 31/08/2011

A : Effet de Levier - 14, rue La Fayette - 75009 Paris

Enseignant responsable : Gilian CADIC Maître de stage : Patrice AUCLAIR

Soutenu le : 22/09/2011

Carine Galante La monétarisation des effets environnementaux : application { l’ACV 1

© Copyright Effet de Levier

SOMMAIRE

Sommaire .............................................................................................................................................................................................. i

Liste des tableaux ............................................................................................................................................................................ iii

Liste des figures ............................................................................................................................................................................... iv

Liste des sigles ................................................................................................................................................................................... v

Introduction ........................................................................................................................................................................................ 1

1. Méthodologie ............................................................................................................................................................................ 2

1.1 Contexte ............................................................................................................................................................................ 2

1.1.1 Présentation d’Effet de Levier ........................................................................................................................ 2

1.1.2 Les besoins d’Effet de Levier .......................................................................................................................... 2

1.2 Définition de la problématique ............................................................................................................................... 3

1.3 Enjeux de la monétarisation { partir d’une ACV .............................................................................................. 5

1.3.1 Conditions de la monétarisation ................................................................................................................... 5

1.3.2 L’ACV – fonctionnement ................................................................................................................................... 8

1.3.3 Choix d’une méthode de caractérisation ................................................................................................ 11

1.3.4 Une étape d’interprétation de l’ACV : la monétarisation ................................................................. 17

1.4 Démarche d’établissement des facteurs de monétarisation .................................................................... 18

1.4.1 Choix des catégories d’impacts { monétariser ..................................................................................... 18

1.4.2 Correction des valeurs monétaires liée { l’inflation .......................................................................... 19

1.4.3 Incertitudes ......................................................................................................................................................... 19

2. Monétarisation des catégories d’impact de l’ACV .................................................................................................. 20

2.1 Hypothèses générales .............................................................................................................................................. 20

2.2 Catégories d’impact MidPoint ............................................................................................................................... 20

2.2.1 Le changement climatique ............................................................................................................................ 20

2.2.2 Formation de particules fines ..................................................................................................................... 24

2.2.3 Formation d’ozone photochimique ........................................................................................................... 27

2.3 Catégories d’impact EndPoint ............................................................................................................................... 29

2.3.1 La santé humaine .............................................................................................................................................. 30

2.3.2 Atteinte aux écosystèmes .............................................................................................................................. 33

2.3.3 Epuisement des ressources minérales et fossiles ............................................................................... 37

2.4 Synthèse des coûts et méthodes de monétarisation employés ............................................................... 38

3. Etude de cas : l’ACV de brochures ................................................................................................................................. 40

3.1 Présentation de l’ACV réalisée .............................................................................................................................. 40

3.1.1 Données d’entrée .............................................................................................................................................. 40



3.1.2 Unité fonctionnelle ........................................................................................................................................... 41

3.2 Résultats ........................................................................................................................................................................ 41

3.2.1 Monétarisation à partir des midpoints .................................................................................................... 41

3.2.2 Etude de l’évolution du prix du CO2 .......................................................................................................... 44

3.2.3 Monétarisation à partir des endpoints et comparaison des méthodologies ........................... 45

3.3 Apports et limites de la méthode ......................................................................................................................... 49

3.3.1 Une mise en valeur de l’ACV ........................................................................................................................ 49

3.3.2 Limites de l’étude ............................................................................................................................................. 49

3.3.3 Intégration { d’autres outils d’aide { la décision nécessaire .......................................................... 50

Conclusion ........................................................................................................................................................................................ 51

Bibliographie ................................................................................................................................................................................... 52

Annexes ............................................................................................................................................................................................. 54

I. Economie de l’environnement ................................................................................................................................... 54

a) Méthodes de monétarisation................................................................................................................................. 54

b) Taux d’actualisation .................................................................................................................................................. 56

II. Méthodologie de l’ACV .................................................................................................................................................. 57

a) Méthodes de caractérisation CML et Eco-indicator 99............................................................................... 57

b) Les trois perpectives de ReCiPe ........................................................................................................................... 60

III. Monétarisation du changement climatique .................................................................................................... 62

IV. Monétarisation de la santé humaine .................................................................................................................. 63

V. Monétarisation des écosystèmes ......................................................................................................................... 64

VI. Données d’entrée de l’ACV du guide point de vente .................................................................................... 65

VII. Résultats graphiques de l’ACV .............................................................................................................................. 66

a) Midpoints ....................................................................................................................................................................... 66

b) Endpoints ...................................................................................................................................................................... 68

VIII. Tables de données ..................................................................................................................................................... 69

a) Résultats des ACV : .................................................................................................................................................... 69

b) Résultats de la monétarisation : ........................................................................................................................... 74

c) Comparaison de la monétarisation à partir des midpoints avec la monétarisation à partir des

endpoints................................................................................................................................................................................. 79

Abstract ............................................................................................................................................................................................. 82

Résumé .............................................................................................................................................................................................. 83



LISTE DES TABLEAUX

Tableau 1 : Description des différentes valeurs en économie de l'environnement .............................................. 6

Tableau 2 : Synthèses des méthodes de monétarisation des biens et services environnementaux .............. 7

Tableau 3 : Liste des catégories d'impact midpoints de ReCiPe 2008 .................................................................... 14

Tableau 4 : Liste des catégories d'impact endpoint de ReCiPe 2008 ....................................................................... 15

Tableau 5 : Impacts endpoints et midpoints inclus dans le calcul correspondants, { l’exceptions de ceux

en italique qui marquent des liens existants mais non quantifiés dans ReCiPe. D’après ReCiPe 2008 [16]

............................................................................................................................................................................................................... 16

Tableau 6 : Coûts retenus pour la tonne de CO2. .............................................................................................................. 24

Tableau 7 : Coûts minimum et maximum en € constants par tonne des différentes études. Lorsque

qu’une seule valeur est donnée, on la place par défaut dans la colonne des coûts minima ........................... 26

Tableau 8 : Calcul des DALY à partir du C{P d’évitement des maladies et des risques mortels, issus de

l'étude de Lvovsky et al. (2000) et repris par Pearce . Les ratios de revenu par personne sont issus d'une

moyenne entre 1990 et 2003. .................................................................................................................................................. 33

Tableau 9 : Calcul des coûts /DALY maxima ajutés pour chaque impact midpoint........................................... 33

Tableau 10 : Calcul des coûts /DALY minima pour chaque impact midpoint ...................................................... 33

Tableau 11 : Synthèse des facteurs de monétarisations retenus, méthodes de monétarisation associées

et source ............................................................................................................................................................................................ 39

Tableau 12 : Méthode de calcul des FM MP issus EP à partir des facteurs de caractérisation de ReCiPe 47

Tableau 13 : Récapitulatif des effets monétarisés dans les deux méthodes de monétarisation .................. 48

Tableau 14 : Comparatif de deux méthodes de caractérisation. Source: ILCD Handbook, commission

européenne [18] ............................................................................................................................................................................ 59

Tableau 15 : Aperçu des choix réalisés par ReCiPe pour les trois perspectives pour le mécanisme

environnemental 1 (permettant d'obtenir des impacts de la catégorie midpoint). Source : [16] ............... 60

Tableau 16 : Aperçu des choix réalisés par ReCiPe pour les trois perspectives pour le mécanisme

environnemental 2 entre les niveaux midpoint et endpoint. Source : [16] .......................................................... 61

Tableau 17 : Valeur de la tonne de CO2 en €2008 et hypothèses. Source: SETRA [9] ...................................... 63

Tableau 18 : Valeurs monétaires (€1998) pour les impacts sur la santé. Source : UNITE, basé sur Friedrich

et Bickel (2001) .............................................................................................................................................................................. 64

Tableau 19 : Masses par composants d'une unité fonctionnelle du guide point de vente .............................. 65

Tableau 20 : Emballages du guide point de vente ........................................................................................................... 65

Tableau 21 : Etapes de transport du guide point de vente et distances correspondantes ............................. 65

Tableau 22 : Hypothèses de fin de vie pour les éléments intervenant dans le cycle de vie ........................... 66

Tableau 23 : Résultats midpoints de l'ACV du guide point de vente par étape du cycle de vie .................... 70

Tableau 24 : Part de chaque étape du cycle de vie dans par impact midpoint .................................................... 71

Tableau 25 : Résultats midpoints de l'ACV du guide point de vente par composant ........................................ 71

Tableau 26 : Part de chaque composant par impact midpoint ................................................................................... 72

Tableau 27 : Résultats endpoint de l'ACV du guide point de vente par étape du cycle de vie ...................... 72

Tableau 28 : Part de chaque étape du cycle de vie dans les impacts endpoint .................................................... 73

Tableau 29 : Résultats endpoint de l'ACV du guide point de vente par composant .......................................... 73

Tableau 30 : Part de chaque composant dans les impacts endpoint ....................................................................... 74

Tableau 31 : Résultats de la monétarisation des midpoints par étape du cycle de vie .................................... 74

Tableau 32: Pourcentage du coût environnemental de chaque impact midpoint dans les étapes du cycle

de vie ................................................................................................................................................................................................... 74

Tableau 33 : Résultats de la monétarisation des midpoints par composant ........................................................ 75



Tableau 34 : Pourcentage du coût environnemental de chaque impact midpoint dans les composants . 75

Tableau 35 : Résultats maximum de la monétarisation des endpoints par étape du cycle de vie............... 75

Tableau 36 : Résultats minimum de la monétarisation des endpoints par étape du cycle de vie ............... 77

Tableau 37 : Résultats maximum de la monétarisation des endpoints par composant ................................. 78

Tableau 38 : Résultats minimum de la monétarisation des endpoints par composant .................................. 78

LISTE DES FIGURES

Figure 1 : Schéma de la méthodologie employée ................................................................................................................ 4

Figure 2 – Etapes du cycle de vie d’un produit ou d’un service pris en compte dans l’ACV (source : Effet

de Levier) ............................................................................................................................................................................................. 9

Figure 3 : Illustration des différentes étapes de l'ACV et normes associées (d'après ISO 14040). ................ 9

Figure 4 : Schéma (simplifié) d’obtention des Indicateurs d'impacts obtenus { partir de l'ICV par le

modèle de caractérisation de l'ACV ....................................................................................................................................... 11

Figure 5 : Exemple d'un modèle harmonisé liant les impacts midpoints et endpoints sur la santé

humaine et les dommages sur les écosystèmes pour le changement climatique, d’après ReCiPe 2008

[15] ...................................................................................................................................................................................................... 13

Figure 6 : Relations entre les paramètres de l’ICV, les indicateurs midpoints et endpoints de ReCiPe

2008. Source : ReCiPe 2008 [16] ............................................................................................................................................. 15

Figure 7 : Processus d'allocation des dommages endpoint du changement climatique .................................. 17

Figure 8 : Coûts en €2011 par tonne donnés par les principales études. .................................................................. 28

Figure 9 : Méthodologie de monétarisation des catégories endpoint. Les éléments en pointillés ne sont

pas pris en compte dans cette étude ..................................................................................................................................... 30

Figure 10 : Illustration du concept de DALY. La zone hachurée correspond à une vie "normale". La zone

rouge correspond au DALY. ...................................................................................................................................................... 31

Figure 11 : Phases du cycle de vie prises en compte ...................................................................................................... 41

Figure 12 : Niveaux de stabilisation des concentrations en GES (en ppm éq. CO2), fourchettes de

probabilité de hausse de température et effets potentiels associés (source : GIEC) ........................................ 62

Figure 13 : Aperçu des conséquences de la pollution atmosphérique sur la santé, autant d'élément à

prendre en compte dans la monétarisation. Source : direction de la santé publique de Montréal, 2003. 63

Figure 14 : Classification des services écosystémiques proposée dans le Millenium Ecosystem

Assessment (MEA) ........................................................................................................................................................................ 64



LISTE DES SIGLES

ACB Analyse Coûts Bénéfices

ACV Analyse de Cycle de Vie (anglais LCA Life Cycle Assesment)

ADEME Agence Nationale pour le Développement de l'Environnement et de la Maîtrise de l'Énergie

CAFE CBA Clean Air for Europe Cost-Benefit Analysis

CàP Consentement à payer (WTP : Willingness to Pay en anglais)

CAS Centre d’Analyse Stratégique, institution française d'expertise et d'aide { la décision qui appartient aux services du Premier ministre, anciennement commissariat général du Plan. Cette étude présente la méthodologie de l’analyse des « impact pathways » appliquée { la pollution de l’air et l’évaluation monétaire de ces impacts.

CFC-11 Trichlorofluoromethane

COI Costs of illness : coût de la maladie

DALY Disability Adjusted Life Year - espérance de vie corrigée de l'incapacité (EVCI)

DEFRA Department for Environment, Food and Rural Affairs - Equivalent britannique du Ministère de l’environnement

DLR Deutsches Zentrum für Luft- und Raumfahrt (Centre aérospatial allemand)

ED Endpoint

EPS Environmental Priority Strategies in Product Design

ExternE Externalities of Energy - projet de recherche de la Commission européenne d’évaluation des coûts externes de l’énergie dans les activités économiques.

FM Facteur de monétarisation

GES Gaz à Effet de Serre

GIEC Groupement Intergouvernemental sur l’Evolution du Climat (anglais

IPCC Intergovernemental Panel on Climat Change)

GRACE Generalisation of Research on Accounts and Cost Estimation, projet mené par ITS, Leeds



HEATCO Harmonised European Approaches for Transport Costing and Project Assessment (2006)

ICV Inventaire de Cycle de Vie

IMPACT Internalisation Measures and Policies for All external Cost of Transport, 2008

MP Midpoint

NMVOC Non Methanic Volatils Organic Compounds - Composés Volatils Organiques Non Méthaniques

OMS Organisation mondiale de la santé (anglais WHO World Health Organisation)

PNUE Programme des Nations Unies pour l’Environnement (anglais UNEP United Nations Environment Programme)

PRG Potentiel de Réchauffement Global (anglais Global Warming Potential GWP )

R&D Recherche et développement

ReCiPe Méthode de caractérisation des flux de l’ICV en catégories d’impact midpoint et end point. Le nom est issu des initiales des principaux instituts ayant contribué au projet : RIVM and Radboud University, CML, and PRé Consultants

RECORDIT (Real cost reduction of door-to-door intermodal transport), 2001, mené par ISIS, Rome

RSE Responsabilité Sociétale des Entreprises

SETAC Society of Environmental Toxicology and Chemistry

U 235 Isotope 235 de l’Uranium

UNITE Unification of accounts and marginal costs for transport efficiency), 2003. Projet mené par ITS, Leeds

VOLY Value of a life Year – Valeur d’une année de vie

VSL Value of Statistical Life – Valeur d’une vie statistique

WWF The World Wildlife Fund

YLD Year of Life disabled – Année de vie avec un handicap

YLL Year Of Life Lost – Année de vie perdue

Contexte



INTRODUCTION

Les enjeux environnementaux tendent à prendre une part déterminante dans les sphères de décisions

économiques et politiques, dont la volonté est d’identifier ces risques, les quantifier et les analyser dans

le but de les d’anticiper, et d’opter pour des stratégies à long terme. Cela se traduit au niveau politique

par des réglementations de plus en plus contraignantes pour ces acteurs du marché en matière de prise

en compte du développement durable dans leurs stratégies et politiques.

L’introduction systémique des effets environnementaux et sociétaux { l’échelle macro et micro

économique suppose leur intégration aux mécanismes actuels d’arbitrage de projets, dont la clé de

décision est fondée sur des principes d’analyse financière et économique. Cela n’est donc envisageable

que si l’on attribue une valeur monétaire à ces effets. Or, nombre de biens et services

environnementaux ne font pas l’objet d’échange et n’ont donc pas de prix. La monétarisation est la

technique d’analyse qui vise { révéler cette valeur, dont l’avantage primordial est de permettre la

comparaison entre les biens environnementaux et les services économiques ; il s’ensuit la possibilité de

placer des priorités sur les choix et d’établir des stratégies.

L’effet environnemental se défini comme toute conséquence, incidence d’une activité, d’un processus

affectant qualitativement ou quantitativement l’environnement et ses fonctions. Nombre de ces effets

des activités de consommation ou de production sont soit néfastes soit bénéfiques pour des tierces

personnes (au sens juridique), et ne sont pas comptabilisés, c’est-à-dire que les tiers ne se font pas

dédommager (pour le dommage subi) ou ne doivent pas payer (pour le bénéfice reçu). On parle alors

d’externalités environnementales.

L’étape précédant la monétarisation des effets environnementaux est l’état des lieux, le diagnostic des

impacts du système exprimé en unités physiques de biens environnementaux. L’ACV, prestation

réalisée dans l’entreprise de stage, Effet de Levier, est un outil d’évaluation multicritère des impacts

d’un produit ou d’un service sur l’ensemble de son cycle de vie. Largement utilisée par les décideurs

notamment par les entreprises dans une démarche d’éco-conception, elle est normée et fait l’objet de

nombreuses recherches.

Si certains travaux ont déj{ montré l’efficacité de la monétarisation pour l’évaluation de projets, l’aide {

la décision, l’application de taxes environnementales, ou encore de valeurs tutélaires, très peu ont

encore appliqué la monétarisation { l’ACV afin de pouvoir généraliser cette démarche { plusieurs

impacts environnementaux. Le présent rapport vise ainsi à identifier les possibilités de monétarisation

des effets environnementaux { partir des indicateurs d’impacts de sortie de l’ACV et d’en analyser les

risques et les opportunités, notamment dans le cadre d’un projet de R&D au sein d’Effet de Levier.

Après avoir rappelé les grandes lignes théoriques de l’économie de l’environnement, le choix d’une

méthode de caractérisation et des impacts environnementaux à monétariser seront justifiés, pour

ensuite détailler les coûts recommandés { l’application aux catégories d’impacts de l’ACV. Enfin, la

méthodologie sera testée sur un cas concret d’ACV réalisée { Effet de Levier.

Contexte



1. METHODOLOGIE

1.1 Contexte

1.1.1 Présentation d’Effet de Levier

Ce stage a été réalisé au sein de l’équipe d’Effet de Levier, constituée de quatre ingénieur-consultants.

Cette entreprise de conseil en développement durable fut créée en 2003 par Patrice Auclair. Effet de

Levier guide les entreprises et les collectivités dans leurs démarches de développement durable.

L’entreprise réalise des prestations majoritairement techniques de diagnostic environnemental, telle

que :

- Le Bilan Carbone®. Habilité par l’Ademe depuis 2004, le cabinet a réalisé plus de 100 Bilan

Carbone ®. C’est la prestation historique d’Effet de Levier, notamment dans les secteurs de la

banque et des assurances ;

- Des diagnostics énergétiques, permettant un diagnostic des dépenses et pertes énergétiques en

vue d’améliorer la performance énergétique des entreprises ;

- L’ACV, qui { la différence des prestations précédentes, offre une approche « produit » et non

systémique. Cette méthode multicritère évalue les impacts environnementaux d’un bien, service

ou procédés sur l’ensemble de son cycle de vie.

Effet de Levier agit également sur les piliers social/sociétal et économique du développement durable

en proposant des diagnostics RSE ou encore l’accompagnement stratégique des entreprises dans leurs

plan d’actions, ou encore des formations.

En outre, la société a mis en place une démarche de R&D afin de diversifier ses activités, mettre au point

de nouvelles prestations innovantes, et devenir une référence en matière de recherche scientifique dans

le domaine de la monétarisation des risques et impacts environnementaux.

1.1.2 Les besoins d’Effet de Levier

Les prestations d’Effet de Levier touchent majoritairement les PME, pour lesquelles l’intégration des

principes du développement durable dans leur politique est une démarche plus rarement spontanée

que poussée par la réglementation1. Les prestations contractées concernent en grande majorité des

Bilan Carbone ®. Outil très simplificateur mais synthétique et efficace, l’Ademe l’a fortement

démocratisé en offrant des formations rapides autorisant les entreprises à les pratiquer. Le nombre

d’entreprises formées s’est donc vu rapidement multiplié, ce qui a amené une atomisation de l’offre

créant une forte concurrence entre petits cabinets de structure comparable à Effet de Levier.

L’ACV, prestation relativement plus récente d’Effet de Levier, va plus loin dans l’évaluation

environnementale en étant multicritère. Il s’agit cependant un outil moins « abordable » que le Bilan

Carbone ®, tant au niveau du coût que des débouchées, moins évidentes en ce qui concerne son

1 Dont la plus contraignante est celle émanant du Grenelle II et qui oblige depuis juillet 2011 les entreprises de plus de 500 salariés à réaliser un Bilan Carbone®. Une nouvelle réglementation pourra éventuellement se traduire par l’affichage environnemental multicritère obligatoire pour les produits de grande consommation, dont l’essai est actuellement en cours.

Définition de la problématique



interprétation (compréhension de l’opérateur, intégration de la démarche, et mise en place de mesures

comme l’éco-conception par exemple), et la communication.

La stratégie d’Effet de Levier aujourd’hui consiste par conséquent à assurer sa place sur le marché en

diversifiant ses activités, et en se distinguant vis-à-vis des autres cabinets par des prestations

innovantes, et en ciblant de nouvelles parts de marché. C’est pourquoi Patrice Auclair, directeur d’Effet

de Levier, a décidé de développer la R&D dans son entreprise autour de la monétarisation des effets

environnementaux, et de leur intégration dans des outils d’évaluation. A terme, elle permettra au

cabinet de diversifier ses activités pour varier ses revenus et consolider l’activité, et de renforcer ses

connaissances scientifiques afin d’axer sa stratégie par des nouvelles prestations innovantes.

Au sein d’Effet de Levier mon travail s’est donc articulé autour de trois projets principaux :

- Réalisation d’un Bilan Carbone® d’une grande entreprise de médias, articulé autour du bilan

du siège et de deux stations locales, en vue d’une extrapolation { l’ensemble des autres stations

dans le but de comptabiliser la totalité des émissions de la société ;

- Réalisation d’un diagnostic RSE d’une entreprise moyenne (600 salariés) de conseil et

formation, sur la question centrale « relation et conditions de travail » de l’ISO 26 000. Une grille

d’analyse a été construite pour évaluer les enjeux concernant la partie prenante salariés ;

- Enfin, appui au projet de R&D de la société Effet de Levier sur la monétarisation des effets

environnementaux, avec soutien tant sur la mise en place administrative que sur les réflexions

stratégiques et prospectives du projet. Ce mémoire en illustre ma participation majeure sur

les possibilités de monétarisation à partir de l’ACV.

1.2 Définition de la problématique

La problématique de stage a émergé suite aux réflexions prospectives et { l’analyse stratégique du

projet de R&D au sein d’Effet de Levier.

J’ai souhaité que mon mémoire puisse apporter un travail préliminaire de recherche en termes de

monétarisation, tout en se basant sur une méthodologie pratiquée par Effet de Levier et que j’ai jugée

intéressante autant sur le fond que sur ce qu’elle peut apporter en valeur ajoutée { Effet de Levier :

l’ACV.

Un tour d’horizon des différentes méthodes de monétarisation montre dans le 1.3.1.2 que l’on ne peut

les appliquer que si les effets physiques sur l’environnement et la santé sont déterminés. D’autre part,

ils nécessitent, dans la mesure où les résultats ont vocation à être communiqués, d’être traduits en

termes compréhensibles pour un large public.

L’ACV, en tant qu’analyse multicritère des impacts environnementaux m’est ainsi rapidement apparue

comme un outil préliminaire adapté à la monétarisation des effets environnementaux. Elle permet en

effet de traduire les flux élémentaires de l’ICV en différents indicateurs d’impacts exprimés en unités

agrégées par la méthode de caractérisation de l’ACV comme par exemple en kg éq CO2 pour l’impact sur

l’effet de serre, ou en kg éq SO2 pour l’acidification, etc. La monétarisation de l’ACV a pourtant été très

peu étudiée, et les recherches actuelles en monétarisation se concentrent plus sur des grands projets du

secteur des transports (construction d’autoroutes, comme dans le rapport Boiteux [6]) ou de l’énergie

(comparaison du coût des énergies renouvelables avec des énergies fossiles, comme l’a fait ExternE [4]).

Chercher { monétariser les impacts environnementaux { partir d’une ACV permet donc de s’affranchir

de l’étape de traduction des flux élémentaires en impacts. La monétarisation consiste dans ce cas {

Définition de la problématique



déterminer un facteur de monétarisation (FM), ratio de la valeur monétaire de l’effet ressenti sur

l’impact responsable, exprimé en € par unité physique (kg éq CO2, kg éq SO2...) à partir des données de

sortie de l’ACV. Cela permet également d’apporter une valeur ajoutée { l’ACV e donnant des éléments

supplémentaires d’interprétation.

Ainsi, la problématique qui a émergé de ces réflexions est la suivante :

Dans quelle mesure peut-on construire une méthodologie de monétarisation des effets

environnementaux à partir de l’ACV ? Quels en sont les risques et les opportunités ?

La réflexion menée pour répondre { ces questions s’est construite selon ces points :

- Revue bibliographique en économie de l’environnement et des méthodes de monétarisation

(1.3.1.1) ;

- Compréhension du fonctionnement de l’ACV (1.3.2) ;

- Choix d’une méthode de caractérisation (1.3.3) ;

- Analyse des différentes catégories d’impact et de leur compatibilité avec les méthodes de

monétarisation communément employées (1.3.3.2.2) ;

- Choix des catégories d’impacts à monétariser (1.4.1) ;

- Etablissement des facteurs de monétarisation (1.4) ;

- Application { un cas concret d’ACV réalisé par Effet de Levier (3.) ;

- Evaluation critique de la méthodologie (3.3).

Figure 1 : Schéma de la méthodologie employée

Enjeux de la monétarisation { partir d’une ACV



1.3 Enjeux de la monétarisation { partir d’une ACV

1.3.1 Conditions de la monétarisation

1.3.1.1 Fondamentaux d’économie de l’environnement

1.3.1.1.1 La valeur d’un bien environnemental

L’exercice de monétarisation confronte des problématiques pluridisciplinaires : elle impose en premier

lieu de mêler économie et sciences de l’environnement, disciplines qui ont longtemps été étudiées

indépendamment mais que les problématiques actuelles tendent à rapprocher indéniablement. Elle a

pour double vocation, en attribuant un coût aux biens environnementaux, de les identifier et de les

intégrer aux décisions politiques. Ainsi, l’attribution d’un coût { l’environnement sous-tend également

des problématiques sociologiques, éthiques, politiques…

L’environnement est un bien public : cela signifie qu’il est défini { partir de sa consommation. Il fait

l’objet d’une consommation collective et possède deux caractéristiques :

- La non-rivalité, qui signifie qu’un bien peut être consommé simultanément par un ensemble

d’individus sans que la quantité et/ou la qualité bénéficiant { un consommateur réduise celles

consommées par les autres ;

- La non-exclusion, qui signifie qu’il est impossible d’exclure un utilisateur de l’usage de ce bien.

Il est important de faire la différence entre les notions de valeur, de prix et de coût. Le concept de valeur

a une signification économique qui repose en grande partie sur les concepts d’utilité, de préférence, de

bien-être, comme illustré dans le Tableau 1. La mesure monétaire d’un changement de bien-être d’un

individu à la suite de modifications de la qualité environnementale est appelée la valeur économique

totale du changement. La valeur économique totale d’une ressource peut être divisée en valeurs

d’utilisation et valeurs de non-utilisation:

Valeur économique totale = valeurs d’usage + valeurs de non-usage

Ici l’environnement est l’Environnement de l’Homme. C’est en ce sens que l’environnement se distingue

de la nature. On se place ici dans une perspective d’économie du bien-être, c’est- à- dire

d’Environnement utile. Ainsi, un spécimen d’une espèce inconnue, jamais rencontrée et même jamais

envisagée par aucun homme aura une valeur économiquement nulle (alors que sa valeur morale sera

conceptuellement inestimable). L’économie de l’environnement tente de réconcilier les deux approches

en introduisant la notion de valeur d’existence.

Le prix est, quant à lui, sur un marché, l'équivalent monétaire du bien considéré. Le coût est la meilleure

opportunité { laquelle on a renoncé pour acquérir ce bien. On a donc la relation coût ≤ prix ≤ valeur.

Valeur économique totale

Valeur d'usage ou utilité Valeur de non-usage Valeur d'usage

direct Valeur d'usage

indirect Valeur d'option et

quasi-option Valeur de legs Valeur

d'existence




Tableau 1 : Description des différentes valeurs en économie de l'environnement

1.3.1.1.2 Les effets environnementaux

La monétarisation consiste à attribuer une valeur à un bien environnemental. La majorité des biens

environnementaux ne s’échangent pas sur le marché et n’ont donc pas de prix. On pourra par contre

parler de coût environnemental en tant qu’expression en unité monétaire, c'est-à-dire en euros, de la

valeur de ce bien. Techniquement, il s’agit de la valeur économique des impacts environnementaux

(négatifs ou positifs) d’une activité. Lorsque ce coût est pris en charge par le responsable direct de

l’occurrence de l’impact il est internalisé. La part non internalisée du coût environnemental correspond

au coût externe. Dans ce cas, les impacts de la décision d’un acteur sur l’environnement ne sont que

partiellement pris en compte alors que celle-ci engendre des conséquences pour la Société : il s’agit des

externalités environnementales.

Dans la présente étude, il s’agit pour l’approche midpoint d’évaluer les coûts par unité physique

d’impact, et pour l’approche endpoint orientée dommages, de monétariser les dommages

environnementaux. En se basant sur l’ACV, la monétarisation ne pourra pas monétariser les externalités

à proprement parler mais les effets environnementaux, qui englobent les externalités. En effet, pour

monétariser les externalités environnementales il faut également pouvoir identifier celles qui sont

positives et cette démarche n’est pas prise en compte dans l’ACV.

1.3.1.2 Méthodes d’évaluation économique

L’évaluation économique tâche de révéler, ou déclarer, la volonté individuelle de payer ou de recevoir

pour les avantages associés { l’usage de biens et de services environnementaux. L’objectif est d’estimer

la valeur économique totale vue précédemment, en tenant compte de l’usage explicite et implicite de

valeurs d’usage et de non-usage. Le Tableau 2 donne une description des principales méthodes de

monétarisation rencontrées au cours de l’étude bibliographique. Des détails sont également disponibles

en annexe page 54.

Valeurs directement liées { l’activité humaine

Avantages fonctionnels, indirectement utilisés liés à l’activité humaine

On n'a aucune certitude quant à la future demande d'une ressource et/ou à la disponibilité future de cette ressource. Service potentiellement utilisable

Don aux générations futures

Valeurs actuelles ou futures (potentielles) associées à la ressource Valeur intrinsèque

La pêche, la récolte de bois de feu et l'utilisation du bien pour les loisirs, etc.

- Fonctions de protection, - Fonctions écologiques, - Fonctions hydrologiques,

- Conservation, durabilité, - Production de diversité biologique, - Conservation d’habitats Paysages

- Habitats et écosystèmes, - Changements irréversibles, - Paysage

- Habitats, écosystèmes, - Espèces en danger

Tangibilité




Catégorie Sous-catégorie Définition, hypothèses

Méthodes directes

Coûts de productivité -Approche la valeur du service environnemental par le surplus de production marchande qu’il induit (pollinisation dans le cas de la production agricole par exemple)

Coûts des dommages -Quantifier puis monétariser les pertes et nuisances pour la collectivité imputables à l’externalité devant être valorisée -Nécessite une expertise scientifique pour la mesure de l’impact (élaboration de fonctions dose-réponse, production de modèles, …) -Incertitudes liées à la difficulté de prendre en compte l‘ensemble des conséquences, dont les conséquences non monétaires. La méthode fournit une borne inférieure

Coûts de restauration, de remplacement -Lorsqu’une fonction assurée par un écosystème dégradé peut se voir substitué à moindre prix -Si les fonctions du substitut diffèrent, ce sera alors une valorisation partielle

Coûts de réduction, d’abattement ou d’évitement -Estimation du coût des mesures permettant de réduire les effets de l’externalité à monétariser. Méthode particulièrement adaptée lorsque des règlementations imposent de réduire les émissions (Kyoto, Grenelle II…)

Méthodes indirectes

Prix hédonistes -Méthode des préférences révélées. Elle évalue l’impact de la nuisance sur les prix d’un marché sur lequel les individus achètent une certaine qualité d’environnement. -Surtout applicable à l’immobilier

Coûts du trajet (ou de déplacement) -Mesure de la valeur de l’environnement selon les coûts que les individus sont prêts à consentir afin de profiter d’un bien ou d’un service environnemental. -Forte incertitude due au fait que les distances sont différentes des foyers de population, vis-à-vis des revenus… -Surtout utilisé pour monétariser les dépenses consenties afin de visiter un espace naturel.

Calcul des valeurs implicites -Les décisions prises fournissent un indicateur de valeur se référant à la rationalité économique Ex. Coût d'une vie humaine en étudiant dépenses de protection et cancers évités.

Dépenses de protection -Fournit les montants dépensés pour prévenir l’érosion d’un bien ou d’un service environnemental. Elle doit refléter l’arbitrage des agents, mais cela peut être faussé dans le cas où il est réalisé par la puissance publique, dont le choix est davantage politique qu’économique.

Evaluation contingente -Révèle le consentement à payer ou consentement à recevoir avec des enquêtes directes pour déduire la valeur accordée par la société aux effets d’une externalité à partir de dispositions à payer individuelles pour réduire ces effets -Pour monétariser les valeurs d'option, qualité de l’air et de l’eau… -Nombreux biais liés à l’établissement du questionnaire

Analyse conjointe -Les agents sont également interrogés mais pas sur leur CàP : ils doivent choisir entre plusieurs scenarii d’aménagement de l’environnement à différents prix. -Par rapport à l’évaluation contingente, permet de faire varier plusieurs attributs simultanément.

Tableau 2 : Synthèses des méthodes de monétarisation des biens et services environnementaux




Il existe donc différents types de coûts pour un même bien environnemental, dépendant de la méthode retenue

pour évaluer l’impact de ces effets sur la collectivité, et révéler les préférences. On peut donc obtenir un large

éventail de résultats pour un même bien ou service.

Dans la présente étude on cherchera à confronter les différentes méthodes employées pour analyser leur

pertinence vis-à-vis de la méthodologie appliquée { l’ACV.

1.3.1.3 La prise en compte du futur : l’actualisation

Pour comparer entre elles des valeurs économiques qui s’échelonnent dans le temps2, il faut prendre en compte

un taux d’actualisation en ramenant une valeur future à une valeur actuelle. Ces valeurs sont ensuite comparées

à des dates identiques. Cela fait appel en économie à deux phénomènes de correction des effets retardés:

- La préférence pure pour le présent, employant des taux d’actualisation élevés, s’applique surtout dans

le domaine de la finance. Pour les enjeux environnementaux, elle est considérée comme non pertinente

car elle a alors tendance à négliger les générations futures.

- La productivité du capital, qui traduit le potentiel de fructification des ressources en capital selon un

certain taux.

o Pour les FM issus de coûts des dommages directs, il n’existe aucune implication du capital car

les dommages sont subits à un instant t ;

o Pour les FM issus de coûts d’évitement ou de réparation (des dommages), les dépenses sont des

capitaux déviés d’une autre marche, il est pertinent dans ce cas de leur appliquer un taux

d’actualisation.

Dans le cas particulier de l’ACV, l’actualisation des coûts est pertinente afin de comparer les impacts présents et

les impacts futurs. En particulier pour les indicateurs d’impacts dont les flux élémentaires occurrent au présent

mais dont les effets se prolongent dans le temps. C’est par exemple le cas pour les indicateurs « changement

climatique », « toxicité humaine », et les catégories d’écotoxicité.

Dans la présente étude il est considéré que les résultats issus de dommages prennent déjà en compte

l’actualisation, qui est appliquée dans les travaux de monétarisation des FM de la littérature (notamment ceux

du CO2). C’est pourquoi il n’y a pas de recours au taux d’actualisation, et ils sont choisis de pair avec les FM

proposant différents scenarii impliquant divers taux d’actualisation.

1.3.2 L’ACV – fonctionnement

1.3.2.1 Utilisation et application

Une analyse de cycle de vie permet de quantifier les impacts environnementaux d’un produit sur l’ensemble de

son cycle de vie, « du berceau à la tombe » (Figure 2) : de l’extraction des matières premières { son devenir en

fin de vie. C’est la représentation et l’analyse des entrées et sorties de matière et d’énergie aux frontières du

système représentant le cycle de vie du produit.

Il s’agit d’une approche multicritère où les résultats sont représentés sous forme d’indicateurs d’impacts

environnementaux, il n’y a pas de note environnementale unique. La méthode est reconnue et normalisée ISO

14 040 ; elle se réalise en quatre étapes (Figure 3):

1. La définition des objectifs et des champs de l’étude

2 L’horizon temporel { considérer dépend de la nature du projet et des usagers. Pour prendre réellement en compte les préoccupations liées au développement durable, il paraît pertinent d’envisager des études sur le long terme, et assurer une meilleure prise en compte des générations futures.




2. L’inventaire des flux entrants et sortants

3. L’évaluation des impacts

4. L’interprétation des résultats

Figure 2 – Etapes du cycle de vie d’un produit ou d’un service pris en compte dans l’ACV (source : Effet de Levier)

Figure 3 : Illustration des différentes étapes de l'ACV et normes associées (d'après ISO 14040).

L’enjeu majeur de l’utilisation de l’ACV est d’identifier les principales sources d’impacts environnementaux et

d’éviter, ou le cas échéant, d’arbitrer les déplacements de pollutions liés aux différentes alternatives envisagées.

Par exemple, améliorer les impacts d’un procédé de fabrication d’un produit peut conduire à accroitre les

impacts de la phase de production des matières premières et de fin de vie.

Son application a débuté dans les années 90 et a permis d’introduire de nombreuses innovations. Elle a en effet

été développée initialement dans le but de comparer des produits bien définis, comme des emballages divers,

bouteilles etc. Elle a été de fait très vite été incorporée dans les prises de décision stratégiques et politiques de

plus haut niveau. Aujourd’hui, l’ACV est utilisée pour évaluer les impacts environnementaux d’une large variété

de services et produits, (alimenté par la base de donnée EcoInvent du l’université de Leiden), dont les

Fabrication

Extraction des

matières premières

Distribution

Utilisation

Fin de vie

Recyclage

Elimination

Stockage




applications sont multiples et s’adressent { différents niveaux des sphères privées et publiques : entreprises,

niveau national avec une contribution à la certification et comme outil d’aide à la décision politique ; ainsi qu’au

niveau communautaire (cf. livre vert sur la politique intégrée des produits). Etant standardisée { l’échelle

internationale par la série ISO 14040, elle a abouti à la constitution de groupes de travail au sein de la

communauté scientifique (SETAC) et du PNUE.

Pour autant, l’ACV ne présente pas de méthodologie unique et unanime, applicable { toutes des situations.

L’ACV réalisée dépend des objectifs et du périmètre de l’étude. Le débat actuel concernant l’ACV est étroitement

lié { l’implication des parties prenantes, de l’analyse systématique du niveau de confiance et des pairs, et des

analyses d’incertitudes. De nombreuses méthodes font la conversion des flux de substances dangereuses et des

consommations en catégories d’impact dites « midpoint » (comme l’acidification, l’effet de serre,

l’eutrophisation…) et « endpoint » (orientée dommages, comme les dommages sur les écosystèmes ou les

dommages sur la santé humaine) { partir de l’Inventaire de Cycle de Vie (ICV). Le choix d’une des deux

méthodes dépend directement du produit ou de l’activité que l’on veut évaluer, et des objectifs fixés.

A Effet de Levier, le logiciel utilisé pour les calculs d’ACV est SimaPro, développé par Pré Consultants, c’est le

logiciel le plus utilisé au niveau mondial.

1.3.2.2 Définition des objectifs et du champ de l’ACV

Cette première étape a pour but de définir le cadre de l’étude en définissant les objectifs de l’ACV { réaliser,

l’unité fonctionnelle, les paramètres clés { prendre en compte, ainsi que le périmètre de l’ACV vis-à-vis de ses

objectifs.

Les objectifs sont discutés entre le client et le consultant afin de définir les parties prenantes de l’étude, pour

qui elle s’adresse, les raisons qui poussent { l’analyse du produit ou du service étudié (comparaison de

produits, identifications des étapes les plus impactantes, certification pour un label…).

Une étape importante de l’ACV est également la définition de l’unité fonctionnelle : il s’agit de la fonction

quantifiée du produit ou du service à étudier. Elle est très importante dans la mesure où elle va rendre possible

la comparaison entre deux produits/services, qui est une des applications majeures3 de l’ACV. Certains

paramètres clés sont à prendre en compte, comprenant les flux de référence pour atteindre cette unité

fonctionnelle (durée de vie, fréquence d’utilisation…) permettant ainsi de quantifier la performance du

système.

Les frontières du système sont ensuite définies pour délimiter l’analyse dans le temps, l’espace, mais aussi sa

couverture technologique et le mode d’analyse employé. La délimitation temporelle comprend la date désirée

des données et l’intervalle de temps pour les récolter ; la limitation spatiale correspond à la zone géographique

dans laquelle les processus élémentaires seront étudiés pour rencontrer l’objectif de l’analyse et enfin la

couverture technologique correspond au mix des technologies employées qui seront analysées.

1.3.2.3 Inventaire du cycle de vie (ICV)

Cette étape est la plus longue dans l’ACV et correspond { l’inventaire de tous les flux { l’intérieur et { l’extérieur

du système, et entrants et sortants de chaque processus élémentaire. Ces flux sont à la fois économiques (flux

de matière, énergie, services, etc. échangés entre les processus élémentaires et avec des systèmes extérieurs) et

physiques (flux élémentaires échangés avec l'écosphère (matières premières, déchets remis dans

l'environnement et émissions). Ces flux doivent être mis { l’échelle du flux de référence défini dans l’unité

fonctionnelle.

3 Exemple d’unité fonctionnelle pour le trafic routier par exemple : réaliser 1 véhicule.km ou 1 personne.km. On peut ainsi comparer 1 personne.km en bus et 1 personne.km en moto, par exemple.

http://fr.wikipedia.org/wiki/%C3%89cosph%C3%A8re




Tous les flux élémentaires de chaque processus sont ensuite agrégés par SimaPro afin de calculer les impacts

dans l’étape suivante de caractérisation.

1.3.2.4 Impacts environnementaux

Les flux de l’inventaire sont ensuite analysés par le logiciel afin d’être traduits en une série de catégories

d’impacts donnant des indicateurs de catégorie par une méthode de caractérisation, qui modélise les différents

mécanismes environnementaux.

Il faut en premier lieu choisir les catégories d’impacts que l’on veut étudier. La caractérisation permet d’obtenir

une approche plus ou moins poussée de modélisation des mécanismes environnementaux, donnant des

indicateurs plus en amont de la chaîne du mécanisme appelés midpoints (changement climatique en kg éq CO2,

eutrophisation en kg éq N, écotoxicité en kg éq 1,4-DB…), ainsi que des catégories d’impact plus orientées

dommages, les plus en aval de la chaîne, appelés endpoints (santé humaine et écosystèmes). Un flux de l’ICV

peut engendrer plusieurs impacts et plusieurs flux peuvent contribuer au même impact comme l’illustre la

Figure 4 ci-dessous :

Figure 4 : Schéma (simplifié) d’obtention des Indicateurs d'impacts obtenus à partir de l'ICV par le modèle de caractérisation

de l'ACV

1.3.3 Choix d’une méthode de caractérisation

1.3.3.1 Principes de la caractérisation

Un des choix cruciaux lors de la réalisation d’une ACV est celui d’une méthode de caractérisation. Il en existe

une grande variété de méthodes, parmi lesquelles CML, Eco-indicator 99, TRACI, LUCAS… Deux exemples sont

détaillés en annexe page 57.




Ces modélisations permettent d’obtenir des indicateurs d’impacts { partir des flux élémentaires de l’ICV,

suivant un mécanisme environnemental, soit en indicateurs midpoints (comme CML), les plus en amont de la

chaîne de caractérisation, soit endpoints (comme Eco-indicator 99), totalement en aval de la chaîne (donc sujets

au plus d’incertitudes). La seule méthode permettant d’obtenir à la fois les types d’indicateurs est ReCiPe 2008.

Les indicateurs endpoints qui proposent une approche « dommages » ont originellement été mis en place dans

les méthodes de caractérisation afin de rendre plus abordable la lecture et l’interprétation des résultats de

l’ACV. Les indicateurs midpoints sont en effet nombreux (18 pour la méthode ReCiPe par exemple) et parfois

abstraits pour une partie des utilisateurs4. Ainsi, les indicateurs endpoints permettent d’en agréger certains en

des catégories plus « parlantes » exprimant des dommages tels que la santé humaine ou les dommages aux

écosystèmes.

Le choix d’une méthode de caractérisation est en particulier primordial pour la problématique de

monétarisation, qui implique l’établissement de facteurs de monétarisation (FM) à partir des différents

indicateurs d’impacts. L’arbitrage du choix s’est fait selon les points suivants :

- Elle doit refléter les aspects environnementaux significatifs du système étudié avec un choix

d’indicateurs pertinents ;

- Il faut prendre en compte les particularités du secteur étudié : cela implique qu’on veuille se concentrer

sur certains impacts particuliers, donc avec l’existence d’une base de données de

monétarisation applicable à certains indicateurs;

- Elle doit offrir une bonne visibilité des enjeux économiques liés aux coûts à appliquer ;

- Et éventuellement la possibilité d’utiliser deux méthodes différentes pour mettre en exergue la variété

des enjeux économiques pour l’opérateur.

L’objectif de ce mémoire étant techniquement d’analyser l’applicabilité des méthodes de monétarisation et de

théories d’économie de l’environnement { l’ACV, le périmètre d’étude le plus global possible a été privilégié,

permettant d’avoir un large éventail de possibilités et non une méthodologie spécifique à un type de secteur et

de produit/service (cf. 1.2. Définition de la problématique). Une l’application concrète sur une ACV réalisée par

Effet de Levier permet ensuite de tester la cohérence des éléments de monétarisation établis.

Pour ces raisons, la méthode ReCiPe 2008 a été choisie afin de pouvoir comparer les résultats de

monétarisation d’une ACV { partir d’impacts midpoint d’une part, et endpoint d’autre part. C’est de plus la base

de données est la plus à jour.

1.3.3.2 Présentation de ReCiPe 2008

1.3.3.2.1 Fonctionnement général

La méthode ReCiPe a été créée par RIVM, CML , PRé Consultants, Radboud Universiteit Nijmegen and CE Delft.

ReCiPe 2008 s’inscrit dans la continuité des méthodes CML et Eco-indicator 99 (cf. Tableau 14 de l’annexe) ; à

la différence près qu’elle permet d’intégrer et d’harmoniser les approches midpoint et endpoint au sein d’une

même méthodologie uniforme. Pour cela les catégories d’impact ont été redéveloppées et mises { jour par

rapport à CML et Eco-indicator 99 (sauf les radiations ionisantes) [16].

Les indicateurs midpoints et endpoints sont ainsi calculés sur la base d’une chaîne de cause { effets

environnementaux (mécanismes environnementaux), (sauf pour l’utilisation de l’espace et des ressources) :

4 ON pense notamment { l’écotoxicité exprimée en kg éq 1,4-DB ou encore la consommation de ressources non renouvelables en kg éq Sb (antimoine).

http://www.rivm.nl/milieuportaal/dossier/lca/recipe/

http://cml.leiden.edu/

http://www.pre.nl/

http://www.ru.nl/environmentalscience/

http://www.ce.nl/




Figure 5 : Exemple d'un modèle harmonisé liant les impacts midpoints et endpoints sur la santé humaine et les dommages sur les écosystèmes pour le changement climatique, d’après ReCiPe 2008 [15]

La Figure 5 illustre une représentation simplifiée des approches midpoint et endpoint au changement

climatique. L’indicateur de la catégorie d’impact au midpoint est le rayonnement infrarouge exprimé en

équivalents CO2, alors que l’indicateur de la catégorie endpoint est double : dommage à la santé humaine et

dommage à la biodiversité des écosystèmes. La méthode ReCiPe a l’avantage de positionner les deux

indicateurs le long du même mécanisme environnemental, alors que cela est fait indépendamment par les

autres méthodes de caractérisation.

1.3.3.2.2 Choix des mécanismes environnementaux à inclure et incertitudes

Il est très important de bien analyser les hypothèses formulées dans ReCiPe car elles conditionnent également

celles utilisées pour les facteurs de monétarisation, et qui seront expliquées pour chaque indicateur dans la

partie 2.

Les modélisations réalisées dans ReCiPe font intervenir deux types de modèles : modèles de devenir (fate

model) et d’exposition (exposure model). Il existe cependant un nombre illimité de ces mécanismes

environnementaux selon l’échelle dans laquelle on se place, donc avec des paramètres régionaux. Certains

mécanismes peuvent avoir des effets importants { l’échelle régionale, mais aucune { l’échelle globale (comme

les particules). La plupart des modèles ont été construits en prenant en compte les conditions européennes,

puis ReCiPe a tenté de généraliser le plus possible les modèles afin de les rendre pertinents pour tous les pays

développés des régions tempérées.

La méthodologie employée par ReCiPe peut donc être affectée par ces paramètres :

- Conditions d’hygiène, en particulier accès { l’eau potable, avec un impact notable sur le modèle

d’exposition ;

- Conditions météorologiques tropicales, qui influencent surtout le modèle de devenir ;

- Concentrations initiales, affectant en particulier les fonctions dose-réponse (eutrophisation,

écotoxicité) ;

- Densités de population.

En dehors des paramètres locaux, les modèles de caractérisation sont source d’incertitudes liées { la non

maîtrise scientifique complète des phénomènes naturels que sont les mécanismes environnementaux. Ainsi, la




méthodologie de ReCiPe5 est de regrouper les hypothèses et différentes sources d’incertitudes en un nombre

limité de scenarii, offrant trois visions différentes de caractérisation des impacts endpoint, selon la « Cultural

Theory » de Thompson (1990) :

- Individualiste : la plus simpliste et optimiste vis-à-vis des technologies humaines, c’est une vision

anthropocentrique et à court terme, sur des types d’impact qui font l’unanimité ;

- Hiérarchiste : représente les principes des politiques les plus communément appliqués notamment vis-

à-vis de l’échelle de temps ;

- Egalitaire : la plus proche du principe de précaution, en prenant en compte les échelles de temps les

plus longues, les types d’impacts non encore totalement appréhendés etc.

Les Tableau 15 et Tableau 16 de l’annexe détaillent les hypothèses formulées pour chaque type d’impact.

Pour cette étude la vision hiérarchiste a été choisie pour les calculs, car elle semble pertinente pour son

positionnement intermédiaire. C’est également la vision utilisée par défaut dans les calculs de ReCiPe.

1.3.3.2.3 Catégories d’impact et de dommages

Les catégories d’impact données par ReCiPe couvrent des indicateurs midpoints et endpoints. Certaines d’entre

elles seront sélectionnées spécifiquement pour la monétarisation (voir 1.4.1) et étudiées plus dans le détail.

Catégories d’impact midpoint

ReCiPe 2008 permet le calcul de 18 indicateurs de catégories d’impact midpoint :

Catégorie d’impact Unité

Changement climatique kg éq CO2

Epuisement de l’ozone kg éq CFC-11

Rayonnement ionisant kg éq U235

Formation de particules fines kg éqPM10

Oxydation photochimique kg éq NMVOC

Acidification terrestre kg éq SO2

Eutrophisation marine kg éq N

Eutrophisation eau douce kg éq P

Toxicité humaine kg éq 1,4-DB

Ecotoxicité terrestre kg éq 1,4-DB

Ecotoxicité eau douce kg éq 1,4-DB Ecotoxicité marine kg éq 1,4-DB

Occupation urbaine m²

Occupation terres arables m²

Transformation de l’espace naturel m²

Consommation d’eau m3

Consommation des ressources minérales kg éq Fe Consommation des ressources fossiles kg éq pétrole

Tableau 3 : Liste des catégories d'impact midpoints de ReCiPe 2008

Pour la caractérisation au niveau midpoint, la formule du facteur est la suivante [16] :

5 Tout comme celle d’Eco-indicator 99




Où :

est l’indicateur midpoint de la catégorie d’impact m (exemple : le changement climatique en kg éq

CO2) ;

le facteur de caractérisation qui lie l’intervention i (émission, extraction, utilisation de l’espace…)

avec la catégorie d’impact midpoint m ;

est la magnitude d’intervention, (exemple : la masse de CH4 émise dans l’air).

Remarque : Dans le cas du changement climatique, n’est autre que le PRG (pouvoir de réchauffement

global). Ou encore, pour la toxicité humaine, ce facteur s’appelle le potentiel de toxicité humaine.

Catégories d’impact endpoint

ReCiPe 2008 permet le calcul de quatre indicateurs de catégories d’impact endpoint :

Catégorie d’impact Unité

Dommages sur la santé humaine DALY

Dommages sur la biodiversité des écosystèmes Espèces.an

Epuisement des ressources fossiles $

Epuisement des ressources minérales $

Tableau 4 : Liste des catégories d'impact endpoint de ReCiPe 2008

Ces endpoints s’articulent de la façon suivante avec les midpoints :

Figure 6 : Relations entre les paramètres de l’ICV, les indicateurs midpoints et endpoints de ReCiPe 2008. Source : ReCiPe 2008 [16]




Le but originel de ReCiPe était de lier les données d’inventaire à des midpoints, puis dans une seconde étape de

les lier aux endpoints. Cela a été appliqué pour presque toutes les catégories d’impact comme l’illustre le

Tableau 5, où on constate que certaines catégories d’impact midpoints ne sont pas liées par des mécanismes

environnementaux à des catégories endpoints (éléments en italique) :

Catégorie d’impact endpoint

Unité Lien avec la catégorie d’impact

midpoint Unité

Santé humaine DALY

Changement climatique Epuisement de l’ozone Toxicité humaine Radiation ionisantes Formation de particules en suspension Oxydation photochimique

kg éq CO2

kg éq CFC-11 kg éq 1,4-DB kg éq U235 kg éqPM10 kg éq NMVOC

Ecosystèmes Espèces.an

Changement climatique Acidification terrestre Eutrophisation eau douce Ecotoxicité terrestre Ecotoxicité eau douce Ecotoxicité marine Occupation urbaine Occupation terres arables Transformation de l’espace naturel

kg éq CO2

kg éq SO2 kg éq P kg éq 1,4-DB kg éq 1,4-DB kg éq 1,4-DB m²a m²a m²

Oxydation photochimique Epuisement de l’ozone Eutrophisation marine

kg éq NMVOC kg éq CFC-11 kg éq N

Epuisement des ressources fossiles et

minérales $

Epuisement des ressources minérales Epuisement des ressources fossiles

kg éq Fe kg éq pétrole

Occupation urbaine Occupation terres arables Transformation de l’espace naturel Epuisement en eau

m² m² m² m3

Tableau 5 : Impacts endpoints et midpoints inclus dans le calcul correspondants, { l’exceptions de ceux en italique qui marquent des liens existants mais non quantifiés dans ReCiPe. D’après ReCiPe 2008 [16]

Pour la caractérisation des endpoints, deux types de calculs sont possibles : (1) directement de l’intervention i à

l’endpoint e ou (2) en passant par les midpoints m, ce qui est illustré par la Figure 7 avec l’exemple du

changement climatique. C’est-à-dire qu’ils nécessitent deux types de facteurs : un pour convertir un résultat

d’indicateur midpoint m en résultat d’indicateur endpoint et un pour convertir une intervention i directement

en résultat d’indicateur endpoint e. Ainsi, ce dernier, noté s’exprime :

Avec :

le facteur de caractérisation qui lie le résultat d’indicateur midpoint m au résultat d’indicateur

endpoint e.

Pour obtenir les indicateurs, on a donc dans le cas (1) :




Où :

est l’indicateur endpoint de la catégorie d’impact e (exemple : la santé humaine) ;

le facteur de caractérisation qui lie l’intervention i (émission, extraction, utilisation de l’espace…)

avec la catégorie d’impact endpoint e ;

est la magnitude d’intervention, (exemple : la masse de CH4 émise dans l’air).

Et dans le cas où (2) :

Où :

est l’indicateur endpoint de la catégorie d’impact e (exemple : la santé humaine) ;

le facteur de caractérisation qui lie le midpoint m avec la catégorie d’impact endpoint e ;

est le résultat de l’indicateur midpoint de la catégorie d’impact m (exemple : le changement

climatique en kg éq CO2).

Figure 7 : Processus d'allocation des dommages endpoint du changement climatique

1.3.4 Une étape d’interprétation de l’ACV : la monétarisation

L’étape d’interprétation permet d’identifier, tester et évaluer les informations issues des résultats de l’ACV. Les

résultats obtenus sont analysés et traités afin de mieux les comprendre, les valoriser et les communiquer. Il est

aussi vérifié s’ils correspondent bien au champ de l’étude et aux objectifs définis. A terme, ce travail permettra

de transmettre les recommandations de façon efficace.

Démarche d’établissement des facteurs de monétarisation



Puis, afin de détecter les éventuelles erreurs de calcul et incohérences, une analyse de la sensibilité est

également effectuée sur des certaines des parties du cycle de vie, permettant de faire varier un paramètre

indépendamment des autres pour voir comment se comportent les résultats.

Une des méthodologies employées pour l’interprétation consiste à vouloir attribuer une note

environnementale finale { l’ACV. Cela implique donc une pondération des différents impacts, et donc d’en

privilégier certains vis-à-vis d’autres. Cette technique ne fait donc pas l’unanimité et souvent peu recommandée

car très subjective.

Une autre appelée normalisation (optionnelle selon ISO) permet de comparer les résultats obtenus à des

valeurs de références, c’est-à-dire en ramenant certains impacts à une valeur par individu (diviser par le

nombre d'habitants d'un pays) ou au contraire en projetant un résultat local/régional à l'échelle nationale ou

mondiale.6

La monétarisation est également un moyen d’analyser les résultats en exprimant des coûts par unité d’impact.

Elle se révèle très utile par rapport aux méthodes d’interprétations vues précédemment dans la mesure où,

d’un point de vue scientifique et opérationnel, elle présente les avantages suivants :

Elle valorise l’ACV en exprimant les résultats en une unique unité monétaire, ce qui la rend plus

compréhensible à un large public que la multiplicité des indicateurs environnementaux (en particulier,

elle la rend plus convaincante auprès des décideurs privés dont l’unité de travail est monétaire) ;

Elle réalise l’agrégation des résultats multicritères de l’ACV en un seul indicateur monétaire, rendant

possible la comparaison entre différents systèmes. Le score unique n’est pas issu d’une pondération

subjective mais sont hiérarchisés implicitement grâce à la pondération déduite des montants ;

Elle permet de calculer la part des dommages et bénéfices qui sont internalisés et donc pris en compte

par les décideurs ;

Elle permet de comparer les dommages et bénéfices environnementaux aux coûts économiques liés à

un projet ou une politique publique et ainsi fournir un outil d’aide { la décision efficace ;

Elle donne une visibilité directe de l’opérateur sur les gains, les manques à gagner potentiels ;

Elle introduit la notion de risque (économique) et offre une visibilité prospective sur les risques liés

aux coûts, et toutes ses applications (veille règlementaire, évaluation de scenarii prospectifs, supply

chain, choix d’investissements…) ;

Elle offre des applications diverses 7pour les acteurs privés et publics en :

o Communication (reporting développement durable, marketing…) ;

o Investissement socialement responsable ;

o Calcul de compensations (carbone, biodiversité, compensation de pollutions…) ;

o Construction de taxes environnementales ;

o Intégration dans d’autres outils d’aide { la décision (Analyses coût-bénéfices) ;

o Introduction { la comptabilité environnementale…

1.4 Démarche d’établissement des facteurs de monétarisation

1.4.1 Choix des catégories d’impacts { monétariser

6 Cela suppose d’utiliser des valeurs de référence globales pour les impacts globaux et des valeurs régionales pour les impacts régionaux. 7 Dont certaines seront discutées dans le Erreur ! Source du renvoi introuvable.

Démarche d’établissement des facteurs de monétarisation



Dans le présent rapport, pour des raisons de qualité des analyses menées, de la littérature disponible et du

temps consacré à cette étude durant le stage, il a été choisi de limiter la méthodologie à un nombre limité des

18 catégories d’impact midpoint de ReCiPe. Celles-ci ont été sélectionnées selon ces critères :

- Qualité des connaissances scientifiques des processus de modélisation des flux élémentaires et de

l’impact associé ;

- Quantité et qualité des études réalisées ;

- Origine, étendue géographique et spatiale de ces études ;

- Incertitudes liées aux modélisations opérées par ReCiPe ;

Aussi, les impacts midpoints à monétariser ont été choisis afin d’avoir une certaine cohérence (afin de pouvoir

avoir des résultats de monétarisation qui puisse être interprétables dans la mesure du possible) entre eux :

Il a donc été choisi de se limiter aux catégories d’impact midpoint liées à l’effet de serre et à la pollution

atmosphérique, c'est-à-dire le changement climatique (indicateur correspondant en kg éq CO2), la

formation de particules (indicateur correspondant en kg éq PM10), et la formation d’ozone photochimique

(indicateur correspondant en kg éq NMVOC).

Les catégories endpoint sur la santé humaine et les écosystèmes ont également été monétarisées.

1.4.2 Correction des valeurs monétaires liée { l’inflation

Les données sources pour les calculs FM sont issues de sources plus ou moins récentes. Or, beaucoup de ces

données sources sont des résultats d’évaluations contingentes ou de coûts d’abattement, spécialement

sensibles au contexte économique dans lequel elles ont été conduites.

Toute donnée issue de la littérature est ainsi convertie en valeur monétaire actuelle (€ 2011) via un correctif

inflation dont le taux annuel moyen retenu pour la période 2006 – 2011 est 2,18%8.

1.4.3 Incertitudes

Pour le calcul des incertitudes, l’écart type des différents coûts issus de la littérature a été pris en compte et

calculé en pourcentage de la valeur retenue. L’incertitude ainsi calculée permet de tenir compte des différentes

méthodes de monétarisations employées, de la variété des hypothèses posées et des secteurs étudiés (il s’agit

surtout des secteurs l’énergie et du transport dans la revue documentaire effectuée).

Dans d’autres cas (vie humaine, écosystèmes, CO2) on s’est attaché { donner un intervalle de valeurs plutôt

qu’une incertitude en pourcentage, notamment lorsque celles-ci dépendent de phénomènes non-linéaires

(évolution du contexte économique, politique…), et que les données disponibles s’y prêtent bien.

8 Indice des prix à la consommation harmonisé - Union européenne, Institut national de la statistique et des études économiques (Insee) - Département des prix à la consommation, des ressources et des conditions de vie des ménages.

Hypothèses générales



2. MONETARISATION DES CATEGORIES D’IMPACT DE L’ACV

2.1 Hypothèses générales

La méthodologie employée étant source d’incertitudes, on peut faire les mises en garde suivantes :

- Les incertitudes liées aux facteurs de caractérisation permettant d’obtenir des indicateurs d’impacts et

de dommages. Celles-ci sont détaillées en 1.3.3.2.2. Il sera considéré que la modélisation opérée par

ReCiPe est compatible avec les modèles de monétarisation des effets en aval9.

Or cela n’est pas toujours le cas : par exemple, pour le CO2, le potentiel de réchauffement climatique va

permettre de traduire les émissions des autres gaz à effet de serre comme le CH4, N2O, etc. en kg éq CO2.

Or, certaines études (Watkiss dans The social cost of carbon) ont montré que le ratio des valeurs des

effets calculées pour le CH4 et le CO2 était différent du potentiel de réchauffement.

- Il ne faut pas voir ce travail comme une volonté de mettre des coûts absolus sur les effets

environnementaux mais plutôt d’avoir une approche pragmatique de compréhension des phénomènes

actuels, et de l’état de l’art en évaluation économique environnementale. Ces coûts sont en permanente

évolution car soumis à des phénomènes non seulement physiques et biologiques non encore maîtrisés

ou connus, mais également des mécanismes économiques, sociologiques et politiques (c’est notamment

le cas pour le CO2).

2.2 Catégories d’impact MidPoint

2.2.1 Le changement climatique

2.2.1.1 Fondements

Le changement climatique est de loin l’effet environnemental qui a été le plus chiffré, notamment du fait de

l’existence du marché carbone. Il existe une multitude d’études réalisées pour des applications dans les

domaines de transports (Boiteux [6], INFRAS) de l’énergie (ExternE [4]). Il reste cependant un des indicateurs

les plus complexes à modéliser car :

- Il prend en compte une multitude d’effets globaux { long terme ;

- Il implique non seulement des mécanismes physiques et biologiques loin d’être maîtrisés, mais aussi

des incertitudes liées au contexte politique (accords internationaux, sommets sur le climat) et

sociologiques (acceptation du prix du carbone, fixation d’une taxe…) ;

- Le dérèglement climatique peut avoir des conséquences multiples d’intensité difficile { prévoir

(catastrophes naturelles, évènements climatiques brutaux)

L’exercice de monétarisation impose une première étape d’évaluation des différents effets causés par le

changement climatique. Les conséquences principalement évoquées à la hausse des températures rencontrées

dans les différentes études (GIEC, Stern [34]) sont les suivantes : (pour plus de détails, voir la Figure 12 de

l’annexe) :

- Dommages agricoles (perte de rendement) ;

9 La revue de littérature n’a en effet pas été approfondie au point d’avoir une connaissance suffisante des différents modèles utilisés pour établir des coûts. On ne peut donc pas précisément juger de la compatibilité de ces modèles avec ceux de ReCiPe.

Catégories d’impact MidPoint



- Augmentation de la fréquence des aléas climatiques ;

- Effets sur les écosystèmes, la biodiversité ;

- Effet sur la santé humaine ;

- Augmentation du niveau de la mer.

Ainsi, les méthodes d’évaluation monétaire de la tonne de CO2 utilisées majoritairement dans la littérature sont

les coûts des dommages et d’évitement. La première attribue un coût aux impacts économiques du

changement climatique sur différents biens, marchands (pertes agricoles) ou non marchands (biodiversité). La

seconde est basée sur une analyse coût-bénéfice qui détermine le coût minimum à consentir pour atteindre un

certain niveau de réduction des émissions (imposées par exemple par une mesure politique), en utilisant une

courbe des coûts par exemple. Un détail méthodologique est disponible en annexe page 54.

Certains auteurs (Watkiss) privilégient la première méthodologie notamment pour internaliser les coûts

externes. Cependant cette méthode peut engendrer de fortes sous-estimations dans la mesure où elle fait

intervenir des taux d’actualisation variés, elle met en jeu des modélisations mettant en relation les

concentrations de GES, l’augmentation de la température et les dommages potentiels. Elle ne prend pas en

compte tous les dommages possibles (épisodes climatiques brutaux, souvent écartés des calculs). Les

incertitudes liées au progrès technologique et au degré de coopération internationale sont de plus difficiles à

estimer.

Les coûts d’évitement sont également sujets { incertitudes mais peuvent être considérés comme théoriquement

justes si l’on estime que les objectifs de réduction des émissions sont une illustration des préférences (dans ce

cas les coûts marginaux d’évitement pour atteindre l’objectif de réduction peuvent être associés { la valeur du

consentement à payer). Les coûts d’évitement doivent donc être construits en intégrant les politiques de

réduction des émissions de Kyoto, et donc à préférer lorsque celles-ci sont connues. Cependant ils peuvent

également sous-estimer les coûts du changement climatique à long terme, donc les mécanismes économiques et

politiques sont difficilement prévisibles.

Ainsi les coûts ont été construits en prenant en compte des objectifs de réduction à différents niveaux :

- National : la loi du 3 août 2009 relative { la mise en œuvre du Grenelle de l’environnement fixe un

objectif de réduction de 20% des émissions de GES à horizon 2020 ;

- Européen : un objectif de réduction de 20% des émissions par rapport à 1990 a été fixé par le Conseil

européen pour 2020 (30% en cas d’engagements d’autres pays hors UE) ;

- Mondial : le protocole de Kyoto, entré en vigueur en 2005, donne des engagements par pays, avec un

objectif de réduction à long terme qui varie selon les Etats, (mais en général de l’ordre de 50% de

réduction des émissions par rapport à 1990) afin de remplir le critère de durabilité de Pielsbag (2006)

et limiter le réchauffement climatique à 2°C. Pour la France, il s’agit de diviser les émissions de 1990 par

quatre d’ici 2050 (3% par an).

En utilisant cette méthode, la valeur de la tonne de carbone augmente quand le volume global des émissions

diminue car l’effort de réduction devient plus important. Cette évolution s’oppose { celle du coût des

dommages, où la valeur de la tonne de carbone diminue quand le volume global des émissions (et par

conséquent les dommages qu’elles occasionnent) est en baisse.

Les deux méthodes donnent des résultats très différents, comme l’illustre le Graphe 1, allant de 6 €2011 la tonne

de CO2 (coût d’abattement minimum de la méthodologie ExternE, 2005) { plus de 300 €2011 (coût d’abattement

de DLR, 2006). Un aperçu des principaux coûts et des hypothèses est en annexe Tableau 17. La méthode des

coûts d’abattement reste largement préférée par les auteurs.




Ainsi, l’étape de monétarisation ne va pas s’attacher { donner une valeur absolue au carbone, mais plutôt un

intervalle, en étudiant différents scenarii d’évolution du prix du carbone, et tenter de donner une

compréhension pragmatique de la situation actuelle du marché carbone, sujette à évolution constantes et

nécessitant des actualisations (sommet de Rio 2012 et phase III du système d’échange des quotas de CO2 en

janvier prochain).

Graphe 1 : Aperçu des coûts du CO2 pour 2010 de la revue de litterature, (en €2011).

La catégorie « autres » contient les taxes et les approches combinant coûts d’abattement/coût des dommages.

Sources des données : [4], [6], [12], [15], [19], [22], [30], [34].

Des scenarii d’évolution du coût du CO2 ont par ailleurs été modélisés dans plusieurs des études (Graphe 2).

Remarque : le prix côté10 du CO2 ne reflète pas les objectifs de Kyoto dans la mesure où les quotas sont pour

l’instant distribués gratuitement et en trop grande quantité. Dès 2012 ces quotas devraient cependant devenir

payants et un nombre plus important d’entreprises y seront impliquées, ce qui devrait réduire le nombre de

quotas par entreprise.

10 Oscillant actuellement entre 13 et 15€ la tonne.

Capros ans Mantzos 2000

CAS(2008)Externe, 2005 (impact)

IMPACT 2008

INFRAS 2004

Rapport Boiteux 2001

RECORDIT 2000

delft university vogtlander et al

Stern 2006SEC 2007

UNITE 2003

DLR 2006

Warkiss 2005

Ecotaxes (G.Finnveden) 2002

0

50

100

150

200

250

300

350

0 2 4 6 8 10 12 14 16

Coûts d'abattement Coût des dommages

Autres




Graphe 2 : Evolution des coûts du CO2 pour les principales études en € constants

2.2.1.2 Valeurs retenues

Compte tenu des différentes hypothèses, il a été choisi de retenir trois intervalles de valeur pour trois dates,

rassemblées dans le Tableau 6.

Pour 2011 les coûts recommandés sont ceux du coût d’évitement du CAS du ministère. En effet :

- C’est une des études les plus récentes (2007) ;

- Elle utilise les coûts d’évitement par rapport aux objectifs européens de réduction de 20% des

émissions d’ici 2020 ;

- L’incertitude des coûts d’abattement est plus faible que celle des coûts des dommages { court terme.

Pour 2030 et 2050, les valeurs de Watkiss (et son « coût social du carbone »2005) et du rapport Stern

[34](2006) employant les coûts des dommages pour le scenario « business as usual » ont respectivement été

retenues, car :

- Nous n’avons pas connaissance des futures politiques de réduction { si long terme ;

- Afin d’orienter la méthodologie dans une approche de dommage subit et non par rapport { un objectif

politique ;

- La valeur donnée par Stern prend en compte un taux d’actualisation très bas de 1.4% (et donc une

préférence pour le présent de 0.1%) favorisant la prise en compte des générations futures.

Dans les deux cas les bornes inférieure et supérieure retenues sont celles choisies par IMPACT (2008) [22],

excepté pour 2030 car les données sont celles de Watkiss.

2011 Modèle, hypothèses



Coût avant correctif inflation

32 CAS (2007), coûts d’abattement pour réduction

40 Watkiss, « coût social du carbone » (coût des

71 Stern (2006), coûts des dommages pour le

Incertitude

[7 ; 45]

[26 ; 103]

[36 ; 198]




Coût en €2011/t éq CO2

34 de 20% des émissions d’ici 2020, taux d’actualisation 4% puis décroissant

45 dommages), 2005

79 scenario « business as usual », taux d’actualisation 1.4%

Incertitude

[7 ; 48]

[29 ; 117]

[40 ; 220]

Tableau 6 : Coûts retenus pour la tonne de CO2.

2.2.2 Formation de particules fines

2.2.2.1 Fondements

Les particules de moins de 10µm (PM10) sont un assemblage complexe de composés organiques et on

organiques présents dans l’air. Elles ont des origines variées : naturelle (volcans, sable...) ou humaine

(combustions industrielles et domestiques, incinération, véhicules…). Elles sont un des majeurs polluants de

l’air et sont très suivies11. Ils sont issus directement de la combustion incomplète de divers carburants, ou bien

se forment indirectement (PM10 aérosols, c'est-à-dire en mélange stable avec l’air) en présence notamment de

dioxyde de soufre SO2, d’ammoniac NH3, et d’oxydes d’azote NOx. De la même façon PM2,5-10 sont les particules

fines de diamètre de moins de 2,5µm, et les PM2,5 sont les particules très fines. ReCiPe, au niveau midpoint,

estime que toutes les particules fines sont équivalentes12.

Les effets des émissions aux particules sur l’environnement sont multiples :

- Effets sur la santé humaine13 : augmentation de la mortalité et la morbidité14 : l'inhalation chronique

contribue à augmenter le risque de contracter des maladies cardiovasculaires et respiratoires, ainsi que

des cancers pulmonaires. Cette pollution représente également un risque majeur de maladies

respiratoires obstructives chroniques et de cancer du poumon chez l'adulte [37]. Une description des

conséquences médicales est disponible Figure 13 en annexe ;

- Effet sur la dégradation des bâtiments (encrassement des façades) ;

- Effet sur les écosystèmes. Cet effet n’a cependant pas été monétarisé dans la littérature et il est

considéré comme négligeable.15

Les études réalisées sur les coûts des particules sont très nombreuses, et les plus robustes et récentes sont

celles du CAFE CBA (2005)[26] , ExternE (2001) [4] et plus récemment, NewExt (2004) [31].

Selon la littérature, les coûts externes liés à la santé humaine sont les plus importants ; certaines études

s’attachent tout de même à monétariser les dommages sur les bâtiments et matériaux (INFRAS 2007, OSD

[25]).

L’évaluation économique s’effectue en attribuant une relation entre l’incidence des particules et les coûts des

prestations médicales (à titre d’exemple, les VOLY, les admissions hospitalières liées aux troubles respiratoires,

la valeur d’une restriction de l’activité…) faisant intervenir des méthodologies de consentement à payer (CàP),

les coûts des dommages pour monétariser des unités de vie humaines telles que YLL (Year of Life Loss, année

de vie perdue), la perte d’espérance de vie (Lost of life Expectency) (dans ExternE notamment) en VSL (Value

11 Le suivi des PM10 et PM2.5 est obligatoire d’après la législation européenne. Le suivi des concentrations de particules encore plus fines (PM1.0 par exemple) est fortement recommandé. 12 En effet, les facteurs de caractérisation pour toutes les particules confondues sont de 1kg éq PM10 / kg PMx. Certaines études comme ExternE 2005 ne les considèrent cependant pas comme équivalentes. D’après ExternE 1 PM10 équivaut à 0.6 PM2,5 13 Ainsi, dans ReCiPe 2008, cet indicateur midpoint est utilisé dans la modélisation pour la caractérisation de la catégorie endpoint « santé humaine », qui sera étudié dans le 2.3.1. de ce rapport. 14 Les effets sur la mortalité sont plus imputables au PM2, 5, et les effets sur la morbidité aux PM2,5-10 d’après l’OMS. 15 C’est également le cas dans ReCiPe, où cet effet n’est pas modélisé pour l’impact endpoint correspondant.




statistical life : valeur statistique de la vie), VOLY (Value Of Life Year, valeur d’une année de vie perdue)…16 Des

exemples de chiffrages de prestations médicales servant à la monétarisation de ces éléments sont dans le

Tableau 18 en annexe.

Par ailleurs, une autre méthodologie de calcul peut être employée en utilisant le facteur de caractérisation de

ReCiPe qui est de 0,26 DALY/ t éq PM10 émis. On peut ensuite utiliser le facteur de monétarisation calculé dans

le 2.3.1.17 et on obtient alors le coût des dommages sur la santé humaine, incluant la mortalité et la morbidité

puisque ces deux notions sont « incluses » dans le DALY. En outre, pour prendre en compte les dommages sur

les bâtiments, une majoration est choisie à 5% des effets sur la vie humaine. En effet, ils sont considérés par la

plupart des études comme minoritaires par rapport aux effets sur la santé humaine, et l’étude du Setra [9]

conseille également de majorer de 5% les coûts dans le cas du SO218.

On obtient ainsi une valeur minimale de 15 234 €/ t éq PM10 (calculé avec la borne inférieure du coût du DALY

à 55 805€2011) et une valeur maximale de 45 234 €/ t éq PM10 (calcul avec la borne supérieure du DALY :

165693€2011). Ces valeurs représentent les coûts des dommages sur la santé humaine liés aux PM10 de toutes

origines (et pas seulement issues des transports), pour tout type de population (valeur du DALY non spécifique

aux effets sur la santé des particules).

D’autre part, un calcul est réalisable { partir des données de la Direction des Etudes Economiques et de

l’Evaluation Environnementale (D4E) qui a réalisé en 2005 une étude visant { proposer une valeur monétaire {

l’Indice Pollution Population (IPP). La méthode qu’elle propose se fonde sur :

- La perte d’espérance de vie, estimée au cours d’études épidémiologiques par l’OMS : le gain moyen

d’espérance de vie pour une réduction de l’exposition aux PM10 de 15 μg/m3 est de 5 mois par personne

(pour une espérance de vie moyenne de 80 ans) ;

- La valeur de l’année de vie perdue spécifique aux impacts sanitaires de la pollution due aux transports,

établie par évaluation contingente, permet de monétariser la perte d’espérance de vie retenue

précédemment.

En retenant une valeur centrale de l’année de vie perdue égale { 50 000 €2004, cette étude propose une valeur

annuelle du point d’IPP (VIPP ) de 40,3 €2004/pers.μg PM10/m3 pour les PM10 .

On peut alors retrouver une valeur de €/t en utilisant le ratio suivant :

Coût par t = 1012 × VIPP×

Avec :

= densité de population (pers/m²), pris à 112 hab/km² (densité de la France) ;

k = « depletion velocity » (m/s) [a convertir en (m/an)] (tenant compte des dépositions sèches et humides et de

l’éventuelle transformation du polluant), dont la valeur est 0.0067 m/s [17].

On trouve ainsi une valeur de 76 027 €2004/ t éq PM10 soit 87 646 €2011/ t éq PM10.

16 L’utilisation de telles unités permettant de monétariser une année de vie est en effet beaucoup plus adaptée pour ce type de dommage qui réduit l’espérance de vie plus que de provoquer la mort. 17 Avec toutes les hypothèses qu’il recouvre, c'est-à-dire que la valeur calculée n’est pas spécifique aux dommages { la santé liés aux particules fines, mais au coût moyen quelle que soit la pathologie. 18 Une étude de Dorland (2000) dans IVM propose par ailleurs un coût liés { la salissure des bâtiments de 830 €2007 / t PM (soit 902 €2011), ce qui donne un résultat cohérent par rapport à la majoration de 5%.




Les coûts sont synthétisés dans le tableau ci –dessous. Certains chiffrent la tonne de PM10 et d’autres chiffrent la

tonne de PM2,5 ; cependant comme on l’a précisé plus haut, ReCiPe homogénéise tous les types de particules

dans la caractérisation, et on a donc équivalence de tous les coûts19.

Tableau 7 : Coûts minimum et maximum en € constants par tonne des différentes études. Lorsque qu’une seule valeur est donnée, on la place par défaut dans la colonne des coûts minima

On constate que les valeurs calculées sont plutôt cohérentes avec celles de la littérature.

2.2.2.2 Eléments d’incertitudes

Suite à cette revue littéraire on peut soulever les points critiques suivants :

- Il faut pouvoir distinguer les effets sur la santé liés aux PM10 des autres effets pouvant être semblables

comme les facteurs environnementaux (démographie, météorologie), la consommation de tabac,

l’activité industrielle…

- Peu d’études sont disponibles sur les effets sur les bâtiments et les écosystèmes ;

- Ces études concernent surtout le secteur des transports : dans certains cas les coûts des traitements

médicaux dus aux PM sont minorés pour ne prendre en compte que les coûts liés aux émissions de PM

19 Ce qui n’est pas vrai en réalité, car les particules plus fines semblent avoir plus d’effets néfastes que les particules plus grossières d’après l’OMS.

unité min max Méthodologie employée Portée Source

t éq PM2,5

53 000 Santé humaine uniquement, CàP et coût des traitements médicaux

UE RDC 2007

t éq PM2,5

26 000 VOLY médiane, effets sur la santé : CàP et coût des traitements médicaux

UE CAFE CBA (2005)

t éq PM2,5

40 000 VSL médiane, effets sur la santé : CàP et coût des traitements médicaux

UE CAFE CBA (2005)

t éq PM2,5

51 000 VOLY moyenne, effets sur la santé : CàP et coût des traitements médicaux

UE CAFE CBA (2005)

t éq PM2,5

75 000 VSL médiane, effets sur la santé : CàP et coût des traitements médicaux

UE CAFE CBA (2005)

t éq PM 55 483 Santé humaine, CàP et coût des traitements médicaux Salissures des bâtiments

UE DEFRA (2007)

t éq PM10

27 042 Santé humaine uniquement, CàP et coût des traitements médicaux

UE Newext (2007)

t éq PM10

92 000 450 000 Coûts appliqués aux transports UE UBA (ExternE)

t éq PM10

140 000 730 000 Coûts appliqués aux transports en zone urbaine

UE HeatCo(2006)

t éq PM10

20 000 104 000 Coûts appliqués aux transports en zone périurbaine

UE HeatCo(2006)

t éq PM10

15 234 45 234 Portée globale : utilisation du facteur de caractérisation de ReCiPe en DALY/kg éq PM10 et monétarisation selon les hypothèses du 2.3.1 Dommages sur la santé humaine et sur les bâtiments pris en compte

Monde Calcul Effet de Levier

t éq PM10

87 646 Valeur annuelle du point d’IPP, portée France. Dommages sur la santé humaine uniquement

France Calcul Effet de Levier




des transports. Or, les émissions liées aux transports ne représentent que 10% 20 des émissions totales

de PM10 ;

- Les VOLY ne sont pas indépendantes de l’âge. Or, les effets sur la santé des PM10 s’illustrent surtout par

la réduction de l’espérance de vie ;

- La monétarisation avec la VOLY est cependant plus adaptée qu’avec la VSL dans le contexte de la

pollution atmosphérique21 ;

- Les PM10 ont un impact ayant une échelle régionale (les particules tombent ensuite au sol par gravité). Il

est donc nécessaire de prendre en compte des valeurs les plus locales possibles pour le FM ;

2.2.2.3 Calcul de la valeur recommandée

Il a été choisi de retenir la valeur calculée { partir de la VOLY de l’étude CAFE CBA, car elle s’applique { l’échelle

de l’UE et ne prend pas seulement en compte les émissions de particules liées au transport22. De plus, elle

quantifie les effets sur la mortalité et sur la morbidité. On choisit par ailleurs la valeur médiane plutôt que

moyenne, car des études ont montré que la dispersions des résultats du CàP rendaient plus pertinent le choix

de la médiane plutôt que de la moyenne23.

Par ailleurs, pour prendre en compte les dommages sur les bâtiments, une majoration est choisie à 5% des

effets sur la vie humaine comme cela a été fait plus haut.

Les écarts types ont été calculés pour les différents types de données (une seule valeur centrale, les valeurs

minimales et les valeurs maximales), et on trouve une incertitude moyenne de ± 59%

Ainsi, en apportant ces modifications, on trouve un coût total de : 30 876 €2011 / t éq PM10 ± 59%.

2.2.3 Formation d’ozone photochimique

2.2.3.1 Fondements

Les composés organiques volatils (ou COV) regroupent une multitude de substances qui peuvent être d'origine

biogénique ou anthropogénique (produits au cours de la combustion). Ils sont composés de carbone et d'autres

éléments tels que l'hydrogène, les halogènes, l'oxygène, le soufre… Le méthane, qui est un COV particulier,

naturellement présent dans l'air, est distingué des autres COV pour lesquels on emploie la notation NMVOC

(Non Methanic Organic Compounds, Composés Organiques Volatils Non Méthaniques).

Les NMOVCs sont des gaz précurseurs réagissant avec les oxydes d’azote dans l’atmosphère sous l’effet des

rayonnements lumineux pour former de l’ozone24. Cette réaction est non-linéaire et dépend des conditions

météorologiques (elle est plus intense l’été) et des concentrations initiales de NOx et de NMOVCs. L’ozone se

retrouve au niveau du sol et qui est l'un des principaux constituants du smog photochimique.

Leur volatilité leur confère l'aptitude de se propager plus ou moins loin de leur lieu d'émission, entraînant ainsi

des impacts directs et indirects sur les animaux et la nature. Les effets des NMOVCs sont variés :

20 Source : CITEPA (Centre Interprofessionnel Technique d’Etudes de la Pollution Atmosphérique), avril 2011. Les autres postes d’émissions sont l’agriculture (36%), l’industrie manufacturière (28%), le tertiaire/ résidentiel (22%). 21 D’après une étude de CONCAWE (CONservation of Clean Air and Water in Europe) 22 L’extrapolation des coûts issus des études concernant les émissions du seul secteur du transport aux impacts tous secteurs confondus des PM se révèle en effet difficile avec comme donnée la seule part des émissions de PM10 dans le secteur des transports (11%). En effet, cette méthode n’est pas simplement transposable aux dommages en appliquant ce pourcentage car cela dépend fortement de la densité du milieu d’émission. Cela aurait nécessité de remonter aux données d’entrée des modèles appliqués dans les études, ce qui était peu accessible. 23 D’après la même étude de CONCAWE 24 Il s’agit ici d’ozone troposphérique, et non d’ozone stratosphérique protégeant des rayonnements ultraviolet du soleil. L’ozone n’est pas émis directement dans l’atmosphère mais uniquement par ces réactions photochimiques ; c’est donc un polluant secondaire.




- Effets sur la santé :

o Toxicité ;

o cancers pour certains éléments comme le benzène ;

o irritation des muqueuses par les aldéhydes ;

o l’ozone cause des problèmes respiratoires (asthme, diminution de la fonction pulmonaire et

l'apparition de maladies respiratoires type Broncho-Pneumopathie Chronique Obstructive

(BPCO).

- Effet sur les cultures (baisse du rendement) ;

- Effet sur les êtres vivants

La monétarisation des kg éq NMVOC va consister à évaluer les effets induits par ces NMVOC, c’est–à-dire ceux

de l’ozone. En effet, il s’agit de monétariser l’impact (donc la formation d’ozone) et non l’indicateur de l’impact.

Tous comme pour les particules, les études les plus importantes sur les VOC sont celles du CAFE CBA

(2005)[25], ExternE (2001) [4] et plus récemment, NewExt (2005) [31].

De la même façon, l’évaluation économique s’effectue en attribuant une relation entre l’incidence de l’ozone et

les coûts des prestations médicales (à titre d’exemple, les VOLY, les admissions hospitalières liées aux troubles

respiratoires, valeur d’une restriction de l’activité…) faisant intervenir des méthodologies de consentement {

payer (CàP), coûts des dommages pour monétariser des unités de vie humaines etc. Pour les dommages sur les

cultures ce sont les coûts directs des pertes de rendement qui sont utilisés pour monétariser. Les dommages

sur les écosystèmes sont négligés dans la littérature.

Les résultats les plus pertinents sont résumés dans ce tableau :

unité Coût en €2011 Effets monétarisés Portée Source

t NMVOC 742 Dommages sur les cultures UE NewExt (2004)

t NMVOC 553 Dommages sur la santé UE NewExt (2004)

t NMVOC 785 Dommages sur les cultures UE ExternE (2001)

t NMVOC 817 Dommages sur la santé UE ExternE (2001)

t VOC 1074 Dommages sur la santé (VOLY médiane) et sur les cultures

UE CAFE CBA (2005)

t VOC 1 583 Dommages sur la santé (VSL médiane) et sur les cultures

UE CAFE CBA (2005)

t VOC 2 375 Dommages sur la santé (VOLY moyenne) et sur les cultures

UE CAFE CBA (2005)

t VOC 3 167 Dommages sur la santé (VSL médiane) et sur les cultures

UE CAFE CBA (2005)

t VOC 910 Dommages sur la santé UE Dorland et al. (2000)

Figure 8 : Coûts en €2011 par tonne donnés par les principales études.

Les dommages totaux estimés par NewExt s’élèvent { 1 295€2011 la tonne et ceux estimés par ExternE à 1602

€2011 la tonne.

On constate que l’étude du CAFE CBA monétarise les VOC plutôt que les NMVOC. On pourra faire

l’approximation que les impacts des VOC sur la santé et les cultures sont semblables { ceux des NMVOC ; en

effet, on peut estimer que le CH4 compris dans les VOC n’a que peu d’influence directe sur ces effets mais plus

sur l’effet de serre.

2.2.3.2 Eléments d’incertitude

Catégories d’impact EndPoint



Les éléments d’incertitude principaux sont les mêmes que ceux évoqués pour les particules dans le 2.2.2.2, dont

les FM ont été tirés des mêmes études. Ce sont donc les incertitudes liées aux VOLY, VSL, ainsi qu’aux fonctions

dose-réponse et aux modélisations des effets des molécules toxiques sur les organismes.

2.2.3.2.1 Valeur retenue

La valeur recommandée est choisie à partir des deux études les plus récentes, c'est-à-dire NewExt et CAFE, qui

prennent en compte les dommages à la fois sur la santé et sur les cultures. Pour les mêmes raisons que dans le

2.2.2.3, la valeur calculée avec la VOLY de la médiane est choisie. L’écart-type calculé est de 603€. L’incertitude

est donc dans ce cas de ± 55%.

On retiendra donc un coût de 1 100€2011/t éq NMVOC ± 55%.

2.3 Catégories d’impact EndPoint

La caractérisation des dommages permet d’évaluer la contribution des impacts midpoint { une ou plusieurs

catégories de dommages finaux (santé humaine, qualité des écosystèmes et épuisement des ressources). Il faut

alors quantifier les dommages engendrés par unité des différentes substances de référence. Cela revient à

mettre au point des facteurs de caractérisation des dommages pour chaque substance de référence définie dans

la phase de caractérisation des impacts intermédiaires. Ces facteurs de caractérisation sont multipliés par les

résultats d’impacts intermédiaires, ce qui donne par somme le score de caractérisation des dommages pour

chaque catégorie (cf. partie 1.3.3.2.3).

Même si les catégories de dommages permettent la consolidation de certains impacts midpoint (comme

l’illustre la Figure 9) en une unité unique, les données de ces midpoints qui consistent en des impacts à des

échelles plus ou moins globales peuvent être prises en compte lors de la monétarisation des dommages. Par

exemple, pour L’écotoxicité pouvant être marine ou terrestre, le dommage obtenu consiste en une perte

d’espèces par an liées { l’écotoxicité terrestre d’une part, marine d’autre part. La régionalisation de l’impact

(marin ou terrestre) impose de monétariser différemment les espèces selon qu’elles soient marines ou

terrestres. Une espèce marine n’a certainement pas le même coût qu’une espèce terrestre, (en effet, elles

n’engendrent pas les mêmes marges économiques, de la même façon le consentement à payer sera

significativement différent pour une espèce aquatique que pour une espèce terrestre, etc.)




Figure 9 : Méthodologie de monétarisation des catégories endpoint. Les éléments en pointillés ne sont pas pris en compte dans cette étude

2.3.1 La santé humaine

2.3.1.1 Principes

Ce dommage est exprimé en année équivalente de vie perdue, (Disability Adjusted Life Years, DALY, espérance

de vie corrigée de l'incapacité (EVCI)). C’est une unité développée par l’Organisation Mondiale de la Santé

(OMS), prenant en compte la morbidité et la mortalité d’une maladie donnée. La morbidité relie les effets sur la

santé au nombre d’années d’invalidité vécues (Years Lived Disabled, YLD) et la mortalité évalue le nombre

d’années de vie perdues (Years of Life Lost, YLL) :

DALY = YLD + YLL

Avec :

YLD = w D

Où :

w est un facteur de sévérité compris entre 0 (pleine santé) à 1 (mort)

D est la durée de la maladie.

Ce calcul s’illustre graphiquement Figure 10.

Le calcul du YLL se fait sur la base de la durée de vie « standard » de 80 ans pour les hommes et 82,5 ans pour

les femmes.

Exemple de calcul : un homme sourd depuis l’âge de 5 ans, vivant jusqu’{ l’âge de 50 ans (avec wsurdité= 0,33).




On a donc DALY= nombre d’années de vie en bonne santé × bonne santé (=0) + nombre d’années de vie avec un

handicap (45) × wsurdité (0,33) + nombre d’années de vie perdues (30) = 47,35 DALY

Figure 10 : Illustration du concept de DALY. La zone hachurée correspond à une vie "normale". La zone rouge correspond au

DALY.

Bien que le concept de DALY se soit révélé comme étant une mesure pertinente des dommages à la santé

humaine dans de nombreuses études, elle n’en est pas moins sujette à de nombreuses approximations et

incertitudes qui en font un indicateur critiqué. Les principales raisons sont listées ci-dessous [15]:

- Les DALY font référence à des échelles spatio-temporelles bien définies, et dans le cas de ReCiPe il s’agit

du monde en 1990 (Murray and Lopez, 1996). On comprend rapidement qu’il faut donc l’utiliser avec

précaution pour des impacts locaux caractérisés en dommages sur la santé humaine (comme c’est le

cas pour les particules) ;

- Les DALY sont calculés dans ReCiPe sans utiliser de pondération pour l’âge et sans actualiser les

dommages futurs sur la santé 25 ;

- L’utilisation des YLD implique également une évaluation subjective pour l’attribution du facteur de

sévérité w sujet à discussion. La part du YLD peut également varier selon les cas : ainsi pour les cancers,

les variations de DALY ne sont pas très importantes, indiquant une faible part du YLD dans le DALY

(Crettaz et al., 2002; Huijbregts et al., 2005 cités dans le manuel de ReCiPe). Ce n’est pas le cas pour les

maladies non cancéreuses où la contribution du YLD est majoritaire et ses variations font fortement

varier le DALY (Murray et Lopez, 1996, cités dans le manuel de ReCiPe);

- Les paramètres du DALY sont calculés { partir d’études épidémiologiques elles même sujettes { de

fortes incertitudes.

2.3.1.2 Evaluation économique

25 A titre d’exemple, dans le “Global Burden of Disease approach”, les dommages futurs sont actualisés au taux de 3% par an, et les années de vie sont pondérées de sorte que les années de l’enfance et de vieillesse comptent moins. Dans certains cas, la pondération et l’actualisation peuvent divise le DALY par 2.




De nombreuses études se sont attachées à monétariser les VOLY ou les VSL, notamment celles qui ont été vues

dans le 2.2, ainsi que la vie humaine elle-même. Ici il s’agit de monétariser des années de vie sujettes { mortalité

et morbidité, ce qui n’est pas le cas pour les VOLY et VSL qui ne comptabilisent que les années de vies perdues.

Un travail majeur de monétarisation des DALY a été réalisé par David Pearce and Phoebe Koundouri dans le

cadre de leur étude The Social Cost of Chemicals réalisée pour WWF [27], dont les résultats sont utilisés dans

l’étude évaluant les coûts et bénéfices de REACH [35].

Deux modèles sont utilisés pour déterminer les coûts:

- Modèle 1: Coûts des dépenses de santé (COI), au Royaume-Uni et dans l’UE. Le DALY est calculé en

prenant le total des dépenses de la sécurité sociale du Royaume-Uni divisé par le nombre total de DALY

au Royaume-Uni.

- Modèle 2 : dépenses de santé et l’évaluation contingente. Il est estimé que les seuls coûts des dépenses

de santé sous estiment la valeur d’un DALY, et qu’il faut également prendre en compte le C{P des

individus pour éviter les états de santé en question.

Un troisième modèle a par ailleurs été étudié qui estime les dépenses de santé ainsi que la productivité perdue

à cause de maladies spécifiques ou invalidités dues aux éléments chimiques, { partir d’une étude réalisée au

Etats-Unis.

Le modèle 1 donne 5 600 €2003/DALY et le modèle 2 deux valeurs : 50 000 €2003/DALY (calcul d’équivalence

entre la VOSL de 1.67 millions $US200326 et la VOLY, en estimant que le VOLY équivaut au DALY) et 90 000

€2003/DALY (calcul à partir du CàP)

Afin de prendre en compte tous les dommages et se placer dans la lignée de ReCiPe, il a donc été choisi

d’employer une méthode du type de celle pratiquée dans le modèle 2.

Comme illustré précédemment dans la Figure 9, les DALY sont déclinés dans ReCiPe selon les différents impacts

midpoint. Ainsi on a les DALYs dus :

- Au changement climatique;

- Au rayonnement ionisant ;

- Aux particules ;

- A l’oxydation photochimique ;

- A la toxicité humaine ;

- A la couche d’ozone.

Du fait de l’impact géographique différent de ces midpoints, il paraît pertinent de penser que les DALY associés

doivent être monétarisés différemment afin de prendre en compte cette variabilité. En effet, comme les DALY

sont calculés selon le CàP et les dépenses de santé, ces coûts varient fortement d’un pays { un autre. Un DALY

d’un pays en développement est plus faible qu’un DALY d’un pays développé.

Lvovsky et al. (2000) ont réalisé les calculs de DALY dans différentes régions du monde. On constate que les

DALY ont des valeurs très différentes selon la région, et on peut les pondérer pour obtenir des DALY

équivalents UE en prenant le ratio des revenus par tête comme cela est calculé dans le tableau ci-dessous :

Ville €2003/DALY €2011/DALY Ratio Revenu UE/Pays

€2011/DALY UE

Mumbaï 3 040 3 571 47,1 168 192

26 Valeur officielle de la VOSL au Royaume-Uni en 2003




Shanghai 6 622 7 779 13,3 103 455

Manille 9 630 11 312 20,5 231 894

Bangkok 21 818 25 629 8,7 222 969

Cracovie 18 329 21 530 9,2 198 078

Santiago 23 567 27 683 5,7 157 793

Moyenne 11 057 12 988 174 382

Tableau 8 : Calcul des DALY { partir du C{P d’évitement des maladies et des risques mortels, issus de l'étude de Lvovsky et al. (2000) et repris par Pearce . Les ratios de revenu par personne sont issus d'une moyenne entre 1990 et 2003.

On peut alors en déduire un coût de 174 382 €2011/DALY pour les pays de l’UE (ou par extension, développés).

La moyenne calculée pour les pays de l’étude correspondant { des villes dans des pays en développement, on

peut prendre le coût de 12 988 €2011/DALY pour les pays en développement.

Ainsi, on peut monétariser des DALY des différents midpoints selon leur ampleur spatiale, en estimant que 83%

vit dans les pays en développement. Pour calculer le coût/DALY de la France, le ratio des revenus moyen par

tête en France/en UE (0,95) est multiplié par le coût du DALY pour les pays de l’UE. L’incertitude pour ces

valeurs est prise comme forte (80%). Les résultats sont synthétisés ci-dessous :

Impact midpoint Echelle spatiale Coût du DALY en €2011/DALY

Changement climatique Globale 40 425 Rayonnement ionisant Régionale (UE) 174 382

PM10 Locale (France) 165 693

Oxydation photochimique Régionale (UE) 174 382

Toxicité humaine Régionale (UE) 174 382

Couche d’ozone Globale 40 425

Tableau 9 : Calcul des coûts /DALY maxima ajutés pour chaque impact midpoint.

On peut de la même façon que Pearce l’a fait considérer un deuxième scenario avec une valeur plus faible, qui

correspond à sa valeur de 50 000 €2003/DALY. En appliquant les ratios obtenus par la méthode précédente et en

se basant sur une valeur de départ de 50 000 €2003/DALY soit 58 732 €2011/DALY on obtient les valeurs

suivantes :

Impact midpoint Echelle spatiale Coût du DALY en €2011/DALY

Changement climatique Globale 13 615

Rayonnement ionisant Régionale (UE) 58 732

PM10 Locale (France) 55 805

Oxydation photochimique Régionale (UE) 58 732

Toxicité humaine Régionale (UE) 58 732

Couche d’ozone Globale 13 615

Tableau 10 : Calcul des coûts /DALY minima pour chaque impact midpoint

2.3.2 Atteinte aux écosystèmes

2.3.2.1 Hypothèses de ReCiPe




ReCiPe 2008 intègre le calcul d’un endpoint correspondant aux dommages aux écosystèmes, exprimé en

espèces.an.

Il existe de multiples façons d’appréhender la qualité des écosystèmes ; ReCiPe l’appréhende sous l’angle de

l’écologie fonctionnelle : un écosystème est de bonne qualité si tous les flux d’énergie, de matière et

d’informations peuvent se réaliser sans que les activités humaines ne les perturbent significativement.

Autrement dit, la mesure de la qualité d’un écosystème peut se faire principalement par la mesure du niveau de

perturbation des flux. Les flux peuvent être décrits à différents niveaux – écosystèmes, espèces, gènes- tandis

que les flux de matière et d’énergie peuvent être décrits en termes de production de biomasse (Lindeijer et al.

1998).

Ces flux ne pouvant être modélisées à tous les niveaux et toutes les dimensions, le modèle de ReCiPe 2008 se

concentre sur le flux d’informations au niveau des espèces. Le modèle fait donc l’approximation que la

diversité des espèces est une bonne appréciation de la qualité des écosystèmes.

Comme il n’est pas possible de déterminer l’influence de l’Homme sur toutes les espèces, certaines espèces ont

été choisies comme indicateurs de la qualité des écosystèmes. En outre, il est estimé que l’extinction complète

et définitive d’une espèce ne peut être le résultat de la combinaison de multiples facteurs, et donc qu’une ACV

ne peut { elle seule provoquer l’extinction d’une espèce mais que toutes les ACV ensemble peuvent être la cause

d’une extinction totale (ReCiPe [16]).

ReCiPe s’attache donc { modéliser dans cet endpoint la perte d’espèces survenant à une échelle spatio-

temporelle précise. Elle est exprimée en nombre d’espèce.an. Elle s’inspire de la méthode d’Eco-indicator 99,

mais elle a également déployé une méthode de caractérisation pour l’eutrophisation { la fois marine et d’eau

douce. La modélisation utilise des calculs de densités d’espèces marines, d’eau douce et terrestre (nécessitant

de connaître les nombre d’espèces terrestres, d’eau douce et marines ainsi que le volume de chaque milieu), et

fait l’estimation que toutes les espèces sont d’égale importance.


Plusieurs approches sont utilisées pour attribuer une valeur économique totale à la biodiversité. Comme il l’a

été vu dans le 1.3.1.2, les écosystèmes présentent des valeurs d’usage (elles sont sources directes de biens

marchandés par l’humanité, mais aussi indirects avec des services rendus) et de non-usage (leur valeur

intrinsèque). Les études touchant la monétarisation des écosystèmes font donc appel à de nombreuses

méthodes de monétarisation directes ou indirectes.

La littérature fait état de nombreuses méthodologies afin d’évaluer les écosystèmes, par la monétarisation des

éléments qui lui sont liés comme la diversité, les ressources génétiques, les espèces, les habitats, et les services

rendus aux écosystèmes (comme l’a fait le Millenium Ecosystem Assessment). La dispersion des coûts évalués

par ces études est très élevée : { titre d’exemple, une étude a montré que la valeur d’une espèce peut varier de

deux cents à deux millions de dollars [28].

Même si l’approche de ReCiPe consiste { utiliser les espèces comme indicateur représentatif de la qualité des

écosystèmes, la démarche de monétarisation doit faire intervenir les différents éléments caractéristiques des

écosystèmes27, notamment les services rendus, car ils sont directement liés { l’activité économique. Les

réflexions à Effet de Levier en ce sens ont mené à deux raisonnements :

27 En effet, on ne pourrait pas limiter ce coût au simple CàP pour une espèce par exemple : une analyse [7] basée sur 37 études, a conclu sur des CàP pour la conservation d’espèces compris entre 5 et 200 €2008 par an par ménage, ce qui serait bien sous-estimer le coût total d’une espèce et tous les services rendus (directs ou indirects) qu’elle implique.




- Le premier raisonnement, fondé sur la relation écosystèmes/économie, qui permet d’élargir au

maximum le coût environnemental { la société et l’économie entières, donnant une estimation haute ;

- Le second raisonnement se réfère à des faits économiques plus spécifiques géographiquement et selon

type d’habitat des espèces, donnant une estimation basse.

2.3.2.2.1 Premier raisonnement (estimation haute) :

Le cheminement menant à la valeur économique part de ces constats28 :

o L’activité économique mondiale est évaluée { 50 000 milliards d’euros;

o L’érosion de la biodiversité est aujourd’hui 100 à 1 000 fois plus rapide qu’en temps normal : il s’agit de

la sixième extinction massive d’espèces vivantes ;

o Le nombre d’espèces constituant la biodiversité terrestre est de l’ordre de 2 millions d’espèces d’après

les chiffres de ReCiPe;

o L’érosion du nombre d’espèces selon la normalisation de ReciPe (niveau monde, vision hierarchiste),

est de 1 164 espèces.an29 . L’érosion s’effectue donc { un rythme de 0,1% par an.

On peut donc envisager une relation entre érosion de la biodiversité et érosion de l’économie selon les trois

perspectives suivantes, sur le modèle de ReCiPe :

Graphe 3: Représentation des différentes perspectives liant économie aux écosystèmes

Le scenario individualiste est le plus anthropocentrique avec une vision court-termiste. Il est le plus optimiste.

Le scenario égalitaire est plus représentatif des mécanismes complexes liant écosystèmes et économie.

Le scenario hiérarchiste se situe entre les deux et donne une relation linéaire aisée pour les calculs entre

érosion économique et des écosystèmes. 28 De source interne Effet de Levier 29 Il s’agit alors du nombre d’espèces qui ont été identifiées, et pas potentiellement existantes.




Cela nous permet de raisonner en termes de coûts de productivité pour monétariser les écosystèmes. Ainsi, Le

coût total d’une espèce pour la société se calcule donc selon cette approche comme suit :

Coût économique total = Produit économique mondial × taux d’érosion des écosystèmes / érosion de la

biodiversité par an

Soit environ 43 000 000 €/espèce.an.

Cette valeur inclut essentiellement les valeurs d’usage, que l’on peut monétariser directement. Cependant, elle

n’intègre pas les valeurs non marchandes telles que les valeurs de legs ou d’existence. On peut cependant

considérer ici dans une vision d’économie de bien-être anthropocentrique que cette valeur reflète des coûts

plus tangibles, plus parlants, et sources de moins d’incertitudes que les valeurs de non-usage (qui font appel à

des méthodes de monétarisation indirectes), donc plus pertinentes dans le cadre de cette étude.

2.3.2.2.2 Second raisonnement (estimation basse) :

On tente ici de donner plus de précision en utilisant les chiffres français et/ou européens pour calculer la valeur

économique totale, et en considérant le type d’habitat des espèces (fortement lié au type de services

écosystémiques rendus). En effet, les midpoints caractérisés par ReCiPe pour l’atteinte aux écosystèmes

concernent des espèces marines (écotoxicité marine), d’eau douce (eutrophisation d‘eau douce, écotoxicité

dans l’eau douce) et terrestres (acidification terrestre…).

Monétarisation quel que soit le type d’habitat :

Dans ce cas on raisonne en dépenses de protection pour approcher le FM. Le rapport Taking into account

opportunity costs when assessing costs of biodiversity and ecosystem action (2011) par l’Institute for European

Environmental Policy a estimé les coûts des différentes actions de la communauté européenne pour un plan

d’actions sur la biodiversité à 10,6 milliard € par an, avec des coûts d’opportunité de 8,4 milliards €.

Ramené { l’espèce selon les estimations d’érosion données par ReCiPe (5 727 espèces.an30), on trouve un FM de

l’ordre de 1 900 000 €/espèce.an.

Monétarisation des espèces aquatiques:

Dans ce cas la méthode des coûts de productivité est utilisée. Pour les espèces aquatiques, par approximation, il

a donc été considéré seulement les espèces faunistiques, et les FM ont été calculés selon les critères

économiques de l’activité de pêche uniquement. La valeur obtenue donne ainsi une borne inférieure des coûts

réels des espèces, intégrant tous les autres services écosystémiques, ainsi que leur valeur de non-usage.

Biodiversité en eau douce 31:

On utilise également ce cas la méthode des coûts de productivité. En France, le secteur économique de la pêche

de loisir pèse 10 000 emplois en France soit 750 millions d'euros32 (dont 40 millions d’euros pour la production

et la vente d’articles de pêche).

Soit pour 83 espèces de poisson d’eau douce en France, on trouve un FM d’environ 9 000 000 €/espèce.an.

Biodiversité marine33 :

30 Il s’agit cette fois de la valeur de normalisation niveau Europe, perspective hierarchiste 31 Source des données numériques : interne Effet de Levier 32 En estimant qu’un emploi produit 3 fois le PIB par habitant soit 75 k€ 33 Source des données numériques : interne Effet de Levier




L’exportation totale de poisson au monde représente 100 milliards de $ pour 90 000 milliers de tonnes de

poisson, avec 30% de la pèche qui est exporté.

Une première estimation du montant total de l'activité pêche dans le monde serait de 300 milliards de dollars

par an (environ 207 milliards d’euros), en considérant que le poisson exporté ou non a au final la même valeur

économique.

Cette estimation est à prendre avec précaution en tenant compte des deux hypothèses suivantes :

- La valeur économique du poisson exportée est probablement différente avec la valeur marchande du

poisson utilisé localement dans bon nombre de pays, et peut amener un biais dans cette estimation ;

- La valeur économique de transformation et de distribution du poisson n’est pas prise en compte, car

l’on peut considérer qu’en cas de perte d’une ressource halieutique, l’espèce de poisson serait

remplacée par d’autres aliments avec du transfert vers d’autres formes de transformation ou de

distribution avec une compensation vers d’autres circuits économiques.

Le nombre d’espèces de poissons marin est estimé entre 28 000 et 32 000. Ainsi, en répartissant les 207

milliards de production par poisson34 on obtient 7 000 000€/espèce.an.

2.3.3 Epuisement des ressources minérales et fossiles

ReCiPe propose la monétarisation en dollars du coût supplémentaire à payer lié à la raréfaction des ressources

minérales et fossiles. Le méthodologie consiste en un modèle basé sur la distribution géologique des ressources

minérales et fossiles et tente d’estimer le coût marginal supplémentaire pour l’effort d’extraction des futures

ressources lié à la consommation de ces ressources non renouvelables.

Pour les ressources fossiles, le coût estimé par ReCiPe intègre non seulement l’augmentation de coût marginal

lié { l’extraction mais aussi l’impact sur la société35 exprimé en termes monétaires, en multipliant ce coût

marginal par un facteur qui traduit le montant consommé.

La formule générique est donc la suivante [16] :

Où :

D est le dommage exprimé en dollars ;

est l’augmentation du coût de la ressource r (en $/kg) ;

est le rendement d’une ressource extraite r qui a causé ;

est la production globale annuelle de pétrole (en kg/an) ;

d est le taux d’actualisation pris { 3% (taux d’inflation) ;

T est la période considérée prise comme infinie.

34 On prend ici le nombre moyen de 30 000. Toutes les espèces de poissons sont prises en compte et non pas les seules espèces pêchées. En effet, cela permet de répartir la valeur du service sur tous les poissons de la mer, qui fonctionnent en un écosystème avec des inter-dépendances fortes 35 En effet, un centime d’augmentation par kg de pétrole n’aurai pas le même impact sur la société que cette même augmentation pour le mercure par exemple.

Synthèse des coûts et méthodes de monétarisation employés



L’inflation est donc déj{ prise en compte et cette donnée est exprimée en dollars courants. Le résultat peut donc

être directement utilisé après avoir été converti en euros.

Par ailleurs, les éléments de caractérisation n’ont pas été approfondis et sont considérés comme compatibles

avec le reste de la méthodologie.

Dans la présente étude cette donnée est ainsi directement traitée en divisant par le taux de change $/€ pris à

1,4536.

2.4 Synthèse des coûts et méthodes de monétarisation employés

Le récapitulatif des FM calculés se trouve dans le tableau ci-dessous :

36 Valeur calculée { partir d’une moyenne sur les dernières années.

Synthèse des coûts et méthodes de monétarisation employés



Tableau 11 : Synthèse des facteurs de monétarisations retenus, méthodes de monétarisation associées et source

Impact Type MP/ EP

Coût Incertitude Unité Méthode de monétarisation Source

Changement climatique 2011

MP 35

[7 ; 48]

€2011/kg éq CO2 -Coûts d’abattement (échelle mondiale) -Coûts des dommages (échelle mondiale)

CAS (2008), Watkiss (2005), Stern (2006)

2030 45 [29 ; 117]

2050 79 [40 ; 220]

Formation de particules en suspension

MP 31 ±59% €2011/kg éq PM10 -CàP sur la santé humaine et les infrastructures -Coûts des dommages aux infrastructures

OMS, CAFE CBA (2005)

Formation d’oxydant photochimique

MP 1,1 ±55% €2011/kg éq NMVOC -Coûts des dommages sur la santé humaine (CàP, COI) et les cultures (coûts direct de perte économique)

CAFE CBA (2005), NewExt (2004)

Santé humaine -Changement climatique

EP [13 615 ; 40 425]

€2011/DALY -Coûts des dépenses de santé (COI) (celles du Royaume-Uni), -CàP

Lvovsky et al. (2000), Pearce (the cost of chemicals, 2003)

-Rayonnement ionisant [55 805 ; 174 382]

-PM10 [55 805 ; 165 693]

-Oxydation photochimique

[58 732 ; 174 382]

-Toxicité humaine [58 732 ; 174 382]

-Couche d’ozone [13 615 ; 40 425]

Ecosystèmes -Espèces d’eau douce

EP [9 000 000 ; 43 000 000]

€2011/espèces.an -Dépenses de protection (échelle UE) -Coûts de productivité (échelle France et monde)

Effet de Levier (2011)

-Espèces marines [7 000 000 ; 43 000 000]

-Toutes espèces confondues

[1 900 000 ; 43 000 000]

Présentation de l’ACV réalisée



3. ETUDE DE CAS : L’ACV DE BROCHURES

3.1 Présentation de l’ACV réalisée

L’ACV a été réalisée sur un produit37 de type support de vente, à savoir un guide de point de vente de

l’entreprise B.

Les calculs ont été effectués { l’aide du logiciel SimaPro version 7.2.4, avec la base de données EcoInvent 2.2., et

la méthode de caractérisation version 1.05 de juillet 2010 de ReCiPe Mid/Endpoint method.

3.1.1 Données d’entrée

L’ACV est une ACV simplifiée, c’est-à-dire qu’il ne s’agit pas d’étudier de manière spécifique et approfondie

chacun des supports mais d’identifier les grands enjeux sur les supports de vente. Cela s’illustre notamment par

de nombreuses hypothèses sur le transport et la fin de vie, ainsi que la prise en compte de données génériques

sur les matériaux et leur fabrication, le type de camion, etc. plutôt que des données réelles. Des estimations ont

par ailleurs été faites au sujet de certains poids (carton de conditionnement) ou certains matériaux (colle et

encre végétale), ainsi que le traitement des déchets. Tous les éléments pris en compte dans la modélisation

figurent dans l’annexe page 65.

Les phases du cycle de vie analysées sont illustrées par la Figure 11 ci-dessous :

37 La demande du client consistait également en l’analyse de trois autres supports de vente : un pack libre-service, un produit de publicité de lieu de vente en carton, et un packaging accessoires.

Résultats



Figure 11 : Phases du cycle de vie prises en compte

3.1.2 Unité fonctionnelle

L’unité fonctionnelle établie avec le client est la suivante :

Véhiculer l’image de marque de l’entreprise B et distribuer l’information sur l’ensemble des offres de B

(particuliers et professionnels) de façon lisible, regroupées en 1 document unique (édité 5 fois par an).

En 2009, 350 000 documents de ce type ont été édités. Les calculs ont été réalisés en prenant en compte l’ACV

de l’année entière donc en multipliant les données d’une unité fonctionnelle par 350 000 et par 5.

3.2 Résultats

3.2.1 Monétarisation à partir des midpoints

3.2.1.1 Résultats de l’ACV

Les résultats étant exprimés dans une unité différente par catégorie d’impact, il est impossible de comparer la

part des impacts pour chaque étape du cycle de vie. On ne peut comparer que le poids relatif de chaque étape

du cycle de vie par catégorie d’impact. On obtient ainsi le graphe suivant :

Remarque : Les graphes suivants sont limités aux trois impacts qui ont été monétarisés à savoir le changement

climatique, la formation de particules et la formation d’ozone photochimique. Les graphes avec tous les impacts et

le tables de données détaillées se situent en annexe pages 66 à 78.

Graphe 4 : Part de chaque étape du cycle de vie par impact environnemental midpoint

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

Climate change Particulate matter formation Photochemical oxidantformation

Fin de vie guideet emballages

Façonnage

Emballages

Transport

Composants

Résultats



On constate que l’étape du cycle de vie la plus impactant est liée aux composants (74% à 84% des impacts),

suivie du transport (9% à 17% des impacts). Et de la fin de vie (4% à 13% des impacts). Les emballages et le

façonnage ont des impacts négligeables.

Il est donc pertinent de détailler les impacts par composant et on obtient le graphe qui suit :

Graphe 5 : Part de chaque composant par impact environnemental midpoint

On constate que le papier est la plus grande source d’impacts (94 { 95%). En effet, les émissions de monoxyde

de carbone (CO), dioxyde de soufre (SO2) et de CO2 sont importantes lors du procédé de fabrication du papier38.

L’encre a un impact mineur (5 { 6%) et les autres composants ont un impact négligeable.


A la différence des graphes précédents, l’évaluation économique permet d’exprimer les impacts en une unité

monétaire commune et on peut évaluer la contribution de chaque impact par étape de cycle de vie d’une part

et par composant d’autre part, comme l’illustrent les Graphe 14 et Graphe 15 ci-dessous :

38 Ces informations sont obtenues par le logiciel SimaPro qui permet d’identifier les sources des impacts, de l’échelle du procédé { l’échelle moléculaire.

90%

91%

92%

93%

94%

95%

96%

97%

98%

99%

100%

Climate change Particulate matterformation

Photochemical oxidantformation

Agrafes

Colle

Vernis

Encre

Papiercouché

Résultats



Graphe 6: Coûts en €2011 pour les trois midpoint par étape du cycle de vie

Graphe 7 : Coûts en €2011 pour les trois midpoint par composant

Tout comme l’ACV a permis de l’identifier, il apparaît que les éléments à fort impact sont les composants et le

papier. On constate néanmoins que la monétarisation permet d’apporter des informations clés que l’ACV seule

n’apportait pas puisqu’on peut ainsi savoir quel impact environnemental coûte le plus cher. Ainsi, alors que

l’ACV permettait de mettre en exergue l’impact fort des composants et notamment du papier sur les différentes

catégories d’impacts, il apparait ici que ce sont les particules, au coût élevé (63% du coût contre 32% pour le

changement climatique pour les composants et le papier), sur lesquelles le décideur devra préférentiellement

20 596 €

2 442 € 327 € 10 €

3 408 €

40 250 €

5 447 €

350 €19 € 1 965 €3 315 €

762 € 38 €1 € 333 €

- €

10 000 €

20 000 €

30 000 €

40 000 €

50 000 €

60 000 €

70 000 €

Composants Transport Emballages Façonnage Fin de Vie

Climate change

Particulate matter formation


19 311 €

1 188 € 5 € 69 € 23 €

38 247 €

1 818 €

5 € 84 € 96 €3 138 €

167 €1 € 7 € 2 €

0 €

10 000 €

20 000 €

30 000 €

40 000 €

50 000 €

60 000 €

70 000 €

Papier Encre Colle Vernis Agrafes

Climate change


Photochemical oxidant formation

Résultats



agir s’il veut diminuer sa « facture environnementale ». Les particules sont les plus coûteuses pour toutes les

étapes sauf pour la fin de vie, où la quantité de GES émise est très importante et contrebalance le prix élevé des

particules au kilogramme.

Le coût de la formation d’oxydant photochimique est par contre moins { considérer par rapport aux autres

impacts, que qui peut être en partie expliqué par la faible valeur de son FM.

Le total des coûts pour ces impacts environnementaux pour l’année est de 79 264 € dont 64 161€ uniquement

imputable aux composants.

Ces données apportent une information utile quand à la priorité des émissions à réduire ; alors que l’ACV seule

donne premièrement une approche par élément du cycle de vie. Même si la valeur absolue de ces montants ne

doit pas être prise pour irréfutable (au vu des incertitudes fortes), cela peut donner des éléments de

priorisation au décideur en comparant directement les catégories d’impact, tout en donnant un bon intervalle

de la hauteur du risque économique lié à ces impacts environnementaux.

3.2.2 Etude de l’évolution du prix du CO2

Dans la partie 2.2.1 il a été possible de donner un coût du CO2 pour trois dates : 2011, 2030 et 2050. On peut

ainsi obtenir un scenario d’évolution du prix du carbone, donnant une évolution du coût du changement

climatique de la production de brochure annuelle. Les résultats sont les suivants :

Graphe 8 : Evolution du coût en € 2011 du changement climatique à horizon 2050 par étape du cycle de vie

20 596 €

2 442 € 327 € 10 €3 408 €

27 260 €

3 232 €433 € 13 €

4 511 €

47 856 €

5 674 € 759 € 23 €

7 919 €

- €

20 000 €

40 000 €

60 000 €

80 000 €

100 000 €

120 000 €

140 000 €

Composants Transport Emballages Façonnage Fin de vie

2011

2030

2050

Résultats



Graphe 9 : Evolution du coût en € 2011 du changement climatique à horizon 2050 par composant

Ces chiffres doivent néanmoins être observés avec précaution : ils reflètent des méthodologies de

monétarisation différentes comme expliqué dans le 2.2.1. Le coût en 2011 est issu des coûts d’abattement du

CO2 alors que pour les dates 2030 et 2050 ce sont les coûts des dommages qui ont servi au calcul du FM. Il est

donc plus raisonnable de comparer l’évolution entre 2030 et 2050.

Ces graphes donnent un bon aperçu du risque encouru par le décideur vis-à-vis de ses émissions de GES. Même

si les politiques de réduction des émissions ne sont pas encore visibles d’ici 2050, le coût qui apparaît en 2030

et 2050 est celui des dommages, et rentrera certainement en ligne de compte pour la fixation d‘une valeur

tutélaire du carbone, ou bien pour l’arbitrage du nombre de quotas de CO2 à attribuer aux entreprises. Les coûts

d’abattement de 2011 représentent un montant potentiellement internalisable aujourd’hui et la différence avec

les coûts de 2030 et 2050 peut représenter le risque économique potentiel supporté par l’entreprise émettrice

de GES.

3.2.3 Monétarisation à partir des endpoints et comparaison des méthodologies

3.2.3.1 Résultats de l’ACV

Les résultats de l’ACV au niveau endpoint permet d’agréger les 18 indicateurs midpoint en trois impacts

endpoint qui sont représentés dans les graphes suivants :

19 311 €

1 188 € 5 € 69 € 23 €

25 559 €

1 573 €6 € 91 € 31 €

44 870 €

2 761 €11 € 159 € 54 €

- €

20 000 €

40 000 €

60 000 €

80 000 €

100 000 €

120 000 €

140 000 €

Papier Encre Colle Vernis Agrafes

2011

2030

2050

Résultats



Graphe 10 : Part de chaque étape du cycle de vie par impact environnemental endpoint

Graphe 11 : Part de chaque composant par impact environnemental endpoint

On peut tirer les mêmes conclusions que dans la partie 3.2.1.1 à savoir que les composants et plus

particulièrement le papier sont les principaux responsables de l’impact généré. Dans le cas des endpoints, cet

impact se traduit en dollar, en effet sur la santé humaine et sur les écosystèmes.

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

$ DALY species.yr


Façonnage

Emballages

Transport

Composants

75%

80%

85%

90%

95%

100%

$ DALY species.yr

Agrafes

Colle

Vernis

Encre

Papier couché

Résultats



3.2.3.2 Evaluation économique et comparaison des résultats obtenus avec la

monétarisation à partir des midpoints

A la différence de la monétarisation à partir des midpoints, la monétarisation des endpoints permet de

monétariser la totalité des impacts. D’un point de vue méthodologique, cela s’illustre par le fait que le

raisonnement d’évaluation économique est comme « forcé » par la méthodologie de ReCiPe qui convertit les 18

impacts uniquement en dommages sur la santé humaine ou sur les écosystèmes (pour les trois catégories

d’impact monétarisées en midpoint), alors que l’établissement de FM { partir des midpoints offrait la liberté de

recourir à des méthodes de monétarisation plus variées39.

L’intérêt de l’étude est donc surtout de comparer les coûts obtenus avec les deux méthodes. On ne présentera

donc pas ici les résultats détaillant les coûts pour tous les impacts mais seulement ceux liés aux trois impacts

monétarisés à partir des midpoints. Les résultats totaux sont présentés en annexe à partir de la page 74.

En utilisant les FM minimum, on trouve un coût environnemental total du produit de 3 078 850 € dont

45 124€ liés aux seuls impacts changement climatique, formation de particules et formation d’oxydant

photochimique, contre 4 692 118 € en utilisant les FM maximum, dont 380 471 € liés aux trois seuls impacts

précités (Alors que la monétarisation à partis des midpoint avait donné total des coûts environnementaux pour

ces impacts de 79 264 € dont 64 161€ uniquement imputable aux composants.). L’utilisation des FM minimum

ou maximum introduit une différence importante, de près d’un facteur 9.

Les graphes comparatifs obtenus pour les trois catégories d’impact considérées sont présentées en annexe à

partir de la page 79.

Pour comprendre les écarts de résultats observés en annexe, on peut comparer les FM de la méthode midpoint

avec les FM midpoints issus de la méthode endpoint, en utilisant les facteurs de caractérisation de ReCiPe. Ces

derniers sont multipliés par les FM endpoints (EP), pour obtenir des FM midpoint (MP) issus des EP minimum

et maximum.

Le calcul est détaillé dans le tableau suivant :

Facteur de caractérisation

ReCiPe Unité

FM EP min

FM EP max Unité FM MP issus EP

min

FM MP issus EP

max Unité

7,93E-09 species.yr/ kg éq CO2

1 900 000 43 000 000 €/species.yr

15 341 €/t éq CO2

1,40E-06 DALY/kg éq CO2 13 615 40 425 €/DALY 19 57 €/t éq CO2

2,60E-04 DALY/kg éq PM10

55 805 165 693 €/DALY 14 509 43 080 €/t éq PM10

3,90E-08 DALY/kg éq NMVOC

58 732 174 382 €/DALY 2 7 €/t éq NMVOC

Tableau 12 : Méthode de calcul des FM MP issus EP à partir des facteurs de caractérisation de ReCiPe

On peut ainsi les comparer avec les FM obtenus en MP :

39 Par exemple pour la monétarisation de la formation d’oxydant photochimique, on peut prendre en compte et les dommages sur la santé humaine et les dommages sur les cultures(en monétarisant la perte de rendement) ; alors que ReCiPe ne tient compte que de l’effet sur la santé humaine exprimé en DALY de cet impact, que l’on monétarise par la suite.

Résultats



Graphe 12 : Comparaison des FM midpoint avec ceux des FM midpoints minimum et maximum issus des endpoints

On constate que les deux méthodes sont cohérentes pour les impacts changement climatique et formation de

particules. Par contre, pour la formation d’ozone, le FM midpoint est bien plus élevé que les FM midpoint

minimum et maximum issus des endpoints (facteur 150). Cela peut s’expliquer par les différents d’effets

considérés dans la monétarisation (cf. Tableau 13), mais aussi aux étapes amont de modélisation (modèles de

devenir et d’exposition, fonctions dose-réponse…) qui diffèrent entre ReCiPe et les ceux de la littérature.

Effets pris en compte pour la monétarisation à partir des

midpoints

Effets pris en compte pour la monétarisation à partir des

endpoints

Changement climatique

Coûts d’abattement donc pas de dommages pris en compte pour 2011

-Santé humaine -Ecosystèmes

Formation de particules

-Santé humaine -Salissures des bâtiments (minoritaire)

Dommages sur la santé humaine uniquement

Formation d’oxydant photochimique

-Santé humaine -Effets sur les cultures (perte de rendement)

Dommages sur la santé humaine uniquement

Tableau 13 : Récapitulatif des effets monétarisés dans les deux méthodes de monétarisation

Pour les particules, les deux démarches semblent cohérentes (les deux prennent majoritairement en compte les

effets sur la santé humaine), ainsi que pour le changement climatique. Pour ce dernier cas, même si les coûts

d’abattement sont à la base du calcul du FM, les valeurs sont plutôt cohérentes : les valeurs de la revue de

littérature pour 2010 en coûts des dommages sont proches (le coût social du carbone de Watkiss donne 27 €/t

éq CO2).

34

30 876

1 100

34

14 509

2

398

43 080

7

- 10 000 20 000 30 000 40 000 50 000

Changement climatique

Formation de particules

Formation d'oxydant photochimique

€/t

FM MP issus EP max FM MP issus EP min FM MP

Apports et limites de la méthode



3.3 Apports et limites de la méthode

3.3.1 Une mise en valeur de l’ACV

Comme cela a déjà été analysé dans le 1.3.4, la monétarisation de l’ACV constitue une réelle valeur ajoutée au

regard des résultats précédents. Elle offre la possibilité d’obtenir un indicateur global agrégé en euros, plus

compréhensible { un large public, facilitant l’éventuelle comparaison avec d’autres produits de même unité

fonctionnelle. Elle offre également l’opportunité de comparer ces données avec les données financières,

ouvrant une porte vers de nombreuses autres applications notamment en comptabilité environnementale.

Elle permet également de centrer la décision non plus seulement sur l’élément du cycle de vie mais sur l’impact

environnemental le plus coûteux pour l’environnement voire la Société. Elle introduit en ce sens la notion de

risque financier dans l’ACV, car ces coûts, même imprécis, sont potentiellement internalisables par les acteurs

du marché et un tel outil permet d’en anticiper l’envergure. Les puissances publiques désireuses d’appliquer

des outils de régulation des émissions telle que de nouvelles réglementations environnementales ou des taxes

sont en effet susceptible de se baser sur les coûts des dommages largement utilisés dans cette méthodologie40.

3.3.2 Limites de l’étude

Les résultats obtenus ne permettent cependant pas vraiment de trancher sur une méthodologie quand on

prend en compte les coûts dans l’absolu, qui sont entachés de trop fortes incertitudes. Cependant, on peut

constater que les résultats de la monétarisation endpoint sont plus sensibles et mettent en jeu des dommages

plus complexes et moins précis à monétariser que les impacts. Partir des midpoint pour la monétarisation

permet d’avoir plus de « liberté » dans le choix des effets à monétariser.

La méthode a permis de donner un coût qui est plus à considérer comme relatif mais ne sera pas déterminant

dans la prise de décision dans la mesure où l’incertitude est trop élevée. Cela s’illustre très bien par les

fourchettes de coûts utilisées notamment pour la monétarisation des espèces, où on constate plus d’un facteur

20 entre la valeur inférieure et la valeur supérieure. Cela a des répercussions importantes dans l’application

surl’ACV du guide point de vente, ce qui empêche tout jugement du coût environnemental dans l’absolu.

L’utilisation de l’ACV est sujette à avantages et inconvénients : elle permet { la fois de simplifier l’étape

d’inventaire et de quantification des impacts mais elle introduit ses propres hypothèses et incertitudes ainsi

qu’une contrainte méthodologique, qui s’accentue en s’éloignant de l’ICV (et est maximum au niveau endpoint).

Cela instaure un manque de souplesse général vis-à-vis des impacts à monétariser, et une dépendance de

l’opérateur par rapport aux hypothèses de l’ACV.

Ainsi, on risque d’oublier des impacts importants à monétariser. Cela est pris en charge par les arborescences

de caractérisation de ReCiPe qu’il est difficile de maîtriser complètement pour l’opérateur.

Cela se concrétise notamment dans le fait que l’on monétarise des kg éq substance et non directement des kg

de substances. Il faut en effet bien faire la distinction : en particulier, on n’a pas choisi de monétariser la

catégorie d’impact « acidification terrestre » exprimée en kg éq SO2 : car si dans certains cas, on peut faire

l’approximation de l’équivalence €/kg substance (littérature) ⇔ €/kg éq substance (ReCiPe), (comme c’est le

cas pour les PM10, le CO2 et les NMVOC dans le cadre de cette étude), il faut bien garder { l’esprit que l’on

monétarise des impacts et non des indicateurs. En faisant l’évaluation économique du « kg éq SO2 » on évalue

40 Cela est d’autant plus probable que les recommandations de coûts ont été faites selon des va leurs mises en place par des institutions ou organisations reconnues, comme le CAS et ses valeurs tutélaires, directement orienté vers le conseil aux politiques.

Apports et limites de la méthode



non pas le kg de S02 mais la seule acidification terrestre41, ce qui n’est pas monétarisé de la même façon lorsque

le SO2 se trouve dans le compartiment air et qu’il a des effets sur la santé, la dégradation des bâtiments. Dans ce

cas l’acidification du sol est un des multiples effets pris en compte dans la monétarisation des kg SO2. Vouloir

prendre en compte séparément ces molécules entraîne des risques de double compte et de surestimations des

coûts.

Il existe par ailleurs une incertitude liée { l’échelle des impacts. Il s’agit alors d’effectuer un arbitrage entre

globalisation de la méthode « versus » précision des résultats. Prenons l’exemple des particules : il s’agit d’un

impact très localisé, et il est donc possible de le rendre plus précis en prenant des paramètres locaux en

considération (comme les coûts des dommages aux bâtiments : si on est en rase campagne, cela n’a plus de

sens). Cependant, en précisant l’échelle géographique, on s ‘éloigne alors d’un outil global adapté { d’autres cas,

et plusieurs secteurs, et on limite la transférabilité des résultats.

3.3.3 Intégration { d’autres outils d’aide { la décision nécessaire

L’ACV { elle seule ne peut servir de base pour être un outil complet d’aide { la décision. Monétariser à partir de

l’ACV ne permet pas de chiffrer la totalité des externalités environnementales, car elle fournit une approche

orientée impacts et dommages. Ainsi, si certaines externalités négatives peuvent y être incluses les externalités

positives ne le seront quasiment jamais (sauf dans le cas d’émissions évitées). En effet, les flux d’entrée de l’ACV

ne permettent pas de traiter des éléments sujets à externalités positives. Par ailleurs, de nombreuses

externalités négatives d’ordre sociétal et économique ne sont pas intégrées dans les indicateurs de l’ACV,

comme les odeurs, l’image (paysage, aspects marketing) etc.

Dans un objectif de construction d’outil d’aide { la décision, il est donc pertinent de combiner cette

méthodologie avec d’autres outils d’analyses. L’analyse coûts-bénéfices (ACB) est une analyse utilisée afin de

déterminer l’opportunité de réaliser un projet. Elle confronte souvent différents scenarii de projets pour

lesquels la somme des bénéfices est comparée { la somme des coûts. C’est l’instrument d’aide { la décision le

plus couramment utilisé, notamment en analyse financière, permettant de choisir les projets dont la somme des

bénéfices actualisés dépasse la somme des coûts actualisés.

Intégrer la monétarisation des effets environnementaux { cette méthode peut alors permettre d’évaluer les

décisions de façon plus exhaustives, en prenant en compte les externalités, et pas seulement

environnementales mais aussi sociétales. Il faut cependant prêter une attention très forte à ne pas oublier les

conséquences des alternatives et effets induits. Des déplacements de coûts peuvent en effet apparaître et

remettre en question la méthodologie globale de l’ACB.

41 Ainsi ReCiPe modélise le devenir du SO2 et des autres substances acidifiantes en se basant sur un modèle dynamique d’acidification du sol forestier



CONCLUSION

Cette étude a permis de constater que la monétarisation des effets environnementaux à partir des impacts et

des dommages de l’ACV permet d’apporter des éléments clés et stratégiques { l’interprétation d’une ACV. Elle

donne une autre lecture de l’ACV orientée selon ses impacts et évalue le risque économique qui y est lié.

Ces éléments sont cependant à modérer dans la mesure où les coûts obtenus ne sont pas suffisamment précis

pour être intégrés dans un outil d’aide { la décision à proprement parler. En particulier, plus l’évaluation

économique intervient en aval de l’ACV, plus elle est entachée d’incertitudes et moins elle est fiable et robuste

pour les décideurs.

Pour être efficace, la monétarisation appliquée { l’ACV ne doit pas seulement s’attacher à donner des coûts aux

indicateurs de sortie de l’ACV mais s’insérer le plus en amont possible du projet, en s’adaptant aux spécificités

du secteur impliqué, et du produit ou service étudié lui-même. Cela pourra permettre d’intégrer d’autres

externalités non intégrées dans les indicateurs de sortie de l’ACV, notamment les effets externes positifs, ou

encore les externalités sociétales.

L’ACV offre un carcan méthodologique dont il faut avoir conscience et qui présente des avantages et des

inconvénients. Il s’agit de réaliser un arbitrage entre le désir de précision et la volonté de disposer d’un outil

global.

Les prochains efforts de recherche auront donc fort intérêt à se concentrer sur les modèles appliqués à la fois

dans ReCiPe et dans la littérature afin de les confronter plus dans le détail. Cela donnera la possibilité

d’appliquer des coûts plus « sur-mesure » en fonction du produit et du secteur étudié pour améliorer la

robustesse de cet outil. Pour cela une bonne connaissance des arborescences liées à la modélisation des

impacts et des dommages environnementaux est à poursuivre afin de pouvoir enrichir la méthodologie de

ReCiPe par des processus manquants et/ou compléter les mécanismes environnementaux existants afin de

gagner en précision.

Par ailleurs, il est préférable d’étayer l’ACV avec d’autres outils d’analyse, notamment financière, afin de la

rendre plus pertinente dans les mécanismes d’aides { la décision.

La monétarisation reste un exercice ambitieux aux incertitudes inhérentes et incontestables. Les sceptiques et

critiques sont nombreux. En plus de soulever des questions lié à la compléxité des phénomènes physiques et

biologiques à modéliser, la monétarisation est également sujette { des questions sociologiques et d’éthique. Elle

n’en est pas moins un défi { relever pour une réelle prise en compte de l’environnement dans les activités

humaines.



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[17] Hester, Ronald E., Roy M. Harrison, et Royal Society of Chemistry (Great Britain). Environmental and

health impact of solid waste management activities. Royal Society of Chemistry, 2002.

http://www.who.int/hia/examples/trspt_comms/whohia065/en/index.html.

[18] ILCD handbook general guide for life cycle assessment: detailed guidance. Luxembourg: Publications

Office of the European Union, 2010. Print.

[19] Krewitt. W., Schlomann. B. Externe Kosten der Stromerzeugung aus erneuerbaren Energien im Vergleich

zur Stromerzeugung aus fossilen Energieträgern. Stuttgart/Karlsruhe : Deutsches Zentrum für Luft- und

Raumfahrt (DLR)/Fraunhofer Institut für System- und Innovationsforschung (ISI), 2006

[20] Lebègue, Daniel, Philippe Hirtzman, and Luc Baumstark. Le prix du temps et la décision publique: révision

du taux d'actualisation public. Paris: La Documentation française, 2005. Print.

[21] Louis, Bernard, Jean Salles, and Jean Pujol. Approche économique de la biodiversité et des services lies aux

écosystèmes contribution à la décision publique. Paris: la Documentation française, 2009.



[22] Maibach . M. et al. Handbook on estimation of external costs in the transport sector. Etude Internalisation

Measures and Policies for All external Cost of Transport (IMPACT) CE Delf. Commission européenne.

Pays-bas, 2007.

[23] Matthews, H. Scott, et Lester B. Lave. Applications of Environmental Valuation for Determining

Externality Costs. Environmental Science & Technology 34.8 (2000): 1390-1395. 12 juill 2011.

[24] Millennium Ecosystem Assessment synthesis report: a report of the Millennium Ecosystem Assessment..

New York: UN, 202005.

[25] Mike Holland (EMRC), Steve Pye, Paul Watkiss (AEA Technology), Bert Droste- Franke, Peter Bickel

(IER) Damages per tonne of PM2,5, NH3, SO2, NOx and VOC’s of Eu25 Member State (excluding Cyprus)

and surrounding seas Service Contract for carrying out cost-benefit analysis of airquality related issues, in

particular in the clean air for Europe(CAFE) programme Didcot : AEA Technology Environment,

2005OSD (Federal Office for Spatial Development), Transport related building damages, update of

external costs, 2004.

[26] Pagiola, Stefano, Konrad von Ritter, and Joshua Bishop. Assessing the economic value of ecosystem

conservation. Washington, D.C.: World Bank, Environment Dept., 2004.

[27] Pearce D., Koundouri P.The social cost of chemicals. WWF, Londres, 2003.

[28] Polasky, S., Costello, C., Solow, A The economics of biodiversity conservation.. The Handbook of

Environmental Economics, 2005, pp. 1517-1560.

[29] Principles for responsible investment. Switzerland: United Nations Environment Program, 2006. Print.

[30] Quinet, Alain, and Luc Baumstark. La valeur tutélaire du carbone: rapport au Premier ministre. Paris: la

Documentation française, 2009.

[31] Rainer F. NewExt : New Elements for the Assessment of External Costs from Energy Technologies. Rapport

final pour la commission européenne. Stuttgart,2004

[32] Roger Guesnerie. Calcul économique et développement durable, Revue économique 3/2004 (Vol. 55), p.

363-382.

[33] Shapiro, K G. Incorporating costs in LCA. The International Journal of Life Cycle Assessment 6, no. 2

(2001): 121-123.

[34] Stern, N. H.. The economics of climate change: the Stern review. Cambridge, UK: Cambridge University

Press, 2007.

[35] The impact of REACH. La Hague: Ecorys, OpdenKamp Adviesgroep Workshop REACH Impact

Assessment, 25th - 27th October 2004.

[36] Timo Kaphengst et al., Taking into account opportunity costs when assessing costs of biodiversity and

ecosystem action - Final report, Development, no. March 2011: 198 - 198.

[37] WHO | Data and statistic. http://www.who.int/research/en/.

[38] WHO. Health costs due to road traffic-related air pollution. An impact assessment project of Austria,

France and Switzerland.



ANNEXES

I. Economie de l’environnement

a) Méthodes de monétarisation

D’après le rapport du SETRA [9].

La revue de la littérature existante montre qu’il existe différents types de coûts pour une même externalité

environnementale, dépendant de la méthode retenue pour évaluer l’impact de ces effets sur la collectivité. Voici

une description des principales « familles » de coûts externes rencontrées au cours de l’étude bibliographique :

- le coût des dommages, qui consiste à quantifier puis monétariser les pertes et nuisances pour la

collectivité imputables { l’externalité devant être valorisée, ce qui nécessite généralement une expertise

scientifique pour la mesure de l’impact (élaboration de fonctions dose-réponse, production de modèles,

…) ;

- les coûts de réduction ou d’abattement (les coûts d’évitement peuvent aussi être inclus dans ce type de

coûts externes), qui se basent sur l’estimation du coût des mesures permettant de réduire les effets de

l’externalité { monétariser ;

- les consentements à payer (ou à recevoir), qui visent à déduire la valeur accordée par la société aux

effets d’une externalité { partir de dispositions { payer individuelles pour réduire ces effets.

Ces divers types de coûts externes se distinguent donc par leur approche pour appréhender l’impact d’une

externalité. La mise en œuvre d’une des approches plutôt qu’une autre peut par conséquent aboutir à des

résultats très différents, n’ayant pas vocation { être comparés. Ce constat peut s’illustrer avec une comparaison

des valeurs obtenues par le coût des dommages et par les coûts d’abattement (ou de réduction), représentées

sur le graphique suivant :

Graphe 13 : Coût marginal des dommages et coût marginal d’abattement.

N 1 N * N 2

Ca1

Cd1 Ca2

Cd2



Cet exemple montre que, pour un même niveau de nuisances (émissions de polluants, bruit, pertes de

biodiversité, …), les deux types de coûts externes sont différents :

- lorsque le niveau de nuisances est bas (N 1 sur le graphique ci-dessus par exemple), le coût des

dommages résultant est faible mais le coût d’abattement est lui élevé, l’effort nécessaire pour réduire

encore davantage le niveau de nuisances étant important pour la collectivité (voir les coûts Cd 1 et Ca 1

sur le graphique ci-dessus : Cd 1 < Ca 1) ;

- lorsque le niveau de nuisances est haut (N 2 sur le graphique ci-dessus par exemple), le coût des

dommages résultant est élevé mais le coût d’abattement est faible, puisque l’effort nécessaire pour

réduire le niveau de nuisances est modéré (voir les coûts Cd 2 et Ca 2 sur le graphique ci-dessus : Cd 2 >

Ca 2) ;

- pour un niveau de nuisance dit optimum (N* sur le graphique ci-dessus), le coût des dommages et le

coût d’abattement sont égaux (C* sur le graphique ci-dessus).

En outre, le choix d’un type de coût externe permet d’arrêter une approche pour l’évaluation des impacts d’une

externalité sur la collectivité, mais il ne fixe pas de méthode pour les monétariser. Il existe divers procédés de

monétarisation, répertoriés ci-après :

- les méthodes de préférences déclarées (évaluation contingente, …) ;

- les méthodes de préférences révélées (les prix hédonistes, les coûts de remplacement…) ;

- les pertes de production ;

Évaluation contingente :

Il s’agit d’une méthode de monétarisation basée sur les préférences déclarées : la valeur des effets évalués est

estimée grâce { un questionnaire soumis { un échantillon d’agents. Le questionnaire propose plusieurs options

hypothétiques pour différentes situations préétablies, parmi lesquelles l’agent doit faire son choix. Ce choix

renseigne sur la valeur que l’agent interrogé accorde { une variation de qualité ou de quantité de l’effet évalué

et permet d’en déduire des consentements { payer (ou des consentements { recevoir).

Cette méthode d’évaluation présente l’avantage de renseigner sur la valeur d’effets non-marchands (valeur

culturelle d’un écosystème par exemple). Elle implique toutefois différents biais liés { la qualité du

questionnaire (choix des options hypothétiques et des situations préétablies), à la représentativité de

l’échantillon (possibilités de transfert des résultats) et au traitement des réponses (rejet des réponses ne

privilégiant pas les intérêts réels des agents).

Méthodes de préférences déclarées :

Les méthodes de préférences déclarées sont des méthodes de monétarisation basées sur des enquêtes par

questionnaire auprès des individus. Ces questionnaires ont pour but de recueillir les déclarations des agents

(choix entre diverses options hypothétiques) et d’en déduire le coût qu’ils accordent { certains effets induit par

une externalité.

Méthodes de préférences révélées

Les méthodes de préférences révélées sont des méthodes de monétarisation basées sur l’observation du

comportement des individus. Ces comportements révèlent les préférences des individus, qui sont ensuite

monétarisées par observation (directe ou indirecte) du prix de ces préférences sur les marchés.

Méthode des prix hédonistes :

Il s’agit d’une méthode de monétarisation basée sur les préférences révélées par les marchés de l’immobilier

(variations des prix du foncier par exemple) et du travail (variations des niveaux de salaire), qui sont les



références généralement utilisées dans ce type d’études. L’objectif de la méthode des prix hédonistes consiste {

isoler l’influence de l’effet non-marchand à évaluer sur le prix du bien ou du service considéré. Les marchés de

l’immobilier ou du travail sont alors utilisés comme substituts aux marchés inexistants de certains effets non-

marchands.

La valeur d’un bien immobilier, par exemple, ne dépend pas seulement de ses caractéristiques propres : elle

varie aussi en fonction de l’environnement (services { proximité, accessibilité, nuisances subies, …). Par

conséquent, toutes autres choses étant égales par ailleurs, la valeur d’un bien immobilier varie en fonction du

niveau d’exposition au bruit ou { la pollution. Cette variation permet d’attribuer un coût { ces nuisances.

Pertes de productivité :

Il s’agit d’une méthode de monétarisation basée sur l’évaluation des effets sur la productivité (nombre de jours

d’absentéisme dus { des infections respiratoires provoquées par la pollution par exemple). Ces effets sont

généralement estimés { l’aide de fonction dose-réponse et

En conclusion, il faut garder en mémoire que les coûts externes présentés dans la littérature peuvent mesurer

différemment les impacts d’un effet externe sur la collectivité (selon le type de coût externe) et, même lorsque

cette mesure est identique, les instruments employés pour la monétariser peuvent varier et fournir des

résultats différents (selon la méthode de monétarisation). Les comparaisons entre les coûts relevés dans les

différentes études, qui sont faites dans la suite du rapport, doivent donc être relativisées car elles peuvent

concerner des approches qui ne sont pas strictement identiques.

b) Taux d’actualisation

Un des principes fondamentaux du développement durable implique la prise en compte des générations

futures. Les effets environnementaux ont une valeur { l’instant 0 qu’il convient de prendre en considération sur

le long terme. Cela se traduit, en termes d’analyse financière, par le taux d’actualisation, qui permet d’arbitrer

les coûts et bénéfices dans le futur. La préférence pour le présent se traduit par une situation d’indifférence

entre la somme S présentement et la somme S’{ une date (future) déterminée, qui conduit plus généralement à

considérer le taux d’actualisation { appliquer aux avantages et coûts.

Le taux d’actualisation est { rapprocher du taux d’intérêt, ou plutôt du taux d’escompte des banquiers.

Cependant, en premier lieu, on s’efforce de raisonner en monnaie constante, en faisant abstraction du taux

d’inflation (c’est-à-dire en le déduisant) pour considérer le taux réel. En second lieu, par rapport au calcul des

intérêts cumulés (composés), le calcul est fait « { l’envers » : on recherche la valeur présente (actuelle) d’une

somme future ; c’est-à-dire, en termes mathématiques, vis-à-vis d’une somme Sn { l’année n, la valeur { l’année

0 est :

S0 =

r) , où r est le taux d’actualisation (plus il est élevé, plus S0 est faible).

Ainsi la valeur future est d’autant plus faible que le taux d’actualisation est élevé.

Le taux d’actualisation s’applique { des valeurs constantes, c’est-à-dire ne subissant pas d’inflation. Ce taux a

été révisé en 2005 par un groupe de travail du Commissariat Général du Plan présidé par Daniel Lebègue [20] ;

le rapport de ce groupe de travail a fixé :

- un taux d’actualisation égal { 4 % ;

- une évolution décroissante après 2035, avec un taux de 3,5 % entre 2035 et 2055 et de 3 % au-delà de

2055.



En économie néo-classique et en finance moderne, le choix des investissements s’effectue { l’aide de

l’actualisation. L’utilisation de cette théorie pose cependant des problèmes d’application en matière de

développement durable. En effet l’utilisation des taux d’actualisation habituels (généralement supérieurs { 5%)

dérivés de l’observation des taux sur les marchés financiers, conduit à rabaisser fortement et donc négliger les

valeurs du futur à long terme.

Cependant, l’actualisation { elle seule ne suffit pas car il faut prendre en compte l’évolution des coûts des

externalités qui varient avec le temps (fonction du stock de la ressource, des politiques, du contexte sociétal,

etc), ainsi que les mécanismes physiques et biologiques entrant en jeux dans l’établissement des coûts

environnementaux et qui sont autant d’effets non-linéaires qui peuvent faire varier le coût dans le temps

(inertie de l’effet de serre, équilibres chimiques) qui plus et souvent fonction de probabilités.

II. Méthodologie de l’ACV

a) Méthodes de caractérisation CML et Eco-indicator 99

Ecoindicator :

C’est une méthode qui donne des indicateurs de type endPoint.

Avantages:

- La modélisation est fine car elle tient compte des phénomènes de propagation et d’exposition

o Exemple: pour la consommation des ressources le surplus d’énergie nécessaireaux futures

extractions est calculé. Donc cela introduit le concept de raréfaction des ressources

o Calcul des DALY (Disability Adjusted Life Year)

o Calcul des PDF = Potentially Disappeared Fraction of plant species

- Orientation “dommages causes” donc les indicateurs traduisent les dommages sur la santé et

l’environnement

- Approche graduelle: caractérisationdommagesindicateur unique

Inconvénients:

- Risque d’utiliser systématiquement l’indicateur unique sans analyser les résultats intermédiaires

- Méthodes de calcul moins consensuelles que CML : en particulier contribution à effet de serre exprimé

en DALY

CML :

- Méthode donnant des indicateurs midpoint.

- La plus utilisée et la plus consensuelle

- Marge d’erreur faible des indicateurs

- Plus de 50 indicateurs disponibles, il faut donc faire le tri.



LCIA METHODOLOGY CML 2002 (baseline; spreadsheet) Eco-indicator 99

Climate change (93) kg CO2-eq./kg emitted to air (38) DALYs/kg emission

- model GWP100 (J. T. Houghton, Y. Ding, D.J. Griggs, M. Noguer, P. J. van der Linden and D. Xiaosu (Eds.), 2001. IPCC Third Assessment Report: Climate Change 2001: The Scientific Basis. Cambridge University Press, Cambridge, UK.)

Effects of rising sea level, malaria and heat on Human health damage are considered. Fund 1.6 model is used to calculate damage for CO2, CH4 and N2O. Umbrella principle of Hofstetter (1998) is used for extrapolation to other gasses (Schimmel et al. 1996).

Ozone depletion (24) kg CFC-11-eq./kg emitted to air (23) DALYs/kg emission

- model ODP steady state (WMO (World Meteorological Organisation), 1992: Scientific assessment of ozone depletion: 1991. Global Ozone Research and Monitoring Project - Report no. 25. Geneva. WMO (World Meteorological Organisation), 1995: Scientific assessment of ozone depletion: 1994. Global Ozone Research and Monitoring Project - Report no. 37. Geneva. WMO (World Meteorological Organisation), 1999: Scientific assessment of ozone depletion: 1998. Global Ozone Research and Monitoring Project - Report no. 44. Geneva.)

Fate model of Slaper et al. (1992) is used. Exposure is based on the observed ozone trend by TOMS (total Ozone mapping spectrometer). Effect data from UNEP 1994 and 1998. Damage factors derived from Hofstetter (1998)

Human toxicity, including workplace and indoor pollutants

(859) kg 1,4-DCB-eq. emitted to air/kg emitted to air water, soil (55) & (6) (DALYs/kg emission)

- model HTP infinite (Huijbregts, M.A.J., 1999a: Priority assessment of toxic substances in LCA. Development and application of the multi-media fate, exposure and effect model USES-LCA. IVAM environmental research, University of Amsterdam, Amsterdam. Huijbregts, M.A.J., 2000. Priority Assessment of Toxic Substances in the frame of LCA. Time horizon dependency of toxicity potentials calculated with the multi-media fate, exposure and effects model USES-LCA. Institute for Biodiversity and Ecosystem Dynamics, University of Amsterdam, Amsterdam, The Netherlands. (http://www.leidenuniv.nl/interfac/cml/lca2/) Huijbregts, M.A.J., U. Thissen, J.B. Guinée, T. Jager, D. van de Meent, A.M.J. Ragas, A. Wegener Sleeswijk & L. Reijnders, 2000. Priority assessment of toxic substances in life cycle assessment, I: Calculation of toxicity potentials for 181 substances with the nested multi-media fate, exposure and effects model USES-LCA. Chemosphere 41: 541-573. Huijbregts, M.A.J., J.B. Guinée & L. Reijnders, 2000. Priority assessment of toxic substances in life cycle assessment, III: Export of potential impact over time and space. Chemosphere (accepted).)

Fate: EUSES Effect: Unit risk concept, factors from IRIS (US EPA). Damage factors derived from Murray et al. (1996)

Ionising radiation (25) DALYs/kg emission)

- model

No baseline

Calculated using the steps fate-exposure-effect-damage. Fate model based on the French nuclear fuel cycle (Dreicer et al 1995).Transformed to Man Sievert for tritium, carbon-14, Krypton-85 and Iodine-129. Fate, effect and damage calculated by Frischknecht et al. (1999). Direct cancer effects and hereditary effects are considered Damage from Hereditary effect

Photochemical ozone

creation (127) kg ethylene-eq./kg emitted to air (50) DALYs/kg emission)

- model POCP (Jenkins, M.E. & G.D. Hayman, 1999: Photochemical ozone creation potentials for oxygenated volatile organic compounds: sensitivity to variations in kinetic and mechanistic parameters. Atmospheric Environment 33: 1775-1293. Derwent, R.G., M.E. Jenkins, S.M. Saunders & M.J. Pilling, 1998. Photochemical ozone creation potentials for organic compounds in Northwest Europe calculated with a master chemical mechanism. Atmospheric Environment, 32. p 2429-2441; high NOx).

Fate model taking into account residence time and dilution height. Umbrella principle for individual VOCs. Dosis-response relationships are used to calculate the effects. Damage factors derived from Hofstetter (1998)

Acidification (5) kg SO2-eq./kg emitted to air (3) PDF/m3/yr) - model AP ( Huijbregts, M., 1999b: Life Cycle Impact Assessment of acidifying and eutrophying air pollutants.

Calculation of equivalency factors with RAINS-LCA. Interfaculty Department of Environmental Science, Faculty of Environmental Science, University of Amsterdam, The Netherlands; average

Only airborne emissions taken into account, This impact category is combined with Eutrophication. It uses a GIS system for the Netherlands. Dutch model MOVE developed by RIVM, combines fate



Europe total, A&B) with effect, translates changes in deposition in changes in species disappearance. Effect is modelled by SMART (RIVM), and assesses disappearance of target species

Terrestrial eutrophication

(54) kg PO43--eq./kg emitted to air, water, soil (3) DALYs/kg emission)

- model Generic EP for each eutrophying emission to air, water and soil, fate not included (Heijungs, R., J. Guinée, G. Huppes, R.M. Lankreijer, H.A. Udo de Haes, A. Wegener Sleeswijk, A.M.M. Ansems, P.G. Eggels, R. van Duin, H.P. de Goede, 1992: Environmental Life Cycle Assessment of products. Guide and Backgrounds. Centre of Environmental Sciences (CML), Leiden University, Leiden.)

Terrestrial eutrophication grouped with terrestrial acidification. The damage caused by fertilisers that are deliberately applied on agricultural soil is already included in the land-use damage factors, and should not be considered in the acidification category.

Aquatic eutrophication

(54) kg PO43--eq./kg emitted to air, water, soil (200) PDF/m3/yr/kg emission

- model generic EP for each eutrophying emission to air, water and soil, fate not included (Heijungs, R., J. Guinée, G. Huppes, R.M. Lankreijer, H.A. Udo de Haes, A. Wegener Sleeswijk, A.M.M. Ansems, P.G. Eggels, R. van Duin, H.P. de Goede, 1992: Environmental Life Cycle Assessment of products. Guide and Backgrounds. Centre of Environmental Sciences (CML), Leiden University, Leiden.)

Fate: EUSES. Effect: dose-response curves and based on non observed effect concentration, expressed as PAF. Main route is water.

Ecotoxicity (892) kg 1,4-DCB-eq. emitted to fresh water, sea water or soil/kg emitted m2.yr

- model 3 separate impact categories for resp. Fresh Aquatic, Marine Aquatic and Terrestrial Ecotoxicity; FAETP infinite, MAETP infinite and TETP infinite (Huijbregts, 1999 & 2000; see above)

Land transformation and occupation is included. Based on species-area relationship, mainly based on the work of Köllner and Rüdi Müller-Wenk

Land use m2.yr/m2.yr MJ surplus energy, Resources, based on Chapman and Roberts (1982), and Müller-Wenk (1998);

- model Land competition, unweighted aggregation of land use (15. Guinée, J.B. (Ed.), M. Gorrée, R. Heijungs, G. Huppes, R. Kleijn, A. de Koning, L. van Oers, A. Wegener Sleeswijk, S.Suh, H.A. Udo de Haes, J.A. de Bruijn, R. van Duin and M.A.J. Huijbregts, 2002. Handbook on Life Cycle Assessment: Operational Guide to the ISO Standards. Series: Eco-efficiency in industry and science. Kluwer Academic Publishers. Dordrecht).

For fuels: When conventional sources are depleted, a future energy mix of shale, oil or gas is used. Surplus energy concept from Muller-Wenk. For minerals: Chapman and Roberts 1982 describes the relation between resource availability and the concentration. After extraction, extra energy is needed to extract the same amount.

Resource consumption

(88) kg antimony eq./kg extracted (0) DALYs/Pa^2.s)

- model ADP based on ultimate reserves and yearly extraction rates (15. Guinée, J.B. (Ed.), M. Gorrée, R. Heijungs, G. Huppes, R. Kleijn, A. de Koning, L. van Oers, A. Wegener Sleeswijk, S.Suh, H.A. Udo de Haes, J.A. de Bruijn, R. van Duin and M.A.J. Huijbregts, 2002. Handbook on Life Cycle Assessment: Operational Guide to the ISO Standards. Series: Eco-efficiency in industry and science. Kluwer Academic Publishers. Dordrecht). Primary energy carriers and minerals assessed together. For biotic resources no baseline; reserves and deaccumulation rate as alternative

MJ surplus energy, Resources, based on Chapman and Roberts (1982), and Müller-Wenk (1998);

Noise no baseline Missing

- model no baseline

Accidents no baseline Missing

- model

Human Health (HH)

Natural environment (NE)

PDF-m2-yr

Natural resources (98) Primary energy carriers and minerals assessed together. ADP based on ultimate reserves and extraction rates

MJ surplus energy, Resources

Tableau 14 : Comparatif de deux méthodes de caractérisation. Source: ILCD Handbook, commission européenne [18]



b) Les trois perpectives de ReCiPe

Extrait du manuel de ReCiPe 2008 [16].

Tableau 15 : Aperçu des choix réalisés par ReCiPe pour les trois perspectives pour le mécanisme environnemental 1 (permettant d'obtenir des impacts de la catégorie midpoint). Source : [16]

To midpoint impact

category:

Perspective

Individualist Perspective

Hierachist Perspective

Egalitarian

climate change 20-yr time horizon 100 yr 500 yr

ozone depletion – – – terrestrial acidification

20-yr time horizon 100 yr 500 yr

freshwater eutrophication

– – –

marine eutrophication

– – –

human toxicity 100-yr time horizon infinite infinite

organics: all exposure routes Metals : drinking water and air only Only carcinogenic chemicals with

TD50 classified as 1, 2A, 2B by IARC

all exposure routes for all chemicals all carcinogenic

chemicals with re- ported

TD50

all exposure routes for all chemicals all carcinogenic

chemicals with re-

ported TD50

photochemical

oxidant formation - - -

particulate matter

formation

- - -

terrestrial

ecotoxicity

100-yr time horizon infinite infinite

freshwater

ecotoxicity

100-yr time horizon infinite infinite

marine ecotoxicity sea + ocean for organics and non-essential

metals. for essential metals the sea

compartment is included only,

excluding the oceanic compartments

sea + ocean for all chemicals

sea + ocean for all chemicals

ionising radiation 100-yr time horizon 100 000 yr 100 000 yr

agricultural land

occupation

- - -

urban land

occupation

- - -

natural land

occupation

- - -

Water depletion - - -

mineral resource

depletion

- - -

fossil fuel depletion - - -



To midpoint impact

category:

Perspective

Individualist Perspective

Hierachist Perspective

Egalitarian

climate change Full adaptation : no cardiovascular risks no malnutrition

low-range RR for natural disasters Dispersal of species assumed

Mean adpatation : Mean relative risk for all mechanisms

No Diarrhoea: if GDP > 6000$/yr

Dispersal

No adaptation : high cardiovascular risks high risk for disasters

high risk for malnutrition no dispersal

ozone depletion – – – terrestrial acidification

20-yr time horizon 100 yr 500 yr

freshwater eutrophication

NA NA NA

marine eutrophication

– – –

human toxicity

photochemical

oxidant formation - - -

particulate matter

formation

- - -

terrestrial ecotoxicity

freshwater

ecotoxicity

marine ecotoxicity

ionising radiation - - -

agricultural land

occupation

- - -

land occupation Positive effects of land expansion are considered

Fragmentation problem considered

No prositive effects of land expansion considered Maximum restoration times

Water depletion NA NA NA

mineral resource

depletion

- - -

fossil fuel depletion Time horizon - 2030 For coal: time horizon – 2030 For all other fossils: 2030-2080

For coal: time horizon – 2030 For all other fossils: 2030-2080

Tableau 16 : Aperçu des choix réalisés par ReCiPe pour les trois perspectives pour le mécanisme environnemental 2 entre les niveaux midpoint et endpoint. Source : [16]



III. Monétarisation du changement climatique

Figure 12 : Niveaux de stabilisation des concentrations en GES (en ppm éq. CO2), fourchettes de probabilité de hausse de température et effets potentiels associés (source : GIEC)



Tableau 17 : Valeur de la tonne de CO2 en €2008 et hypothèses. Source: SETRA [9]

IV. Monétarisation de la santé humaine

Figure 13 : Aperçu des conséquences de la pollution atmosphérique sur la santé, autant d'élément à prendre en compte dans la monétarisation. Source : direction de la santé publique de Montréal, 2003.



Tableau 18 : Valeurs monétaires (€1998) pour les impacts sur la santé. Source : UNITE, basé sur Friedrich et Bickel (2001)

V. Monétarisation des écosystèmes

Figure 14 : Classification des services écosystémiques proposée dans le Millenium Ecosystem Assessment (MEA)



VI. Données d’entrée de l’ACV du guide point de vente

Composants :

Composant Masse (g)

Papier 209 + 48,1 de gâche

Encre 9+2,1 de gâche

Vernis 0,5+0,1 de gâche

Colle 0,04

Agrafe 0,08

Tableau 19 : Masses par composants d'une unité fonctionnelle du guide point de vente

Emballages :

Phase Type Masse (g) Ex. par unité

Fabrication Stockage + Stockage

point de vente

Film thermo

rétractable

7,2 25

Fabrication Stockage Palette 25 000 4000

Stockagepoint de vente Carton 900 25

Tableau 20 : Emballages du guide point de vente

Le poids du carton (900 g) est une estimation par rapport à ses dimensions. Il est rempli également

d’autres éléments, seul 12% de l’impact du carton est attribué au guide PDV.

La colle est estimée via de l’acétate de vinyle.

Transports :

Phase Distance retenue (km)

Fournisseur fabricant hors papier carton 200

Fournisseur fabricant papier carton 500

Fabrication Stockage 80

Stockage point de vente 650

Tableau 21 : Etapes de transport du guide point de vente et distances correspondantes

Energie liée au façonnage :

Le façonnage ne concerne que les consommations d’énergie. L’impact de la gâche est dans la phase

« composants ». L’énergie dépensée est de 0,0018 kWh/exemplaire.



Fin de vie :

La fin de vie sur le lieu de stockage est négligée, et seule la fin de vie sur le point de vente et chez le

consommateur est prise en compte.

Eléments Hypothèse fin de vie

Palette 3 utilisations puis 37% incinération 63% enfouissement

Guide (papier, colle, vernis,

agrafes, encre)

54% recyclage, 27% incinération, 19% enfouissement

Carton 89% recyclage, 7% enfouissement, 4% incinération

Film Plastique 58% incinération, 42% enfouissement

Tableau 22 : Hypothèses de fin de vie pour les éléments intervenant dans le cycle de vie

Les valeurs en italique sont issues des données ADEME pour les emballages ménagers et industriels en

2008, et du Bilan Carbone V6. Les bases de données ne fournissent pas les impacts précis liés au

traitement des encres, vernis, colle. Elles sont assimilées à de la peinture pour la fin de vie car la

peinture contient également une forte proportion de solvants.

L’incertitude sur la fin de vie est avant tout liée aux hypothèses de traitement.

VII. Résultats graphiques de l’ACV

a) Midpoints



Graphe 14 : Résultats de l'ACV par étapes du cycle de vie pour tous les indicateurs midpoints de ReCiPe

Graphe 15 : Résultats de l'ACV par composant pour tous les indicateurs midpoints de ReCiPe

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%


Façonnage

Emballages

Transport

Composants

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

Agrafes

Colle

Vernis

Encre

Papier couché



b) Endpoints

Graphe 16 : Résultats de l'ACV par étape du cycle de vie pour tous les indicateurs endpoints de ReCiPe

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%Fo

ssil

de

ple

tio

n

Me

tal d

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leti

on

Clim

ate

ch

ange

Hu

man

He

alth

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rial

eco

toxi

city

Urb

an la

nd

occ

up

atio

n$ DALY species.yr

Fin de vie guide etemballages

Façonnage

Emballages

Transport

Composants



Graphe 17 : Résultats de l'ACV par composant pour tous les indicateurs endpoints de ReCiPe

VIII. Tables de données

a) Résultats des ACV :

Catégorie d’impact Composants Transport Emballages Façonnage

Fin de vie guide et emballages

kg 1,4-DB eq 3,00E+05 9,64E+03 2,74E+03 2,15E+02 3,95E+04 Freshwater

ecotoxicity 6,04E+03 1,96E+02 6,41E+01 2,90E+00 6,64E+02 Human toxicity 2,88E+05 9,23E+03 2,62E+03 2,08E+02 3,82E+04 Marine ecotoxicity 5,45E+03 2,07E+02 5,37E+01 3,23E+00 6,35E+02 Terrestrial

ecotoxicity 3,59E+02 8,49E+00 2,39E+00 5,54E-02 2,11E+00 kg CFC-11 eq 6,26E-02 1,19E-02 8,51E-04 1,46E-05 3,50E-03

Ozone depletion 6,26E-02 1,19E-02 8,51E-04 1,46E-05 3,50E-03 kg CO2 eq 6,06E+05 7,18E+04 9,61E+03 2,96E+02 1,00E+05

Climate change 6,06E+05 7,18E+04 9,61E+03 2,96E+02 1,00E+05 kg Fe eq 2,96E+04 3,89E+03 4,41E+02 2,48E+01 4,32E+02

Metal depletion 2,96E+04 3,89E+03 4,41E+02 2,48E+01 4,32E+02 kg N eq 1,32E+03 2,23E+02 1,57E+01 3,42E-01 3,04E+02

Marine eutrophication 1,32E+03 2,23E+02 1,57E+01 3,42E-01 3,04E+02

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

Foss

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Clim

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ch

ange

Hu

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He

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aci

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ion

Terr

est

rial

eco

toxi

city

Urb

an la

nd

occ

up

atio

n

$ DALY species.yr

Agrafes

Colle

Vernis

Encre

Papier couché



kg NMVOC 3,01E+03 6,93E+02 3,48E+01 9,38E-01 3,03E+02 Photochemical

oxidant formation 3,01E+03 6,93E+02 3,48E+01 9,38E-01 3,03E+02 kg oil eq 2,27E+05 2,77E+04 3,81E+03 7,90E+01 8,06E+03

Fossil depletion 2,27E+05 2,77E+04 3,81E+03 7,90E+01 8,06E+03 kg P eq 3,33E+02 6,89E+00 2,82E+00 1,45E-01 1,97E+00

Freshwater eutrophication 3,33E+02 6,89E+00 2,82E+00 1,45E-01 1,97E+00 kg PM10 eq 1,30E+03 1,76E+02 1,13E+01 6,02E-01 6,36E+01

Particulate matter formation 1,30E+03 1,76E+02 1,13E+01 6,02E-01 6,36E+01 kg SO2 eq 3,06E+03 3,98E+02 2,98E+01 1,54E+00 1,39E+02

Terrestrial acidification 3,06E+03 3,98E+02 2,98E+01 1,54E+00 1,39E+02 kg U235 eq 1,59E+05 6,26E+03 1,37E+03 3,63E+03 1,71E+03

Ionising radiation 1,59E+05 6,26E+03 1,37E+03 3,63E+03 1,71E+03 m2 4,13E+02 2,65E+01 4,03E+00 4,22E-02 3,92E+00

Natural land transformation 4,13E+02 2,65E+01 4,03E+00 4,22E-02 3,92E+00 m2a 2,10E+06 9,87E+02 2,23E+04 7,96E+00 5,03E+02

Agricultural land occupation 2,06E+06 2,94E+02 2,19E+04 6,08E+00 6,84E+01

Urban land occupation 3,52E+04 6,93E+02 3,22E+02 1,88E+00 4,35E+02 m3 2,39E+04 3,12E+02 1,27E+02 1,87E+01 1,76E+02

Water depletion 2,39E+04 3,12E+02 1,27E+02 1,87E+01 1,76E+02 Total général 3,45E+06 1,22E+05 4,05E+04 4,27E+03 1,51E+05

Tableau 23 : Résultats midpoints de l'ACV du guide point de vente par étape du cycle de vie

Catégorie d’impact Composants Transport Emballages Façonnage Fin de vie guide et

emballages

Agricultural land occupation 99% 0% 1% 0% 0%

Climate change 77% 9% 1% 0% 13%

Fossil depletion 85% 10% 1% 0% 3%

Freshwater ecotoxicity 87% 3% 1% 0% 10%

Freshwater eutrophication 97% 2% 1% 0% 1%

Human toxicity 85% 3% 1% 0% 11%

Ionising radiation 92% 4% 1% 2% 1%

Marine ecotoxicity 86% 3% 1% 0% 10%

Marine eutrophication 71% 12% 1% 0% 16%

Metal depletion 86% 11% 1% 0% 1%

Natural land transformation 92% 6% 1% 0% 1%

Ozone depletion 79% 15% 1% 0% 4%

Particulate matter formation 84% 11% 1% 0% 4%

Photochemical oxidant formation 74% 17% 1% 0% 7%

Terrestrial acidification 84% 11% 1% 0% 4%

Terrestrial ecotoxicity 96% 2% 1% 0% 1%

Urban land occupation 96% 2% 1% 0% 1%

Water depletion 97% 1% 1% 0% 1%



Total général 92% 3% 1% 0% 4% Tableau 24 : Part de chaque étape du cycle de vie dans par impact midpoint

Catégorie d’impact Papier couché Encre Vernis Colle Agrafes kg 1,4-DB eq 2,86E+05 1,20E+04 1,00E+03 5,78E+01 5,34E+02

Freshwater ecotoxicity 5,68E+03 2,88E+02 2,08E+01 1,13E+00 4,91E+01 Human toxicity 2,75E+05 1,13E+04 9,58E+02 5,55E+01 4,33E+02 Marine ecotoxicity 5,14E+03 2,41E+02 2,15E+01 1,13E+00 5,11E+01 Terrestrial ecotoxicity 2,47E+02 1,12E+02 2,14E-01 3,13E-02 1,39E-01

kg CFC-11 eq 5,27E-02 9,54E-03 2,89E-04 1,62E-05 3,75E-05 Ozone depletion 5,27E-02 9,54E-03 2,89E-04 1,62E-05 3,75E-05

kg CO2 eq 5,68E+05 3,49E+04 2,01E+03 1,44E+02 6,86E+02 Climate change 5,68E+05 3,49E+04 2,01E+03 1,44E+02 6,86E+02

kg Fe eq 2,51E+04 2,39E+03 1,63E+02 9,44E+00 1,92E+03 Metal depletion 2,51E+04 2,39E+03 1,63E+02 9,44E+00 1,92E+03

kg N eq 1,20E+03 1,12E+02 1,88E+00 1,07E-01 7,01E-01 Marine eutrophication 1,20E+03 1,12E+02 1,88E+00 1,07E-01 7,01E-01

kg NMVOC 2,85E+03 1,52E+02 6,38E+00 5,62E-01 2,23E+00 Photochemical oxidant formation 2,85E+03 1,52E+02 6,38E+00 5,62E-01 2,23E+00

kg oil eq 1,97E+05 2,95E+04 9,75E+02 1,01E+02 1,98E+02 Fossil depletion 1,97E+05 2,95E+04 9,75E+02 1,01E+02 1,98E+02

kg P eq 3,20E+02 1,18E+01 1,08E+00 6,58E-02 3,28E-01 Freshwater eutrophication 3,20E+02 1,18E+01 1,08E+00 6,58E-02 3,28E-01

kg PM10 eq 1,24E+03 5,89E+01 2,73E+00 1,61E-01 3,12E+00 Particulate matter formation 1,24E+03 5,89E+01 2,73E+00 1,61E-01 3,12E+00

kg SO2 eq 2,87E+03 1,85E+02 8,12E+00 4,78E-01 3,13E+00 Terrestrial acidification 2,87E+03 1,85E+02 8,12E+00 4,78E-01 3,13E+00

kg U235 eq 1,51E+05 7,24E+03 7,02E+02 4,56E+01 1,41E+02 Ionising radiation 1,51E+05 7,24E+03 7,02E+02 4,56E+01 1,41E+02

m2 3,83E+02 2,90E+01 5,33E-01 4,98E-02 7,49E-02 Natural land transformation 3,83E+02 2,90E+01 5,33E-01 4,98E-02 7,49E-02

m2a 2,09E+06 1,24E+04 5,57E+01 3,07E+00 2,75E+01 Agricultural land occupation 2,05E+06 1,21E+04 4,40E+01 2,42E+00 1,77E+01 Urban land occupation 3,48E+04 3,29E+02 1,17E+01 6,51E-01 9,83E+00

m3 2,36E+04 3,30E+02 1,39E+01 1,54E+00 4,53E+00 Water depletion 2,36E+04 3,30E+02 1,39E+01 1,54E+00 4,53E+00

Total général 3,35E+06 9,94E+04 4,95E+03 3,63E+02 3,52E+03 Tableau 25 : Résultats midpoints de l'ACV du guide point de vente par composant

Catégorie d’impact Papier couché

Encre Vernis Colle Agrafes


Climate change 94% 6% 0% 0% 0%







Marine eutrophication 91% 9% 0% 0% 0%











Water depletion 99% 1% 0% 0% 0%

Total général 97% 3% 0% 0% 0% Tableau 26 : Part de chaque composant par impact midpoint

Catégorie de dommage Composants Transport Emballages Façonnage Fin de vie guide et

emballages $ 3,66E+06 4,45E+05 6,13E+04 1,27E+03 1,30E+05

Fossil depletion 3,66E+06 4,45E+05 6,12E+04 1,27E+03 1,29E+05 Metal depletion 2,12E+03 2,78E+02 3,15E+01 1,77E+00 3,09E+01

DALY 1,39E+00 1,53E-01 1,83E-02 7,77E-04 1,85E-01 Climate change Human

Health 8,48E-01 1,01E-01 1,35E-02 4,15E-04 1,42E-01 Human toxicity 2,01E-01 6,46E-03 1,83E-03 1,46E-04 2,67E-02 Ionising radiation 2,61E-03 1,03E-04 2,25E-05 5,95E-05 2,80E-05 Ozone depletion 1,64E-04 3,14E-05 2,25E-06 3,88E-08 9,24E-06 Particulate matter formation 3,39E-01 4,59E-02 2,95E-03 1,56E-04 1,65E-02 Photochemical oxidant

formation 1,18E-04 2,70E-05 1,36E-06 3,66E-08 1,18E-05 species.yr 3,50E-02 6,30E-04 3,50E-04 2,54E-06 8,14E-04

Agricultural land occupation 2,33E-02 3,38E-06 2,50E-04 6,82E-08 8,43E-07 Climate change Ecosystems 4,80E-03 5,70E-04 7,62E-05 2,35E-06 7,99E-04 Freshwater ecotoxicity 1,57E-06 5,10E-08 1,67E-08 7,54E-10 1,73E-07 Freshwater eutrophication 1,46E-05 3,03E-07 1,24E-07 6,39E-09 8,65E-08 Marine ecotoxicity 4,36E-09 1,65E-10 4,30E-11 2,59E-12 5,08E-10 Natural land transformation 6,08E-03 4,04E-05 1,67E-05 5,81E-08 4,43E-06 Terrestrial acidification 1,78E-05 2,31E-06 1,73E-07 8,95E-09 8,05E-07 Terrestrial ecotoxicity 4,58E-05 1,08E-06 3,04E-07 7,03E-09 2,68E-07 Urban land occupation 6,79E-04 1,34E-05 6,21E-06 3,63E-08 8,39E-06

Total général 3,66E+06 4,45E+05 6,13E+04 1,27E+03 1,30E+05 Tableau 27 : Résultats endpoint de l'ACV du guide point de vente par étape du cycle de vie

Catégorie d’impact Composants Transport Emballages Façonnag

e

Fin de vie guide et

emballages

$ 85% 10% 1% 0% 3%



DALY 80% 9% 1% 0% 11%

Climate change Human Health 77% 9% 1% 0% 13%








species.yr 95% 2% 1% 0% 2%


Climate change Ecosystems 77% 9% 1% 0% 13%








Total général 85% 10% 1% 0% 3% Tableau 28 : Part de chaque étape du cycle de vie dans les impacts endpoint

Catégorie de dommage Papier couché Encre Vernis Colle Agrafes $ 3,16E+06 4,74E+05 1,57E+04 1,62E+03 3,32E+03

Fossil depletion 3,16E+06 4,74E+05 1,57E+04 1,62E+03 3,18E+03

Metal depletion 1,80E+03 1,71E+02 1,16E+01 6,75E-01 1,37E+02

DALY 1,31E+00 7,23E-02 4,21E-03 2,83E-04 2,08E-03

Climate change Human Health 7,95E-01 4,89E-02 2,82E-03 2,02E-04 9,60E-04

Human toxicity 1,92E-01 7,94E-03 6,70E-04 3,89E-05 3,04E-04

Ionising radiation 2,48E-03 1,19E-04 1,15E-05 7,47E-07 2,31E-06

Ozone depletion 1,38E-04 2,52E-05 8,17E-07 4,24E-08 9,96E-08

Particulate matter formation 3,22E-01 1,53E-02 7,11E-04 4,18E-05 8,12E-04 Photochemical oxidant

formation 1,11E-04 5,92E-06 2,49E-07 2,19E-08 8,68E-08

species.yr 3,27E-02 2,23E-03 1,75E-05 1,26E-06 6,77E-06

Agricultural land occupation 2,31E-02 2,16E-04 4,94E-07 2,72E-08 2,03E-07

Climate change Ecosystems 4,50E-03 2,77E-04 1,60E-05 1,14E-06 5,44E-06

Freshwater ecotoxicity 1,48E-06 7,49E-08 5,42E-09 2,94E-10 1,28E-08

Freshwater eutrophication 1,40E-05 5,18E-07 4,73E-08 2,89E-09 1,44E-08

Marine ecotoxicity 4,11E-09 1,93E-10 1,72E-11 9,04E-13 4,09E-11

Natural land transformation 4,36E-03 1,72E-03 7,09E-07 6,74E-08 8,78E-07

Terrestrial acidification 1,66E-05 1,07E-06 4,71E-08 2,77E-09 1,82E-08

Terrestrial ecotoxicity 3,14E-05 1,43E-05 2,72E-08 3,97E-09 1,77E-08

Urban land occupation 6,72E-04 6,34E-06 2,26E-07 1,26E-08 1,90E-07

Total général 3,16E+06 4,74E+05 1,57E+04 1,62E+03 3,32E+03 Tableau 29 : Résultats endpoint de l'ACV du guide point de vente par composant



Catégorie d’impact Papier couché Encre Vernis Colle Agrafes

$ 86% 13% 0% 0% 0%



DALY 94% 5% 0% 0% 0%

Climate change Human Health 94% 6% 0% 0% 0%






species.yr 94% 5% 0% 0% 0%


Climate change Ecosystems 94% 6% 0% 0% 0%








Total général 86% 13% 0% 0% 0% Tableau 30 : Part de chaque composant dans les impacts endpoint

b) Résultats de la monétarisation :

Etape du cycle de vie

Climate change



Total général

Composants 20 596 € 40 250 € 3 315 € 64 161 € Transport 2 442 € 5 447 € 762 € 8 651 € Emballages 327 € 350 € 38 € 715 € Façonnage 10 € 19 € 1 € 30 € Fin de Vie 3 408 € 1 965 € 333 € 5 707 €

Tableau 31 : Résultats de la monétarisation des midpoints par étape du cycle de vie

Etape du cycle de vie Climate change Particulate matter formation Photochemical oxidant formation

Composants 32% 63% 5%

Transport 28% 63% 9%

Emballages 46% 49% 5%

Façonnage 34% 63% 3%

Fin de Vie 60% 34% 6% Tableau 32: Pourcentage du coût environnemental de chaque impact midpoint dans les étapes du cycle de vie

Composants Climate change Particulate matter formation


Total général



Papier 19 311 € 38 247 € 3 138 € 60 695 € Encre 1 188 € 1 818 € 167 € 3 173 € Colle 5 € 5 € 1 € 10 € Vernis 69 € 84 € 7 € 160 € Agrafes 23 € 96 € 2 € 122 €

Tableau 33 : Résultats de la monétarisation des midpoints par composant

Composant Climate change Particulate matter formation Photochemical oxidant formation

Papier 32% 63% 5%

Encre 37% 57% 5%

Colle 47% 47% 6%

Vernis 43% 53% 4%

Agrafes 19% 79% 2% Tableau 34 : Pourcentage du coût environnemental de chaque impact midpoint dans les composants

Catégorie d’impact Composants Transport Emballages Façonnage Fin de vie

Agricultural land occupation 1 003 701 € 146 € 10 750 € 3 € 36 €

Climate change Ecosystems 206 554 € 24 489 € 3 277 € 101 € 34 373 €

Climate change Human Health 34 286 € 4 065 € 544 € 17 € 5 720 €

Freshwater ecotoxicity 68 € 2 € 1 € <1 € 7 €

Freshwater eutrophication 629 € 13 € 5 € <1 € 4 €

Human toxicity 35 098 € 1 126 € 320 € 25 € 4 664 €

Ionising radiation 456 € 18 € 4 € 10 € 5 €

Marine ecotoxicity <1 € <1 € <1 € <1 € <1 €

Natural land transformation 261 391 € 1 738 € 718 € 2 € 190 €

Ozone depletion 7 € 1 € <1 € <1 € <1 €

Particulate matter formation 56 160 € 7 600 € 488 € 26 € 2 742 €

Photochemical oxidant formation 20 € 5 € <1 € <1 € 2 €

Terrestrial acidification 764 € 99 € 7 € <1 € 35 €

Terrestrial ecotoxicity 1 969 € 46 € 13 € <1 € 12 €

Urban land occupation 29 177 € 575 € 267 € 2 € 361 €

Total général 4 148 893 € 346 278 € 58 576 € 1 063 € 137 307 €

Tableau 35 : Résultats maximum de la monétarisation des endpoints par étape du cycle de vie



Graphe 18 : Résultats maximum de la monétarisation des endpoints par étape du cycle de vie, pour les catégories changement climatique, oxydation photochimique et formation de particules

Catégorie d’impact Composants Transport Emballages Façonnage Fin de vie

Agricultural land occupation 44 350 € 6 € 475 € <1 € 2 €

Climate change Ecosystems 9 127 € 1 082 € 145 € 4 € 1 519 €

Climate change Human Health 11 547 € 1 369 € 183 € 6 € 1 927 €

Fossil depletion 2 517 156 € 306 164 € 42 159 € 874 € 89 134 €

Freshwater ecotoxicity 14 € <1 € <1 € <1 € 2 €


Human toxicity 11 821 € 379 € 108 € 9 € 1 571 €

Ionising radiation 153 € 6 € 1 € 3 € 2 €


Metal depletion 1 458 € 191 € 22 € 1 € 21 €

Natural land transformation 11 550 € 77 € 32 € <1 € 8 €

Ozone depletion 2 € <1 € <1 € <1 € <1 €

Particulate matter formation 18 915 € 2 560 € 165 € 9 € 923 €

Photochemical oxidant formation 7 € 2 € 0,08 € 0,002 € 1 €

- €

50 000 €

100 000 €

150 000 €

200 000 €

250 000 €

300 000 €

350 000 €




Climate change Human Health

Climate change Ecosystems



Terrestrial acidification 34 € 4 € <1 € <1 € 2 €

Terrestrial ecotoxicity 87 € 2 € 1 € <1 € 1 €

Urban land occupation 1 289 € 25 € 12 € <1 € 16 €

Total général 2 627 641 € 311 872 € 43 303 € 907 € 95 128 €

Tableau 36 : Résultats minimum de la monétarisation des endpoints par étape du cycle de vie

Graphe 19 : Résultats minimum de la monétarisation des endpoints par étape du cycle de vie, pour les catégories changement climatique, oxydation photochimique et formation de particules

Catégorie d’impact Papier Encre Vernis Colle Agrafes

Agricultural land occupation 994 377 € 9 293 € 21 € 1 € 9 €

Climate change Ecosystems 193 669 € 11 915 € 687 € 49 € 234 €

Climate change Human Health 32 147 € 1 978 € 114 € 8 € 39 €

Fossil depletion 2 176 558 € 326 500 € 10 794 € 1 113 € 2 191 €

Freshwater ecotoxicity 64 € 3 € <1 € <1 € 1 €


Human toxicity 33 537 € 1 385 € 117 € 7 € 53 €

Ionising radiation 432 € 21 € 2 € <1 € <1 €


Metal depletion 1 237 € 118 € 8 € <1 € 95 €

Natural land transformation 187 400 € 73 919 € 3<1 € 3 € 38 €

Ozone depletion 6 € 1 € <1 € <1 € <1 €

Particulate matter formation 53 364 € 2 537 € 118 € 7 € 135 €

Photochemical oxidant formation 19 € 1 € 0,043 € 0,004 € 0,015 €

Terrestrial acidification 715 € 46 € 2 € <1 € 1 €

Terrestrial ecotoxicity 1 351 € 616 € 1 € <1 € 1 €

- €

5 000 €

10 000 €

15 000 €

20 000 €

25 000 €

30 000 €

35 000 €

40 000 €

45 000 €



Particulate matterformation

Climate change HumanHealth




Urban land occupation 28 886 € 273 € 1<1 € 1 € 8 €

Total général 3 704 367 € 428 627 € 11 907 € 1 190 € 2 803 €

Tableau 37 : Résultats maximum de la monétarisation des endpoints par composant

Graphe 20 : Résultats maximum de la monétarisation des endpoints par composant, pour les catégories changement climatique, oxydation photochimique et formation de particules

Catégorie d’impact Papier Encre Vernis Colle Agrafes

Agricultural land occupation 43 938 € 411 € 1 € <1 € <1 €

Climate change Ecosystems 8 557 € 526 € 30 € 2 € 10 €

Climate change Human Health 10 827 € 666 € 38 € 3 € 13 €

Fossil depletion 2 176 558 € 326 500 € 10 794 € 1 113 € 2 191 €

Freshwater ecotoxicity 13 € 1 € <1 € <1 € <1 €

Freshwater eutrophication 126 € 5 € <1 € <1 € <1 €

Human toxicity 11 295 € 466 € 39 € 2 € 18 €

Ionising radiation 146 € 7 € 1 € <1 € <1 €


Metal depletion 1 237 € 118 € 8 € <1 € 95 €

Natural land transformation 8 280 € 3 266 € 1 € <1 € 2 €

Ozone depletion 2 € <1 € <1 € <1 € <1 €

Particulate matter formation 17 973 € 854 € 40 € 2 € 45 €

Photochemical oxidant formation 7 € <1 € <1 € <1 € <1 €

Terrestrial acidification 32 € 2 € <1 € <1 € <1 €

Terrestrial ecotoxicity 60 € 27 € <1 € <1 € <1 €

Urban land occupation 1 276 € 12 € <1 € <1 € <1 €

Total général 2 280 328 € 332 862 € 10 954 € 1 123 € 2 375 €

Tableau 38 : Résultats minimum de la monétarisation des endpoints par composant

- €

50 000 €

100 000 €

150 000 €

200 000 €

250 000 €

300 000 €

Papier Encre Vernis Colle Agrafes



Climate change HumanHealth




Graphe 21 : Résultats minimum de la monétarisation des endpoints par composant, pour les catégories changement climatique, oxydation photochimique et formation de particules

c) Comparaison de la monétarisation à partir des midpoints avec la

monétarisation à partir des endpoints

Graphe 22 : Comparaison des résultats de monétarisation (€2011) des méthodes midpoint (MP) et endpoint (EP) (minimum) par étape du cycle de vie

- €

5 000 €

10 000 €

15 000 €

20 000 €

25 000 €

30 000 €

35 000 €

40 000 €

Papier Encre Vernis Colle Agrafes



Climate change Human Health


- €

5 000 €

10 000 €

15 000 €

20 000 €

25 000 €

30 000 €

35 000 €

40 000 €

45 000 €

Co

mp

osa

nts

Co

mp

osa

nts

Tra

nsp

ort

Tra

nsp

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Em

bal

lage

s

Em

bal

lage

s

Faç

on

nag

e

Faç

on

nag

e

Fin

de

vie

Fin

de

vie

MP EP MP EP MP EP MP EP MP EP

Climate change





Graphe 23 : Comparaison des résultats de monétarisation (€2011) des méthodes midpoint (MP) et endpoint (EP) (maximum) par étape du cycle de vie

Graphe 24 : Comparaison des résultats de monétarisation (€2011) des méthodes midpoint (MP) et endpoint(EP) (minimum) par composants

- €

50 000 €

100 000 €

150 000 €

200 000 €

250 000 €

300 000 €

Co

mp

osa

nts

Co

mp

osa

nts

Tra

nsp

ort

Tra

nsp

ort

Em

bal

lage

s

Em

bal

lage

s

Faç

on

nag

e

Faç

on

nag

e

Fin

de

vie

Fin

de

vie


Climate change



- €

5 000 €

10 000 €

15 000 €

20 000 €

25 000 €

30 000 €

35 000 €

40 000 €

45 000 €

Pap

ier

Pap

ier

En

cre

En

cre

Ve

rnis

Ve

rnis

Co

lle

Co

lle

Agr

afes

Agr

afes


Climate change





Graphe 25 : Comparaison des résultats de monétarisation (€2011) des méthodes midpoint (MP) et endpoint(EP) (maximum) par composants

- €

50 000 €

100 000 €

150 000 €

200 000 €

250 000 €

Pap

ier

Pap

ier

En

cre

En

cre

Ve

rnis

Ve

rnis

Co

lle

Co

lle

Agr

afes

Agr

afes


Climate change





ABSTRACT

The following study is aimed at implementing environmental valuation methods to Life Cycle

Assessment (LCA). It was carried out within the frame of a R&D project conducted at Effet de Levier in

order to structure research efforts and identify risks and opportunities of implementing this kind of

analysis tool.

LCA outputs consist of varying impact categories which can therefore be used as a basis for

environmental monetization. The ReCiPe 2008 characterization method has been chosen to implement

this study because it is a harmonized model which offers results at both the midpoint and the endpoint

levels, therefore giving the opportunity to assess two different monetization methods: from both the

midpoint and endpoint level.

The objective of the work was to formulate factors of monetization (MF), expressed in monetary units

(€) per physical impact (i.e. midpoint) or damage (i.e. endpoint) unit from the LCA. MF calculations

were based on a literature review and took into account the assumptions of ReCiPe. Three midpoint

categories of impact have been monetized: climate change, photochemical oxidant formation and

particulate matter formation; and two endpoint categories: human health and ecosystems.

Once calculated, this methodology was then tested on a genuine case of LCA issued at Effet de Levier

involving a ‘point of sale guide’. This implementation allowed for a comparison of the relevance of the

two models, raising major methodological and accuracy issues. In addition, this application has

provided more visibility on the R&D project and devised guidelines in considering the launch of such an

analysis tool by Effet de Levier.

Key-words: Life Cycle Assessment, environmental valuation, environmental effects, externalities,

environmental economics, sustainable development consulting.



RESUME

L’étude consiste en l’application des pratiques de monétarisation des effets environnementaux {

l’Analyse de cycle de Vie (ACV). Cette démarche s’est inscrite dans le cadre du projet de R&D d’Effet de

Levier afin de structurer l’effort de recherche et d’identifier les risques et les opportunités de la

construction d’un tel outil.

Les indicateurs d’impacts calculés par l’ACV permettent en effet de servir de socle { la monétarisation

de l’environnement. La méthode de caractérisation de l’ACV ReCiPe 2008 a été choisie pour cet exercice

car elle permet d’obtenir des résultats { la fois sous forme d’impacts (catégories midpoint) et de

dommages (catégories endpoint), permettant ainsi d’obtenir deux méthodes de monétarisation

différentes et de les comparer.

L’objectif de ce travail était donc de construire des facteurs de monétarisation (FM), exprimés en unité

monétaire (€) par unité physique d’impact ou de dommage de l’ACV. Ces FM ont été calculés { partir de

d’une revue de littérature en prenant en compte les hypothèses avancées par ReCiPe. Trois catégories

d’impact ont ainsi été monétarisées : changement climatique, formation d’oxydant photochimique

(ozone) et formation de particules ; ainsi que deux catégories de dommages : santé humaine et

écosystèmes.

Une fois ces FM calculés, la méthode a été testée sur un cas concret d’ACV réalisée par le cabinet sur un

guide point de vente. Cette mise en application a permis de comparer la pertinence des deux modèles,

et de soulever des points de méthodologie et de précision importants à considérer pour poursuivre le

travail. En outre, cette application a donné plus de visibilité sur le projet de R&D et fourni des pistes de

réflexion concernant l’éventuelle mise sur le marché d’une telle prestation { Effet de Levier.

Mots-clés : Analyse de Cycle de Vie, monétarisation, effets environnementaux, externalités, économie de

l’environnement, conseil en développement durable.

la monétarisation des effets environnementaux...

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