Déchets, Sciences & Techniques

N°61


Etude expérimentale de l’incidence du niveau de démantèlement sur le taux de valorisation avant broyage des véhicules hors d’usage (VHU)


Alexis Schmid, Pascale Naquin et Rémy Gourdon

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Résumé

Afin de déterminer les principaux leviers qui permettraient d’améliorer dans des conditions acceptables les taux de valorisation des VHU, ACYCLEA (groupe PRAXY) a lancé en 2009 un programme de recherche intitulé OPTIVAL VHU en collaboration avec l’INSA de Lyon. Dans ce cadre, des campagnes expérimentales de déconstruction et de broyage visant à comparer différents scenarii de déconstruction ont été réalisées sur des lots de VHU, avec le soutien de l’ADEME et à travers un groupement de professionnels. Cet article présente les premiers résultats, qui concernent les bilans matière des opérations de dépollution / sécurisation et démantèlement / platinage. La phase de broyage et l’analyse d’autres critères d’évaluation feront l’objet de publications ultérieures.
Le recensement et l’analyse des données bibliographiques révèlent que la masse moyenne des VHU a augmenté significativement dans la période de temps étudiée, passant de 910 kg en 1985 à près de 970 kg en 1997. Dans le même temps, la proportion de métaux ferreux a baissé, partiellement compensée par une augmentation des matériaux polymères, alors que les proportions en métaux non ferreux apparaissent stables au regard de la variabilité des données disponibles entachées de fortes incertitudes.
Les campagnes expérimentales ont chacune traité des échantillons d’au moins 90 VHU, dont la masse et l’âge moyens ont été évaluées à 989 kg / VHU et 14 ans respectivement. La masse des matériaux retrirés lors des opérations de dépollution / sécurisation est de 3,6 +/0,1 % de la masse des véhicules. La contribution de ces opérations au taux de recyclage des métaux ne concerne que le plomb des batteries et représente seulement environ 1 % de la masse des VHU.
La contribution des opérations de démantèlement / platinage au calcul des taux de valorisation est plus élevée que celle des opérations précédentes. Les campagnes d’essais montrent que le taux de valorisation augmente logiquement avec le niveau de démantèlement réalisé, passant de 5 % de la masse moyenne des VHU pour le scénario minimal à près de 10 % pour le scénario le plus poussé. La contribution au taux de recyclage des métaux est assez faible cependant (de l’ordre de 2,6 à 2,8 % de la masse moyenne des véhicules). Elle est peu affectée par le niveau de démantèlement.

Abstract

To identify key factors for improving the recovery rates of ELVs, ACYCLEA (PRAXY group) launched in 2009 the “OPTIVAL VHU” research program in collaboration with INSA Lyon. Experimental campaigns were conducted to compare different scenarios of deconstruction, with the support of ADEME. This article presents the first results obtained, which concern the material balances on the stages of depollution (cleanup) and dismantling. Results on the shredding stage and the analysis of other evaluation criteria will be published later.
The identification and analysis of bibliographic data revealed that the average weight of ELVs increased significantly in the time period studied, from 910 kg in 1985 to nearly 970 kg in 1997. At the same time, the proportion of ferrous metals declined, partially offset by an increase in polymeric materials, while the proportions of non-ferrous metals appear stable with respect to the variability of the literature data and their uncertainties. The campaigns were done on samples of 90 ELVs. The average mass and age were evaluated at 989 kg / ELV and 14 years respectively. The mass of materials removed during cleanup operations was 3.6 + / 0.1 % of the mass of vehicles. The incidence of these operations on the rate of metal recycling is related to lead batteries and was about 1 % of the weight of ELVs. The contribution of the operations of deconstruction to the recovery rate is higher than that of previous operations. The experimental campaigns showed that the recovery rate increased logically with the level of deconstruction, from 5 % of the average weight of ELVs for the minimal scenario up to almost 10 % for the scenario with the highest level of deconstruction. The contribution of deconstruction to the rate of metals recycling was found to be quite low however, in the range of 2.6 to 2.8 % of the average mass of vehicles. This rate was poorly affected by the level of deconstruction of the different scenarios tested in the study.

Entrées d'index

Mots-clés : Véhicule Hors d’Usage (VHU), démantèlement, valorisation, recyclage, bilan matière

Keywords: end of life vehicles (ELVs), deconstruction, recycling, mass balance

Texte intégral

1. Introduction

Les démolisseurs et broyeurs de véhicules hors d’usage (VHU) ont dans leurs cahiers des charges (ARR, 2005) les obligations prioritaires de dépollution et de démontage suivantes :

 Dépollution :

- les batteries et les réservoirs de gaz liquéfiés sont retirés ;

- les composants susceptibles d’exploser sont retirés ou neutralisés ;

- les huiles de carters, les huiles de transmission, les huiles de boîtes de vitesse, les huiles hydrauliques, les liquides de refroidissement, antigel et de freins, les fluides de circuits d’air conditionné ainsi que tout autre fluide présent en quantité significative sont retirés à moins qu’ils ne soient nécessaires pour le réemploi des parties de véhicule concernées ;

  • les composants recensés comme contenant du mercure sont retirés dans la mesure du possible ;

  • les éléments mentionnés comme devant être démontés dans l’arrêté pris en application du I de l’article R. 318-10 du code de la route et qui ont été rendus identifiables à cette fin sont retirés.

 Démontage :

- pots catalytiques ;

- composants métalliques contenant du cuivre, de l’aluminium, du magnésium ;

- pneumatiques et composants volumineux en matière plastique (pare-chocs, tableau de bord, récipients de fluides, etc.) ;

- verre.

En outre, la directive européenne 2000/53/CE (DIR, 2000) relative aux VHU instaure des enjeux majeurs d’un point de vue environnemental. Elle fixe entre autres des objectifs chiffrés à atteindre au plus tard le 1er janvier 2015 :

  • un taux minimum de réutilisation et de recyclage de 85 % en masse du VHU ;

  • un taux minimum de réutilisation et de valorisation de 95 % en masse du VHU.

En France, le Décret n° 2011-153 (DEC, 2011) modifie le Code de l’Environnement (COD, 2011) pour la gestion des VHU, qui transpose la Directive 2000/53/CE. Les nouveaux articles renforcent les obligations de validation et de traçabilité sur le mesurage de la valorisation des acteurs. On trouve ainsi parmi les nouveaux articles :

  • Art. R. 543-165. Le cahier des charges mentionné à l’article R. 543-162 impose aux broyeurs, notamment : « Alinéa 10 : de justifier de l’atteinte d’un taux de réutilisation et de recyclage minimal et d’un taux de réutilisation et de valorisation minimal des véhicules hors d’usage en distinguant, le cas échéant, les opérations réalisées en aval de leur installation… »

  • Art. R. 543-164. Le cahier des charges mentionné à l’article R. 543-162 impose aux centres VHU agréés : « Alinéa 6 : De tenir à la disposition des opérateurs économiques avec lesquels ils collaborent leurs performances en matière de réutilisation et recyclage et de réutilisation et valorisation des véhicules hors d’usage… »

Il apparaît clairement le besoin de définir des modalités standards de calcul, aussi bien pour assurer l’harmonisation européenne des données que la reproductibilité des valeurs. Dans cette optique, il convient également de préciser le plus exhaustivement possible les typologies de valorisations et d’éliminations des déchets issus des VHU, conformément aux définitions de la Directive 2008/98/CE (DIR, 2008).

Afin de déterminer les principaux leviers qui permettraient d’améliorer dans des conditions acceptables les taux de valorisation des VHU, ACYCLEA (groupe PRAXY) a lancé en 2009 un programme de recherche intitulé OPTIVAL VHU en collaboration avec l’INSA de Lyon. Dans ce cadre, des campagnes expérimentales de déconstruction et de broyage visant à comparer différents scenarii de déconstruction ont été réalisées sur des lots de VHU, avec le soutien de l’ADEME à travers un groupement de professionnels. Cet article présente les premiers résultats issus de ces campagnes, en se limitant ici aux opérations de dépollution et de déconstruction.

Le modèle utilisé par Reuter (Reuter et al. 2006), qui prend en considération les limites de techniques séparatives et de valorisation des matériaux, révèle que le taux cible de 95 % de valorisation est très difficile, voire impossible à réaliser pour les voitures actuelles, mais surtout à venir. Il suggère cependant qu'une solution avec un minimum de démontage et la mise en place d’une technologie post-broyage adaptée, doit permettre d’atteindre le taux de valorisation de 85 %.

2. Contexte et analyse bibliographique

2.1 Données bibliographiques sur les VHU en France

En 2009, on comptabilisait en France environ 1500 démolisseurs (ADEME, 2009) conformément aux dispositions de l’arrêté du 15 mars 2005 (ARR1, 2005) et une cinquantaine de broyeurs. Ces centres ont pris en charge plus de 1 500 000 VHU, dont près de 60 % proviennent des concessionnaires et des particuliers, ce qui correspond à un taux de récupération de 77 % pour la filière agréée.

Peu de données relatives à la composition moyenne des voitures ou des VHU sont disponibles dans la littérature. Les principales sources ciblent les années comprises entre 1980 et 1995 et concernent soit les voitures neuves, soit des VHU, voire parfois des modélisations.

Afin de déterminer l’évolution de la composition moyenne des VHU, une compilation des sources bibliographiques disponibles est fournie dans le tableau 1.

Tableau 1. Sources et natures des informations bibliographiques utilisées

Références et abréviations

utilisées dans le présent article

Type de

source prise en compte

Type

de véhicules

Année*

Moyenne d’âge (an)

(Nathani, 1998)

NAT

Compilation de données bibliographiques

Neuf

1985, 90, 95

(NC)

(Schmidt & Leitner,

1995)

S&L

Compilation de données bibliographiques

Neuf

1985 ,95

(NC)

(Christen, 1997) ;

CHR

Compilation de données bibliographiques

Neuf

1990, 95

(NC)

(Reinhardt & Richers, 2004)

R&R

Estimation

Neuf

1999

(NC)

(EIPC, 2008)

EIPC

Compilation de données bibliographiques

Neuf

2005

(NC)

(ARN, 2007)

ARN

Déclaration annuelle

Hors d’usage

2007

15

(FEBELAUTO, 2009)

FEB2

Déclaration annuelle

Hors d’usage

2009

13 (estim.)

(SEES, 2006)

SEES

Campagne d’essai

Hors d’usage

2006

13 (estim.)

(ADEME, 2006)

ADE

Campagne d’essai

Hors d’usage

2006

16

(DTI UK, 2005)

DTI

Campagne d’essai

Hors d’usage

2005

15

(OPTIVAL, 2011)

OPT

Campagne d’essai

Hors d’usage

2010

14

(ACORD, 2001)

ACO

Compilation de données bibliographiques

Hors d’usage

2000

12-13

(VITO, 1999)

VITO

Compilation de données bibliographiques

Hors d’usage

1999

13 (estim.)

(FEBELAUTO, 2008)

FEB1

Compilation de données bibliographiques

Hors d’usage

2000

13 (estim.)

(INDRA, 2010)

IND

Compilation de données bibliographiques

Hors d’usage

2010

13 (estim.)

*Année de fabrication pour les véhicules neufs et de l’année de l’étude pour les VHU

Selon les études, es données exploitées par les auteurs proviennent :

  • des déclarations annuelles des acteurs de la filière, auprès de l’organisme en charge

  • de sa surveillance : l’ARN pour la Hollande et FEBELAUTO pour la Belgique ;

  • d’informations bibliographiques disponibles sur les VHU et les véhicules neufs ;

  • de campagnes expérimentales de caractérisation.

L’analyse bibliographique révèle que la moyenne d’âge des VHU est variable au sein des pays européens. Elle peut aller de 11 ans pour la Hongrie, jusqu’à 15 ans pour la Hollande, avec une moyenne de 12 ans pour l’Angleterre (GHK, 2006).

En considérant les données disponibles sur les moyennes d’âge des VHU (voir Tableau 1), on peut estimer à l’échelle européenne une moyenne d’âge de 13 ans pour les VHU. Les résultats de nos campagnes expérimentales seront ainsi comparés aux valeurs disponibles dans la bibliographie pour des véhicules du même âge (Tableau 2).

Soulignons que les tableaux 1 et 2 ne présentent que les données bibliographiques que nous avons jugées exploitables pour notre étude. D’autres études ne concernent que les métaux ferreux (Michaeli, 1998 ; Wallau, 2001) et n’ont donc pas été reprises ici. Néanmoins leurs données corroborent les valeurs du tableau 2 pour l’année 1995. Les données R&R de 1999 (Reinhardt & Richers, 2004), qui correspondent à des projections, ont été écartées, de même que les données EIPC 2005 (EIPC, 2008) qui sont issues de la base Ecoinvent et établissent une masse de VHU de 1394 kg, bien en dehors des valeurs disponibles (Tableau 3).

Le Tableau 2 révèle une disparité importante des données pour une même année selon les sources considérées. Si certaines particularités géographiques peuvent expliquer en partie les disparités constatées, les différences dans les modalités de caractérisation des véhicules et de quantification des matériaux utilisées dans chaque étude en sont probablement la cause principale. On peut penser par exemple à des écarts entre le recueil des données de constructeurs sur les quantités de matériaux utilisés pour la fabrication de leurs véhicules et un bilan matière expérimental réalisé sur la base d’un échantillonnage.

Tableau 2. Compositions moyennes des VHU issus de véhicules mis en service entre 1985 et 1997

SOURCE*

NAT

S&L

VIT

ACO

FEB1

NAT

CHR

NAT

S&L

CHR

IND

R&R

EIPC

Années

1985

1986

1987

1990

1995

1997

1999

2005

Métaux-ferreux (%)

Moyenne %

Incertitude %

73

68

67

68,3

68

67,5

68

62,4

63,5

63

61

57,5

62,1

70,5

67

68,2

67,7

63

61

57,5

3,5

0,2

0,4

0,9

Métaux non-ferreux (%)

Moyenne %

Incertitude %

4,3

7,5

9

8,5

9

6,1

5,5

8,0

10

7

7.

10

5,8

5,9

9

8,8

5,8

8,3

7

27

2,9

5,1

20,4

Polymères (%)

Moyenne %

Incertitude %

3,6

10

10,4

10,2

10,3

4,9

10,5

6,2

12,5

12

12

7,5

12,2

6,8

10,4

10,3

7,7

10,2

12

7,5

12,2

47

0,5

36,4

39,2

Verres (%)

3,1

3

2,9

3

3,8

4,5

3

5,2

2,9

Elastomères (%)

3,8

5

5,1

5

3,8

3,9

63

3,9

Textiles/mélange (%)

4

5,1

6,2

7,3

Polyuréthane (%)

2

24

1,7

2

Liquides (%)

2,9

2,8

2,7

2,6

Autres (%)

5,4

3,6

3

6,0

6,1

6

6

14,55

Image1 Élément pris en compte dans la ligne « Autres »
*voir correspondance des abréviations au Tableau 1

Tableau 3. Masses moyennes des VHU issus de véhicules mis en service entre 1985 et 2005

SOURCES*

NAT

NAT

DTI

SEES

ARN

ADE

NAT

OPT

FEB2

R&R

EIPC2

ANNEE

1985

1990

1993

1994

1995

1996

1999

2005

MASSE (kg)

910

933

983

950

936

928

955

989

939

1000

1394

MOYENNE (kg)

910

958

950

936

942

964

1000

1394

INCERTITUDE ( %)

0

2,5

0

0

1,4

2,6

0

0

Voir correspondance des abréviations au Tableau 1

La disparité des données induit des incertitudes importantes sur les valeurs à utiliser. Dans l’exploitation des résultats de notre étude, nous adopterons une approche majorante en retenant l’incertitude maximale sur la teneur en chaque élément, incertitude que nous considérerons constante par souci de simplification.

2.2 Exploitation des données bibliographiques pour dégager les tendances d’évolution

A partir des données bibliographiques recensées dans les Tableaux 2 et 3, nous avons étudié les évolutions de la masse et de la composition des véhicules mis en service dans la plage de temps considérée. Les résultats sont illustrés par les courbes des Figures 1 et 2 pour les principaux matériaux que sont les métaux et les plastiques.

La Figure 1 révèle que la courbe d’évolution des proportions de métaux non ferreux ne permet pas de dégager une tendance ni à la hausse ni à la baisse compte tenu des incertitudes élevées sur les données correspondantes. En revanche, la courbe d’évolution de la proportion en matériaux polymères révèle une croissance faible mais significative.

La Figure 2 indique quant à elle une tendance à la hausse significative de la masse moyenne des VHU. Sur la même période, on constate en revanche que la teneur en métaux ferreux diminue sensiblement, passant de 70 % en 1985 à 61 % en 1997 avec une projection à environ 59 % pour l’année 2000. En comparant avec la Fig. 1, on constate que les métaux ferreux ont été partiellement substitués dans les véhicules par des matériaux polymères, mais cette substitution ne permet pas d’expliquer la hausse constatée de la masse moyenne des VHU.

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Figure 1. Evolution de la composition en métaux non ferreux (en haut) et en matériaux polymères (en bas) dans les VHU issus de véhicules mis en service en Europe entre 1985 et 1997 (Optival désigne le programme dans lequel s’inscrit notre étude)

Les courbes de tendance que nous proposons, issues de l’exploitation des données bibliographiques jugées pertinentes, ont été comparées à d’autres modèles d’évolution proposés par d’autres auteurs. Nous avons dans ce but retenu les travaux récents de Beckenbach et Voß (2010) comme base de comparaison. Si on reporte à la Figure 2 les valeurs de teneurs en métaux ferreux prévues par ces auteurs (B&V) pour les années 1995 (61 %) et 2000 (60 %), on constate aux incertitudes près qu’elles coïncident avec la courbe de tendance que nous proposons (Figure 2). La valeur que Beckenbach et Voß calculent pour 2005 (58 %) est également proche de la valeur de 57 % correspondant à la projection issue de la droite linéaire de tendance que nous proposons.

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Figure 2. Evolution de la masse moyenne (à droite) et des teneurs massiques en métaux ferreux (à gauche) des VHU issus de véhicules mis en service en Europe entre 1985 et 1997 (Optival désigne le programme dans lequel s’inscrit notre étude)

2.3 Etat de développement de la filière VHU en France

La gestion communément répandue pour les VHU, consiste en une reprise par un démolisseur, qui essaiera de rentabiliser son produit en maximisant le réemploi, puis l’élimination physique des carcasses ainsi obtenues, par un broyeur qui assurera en partie leur recyclage. Ce schéma simple possède de nombreuses variantes comme l’illustre la Figure 3.

Image6

Figure 3. Rôle des acteurs de la filière des VHU en France en 2011

La gestion des flux est aujourd’hui intimement corrélée aux fluctuations des prix des ferrailles. Si pendant de nombreuses années, l’intérêt économique résidait principalement dans la dépose et la vente de pièces d’occasion, il est aujourd’hui passé au second plan avec des valeurs pour les vieilles ferrailles broyées ou E40 qui ont atteint jusqu’à 440 € par tonne en juillet 2008 (FFA, 2008) et qui ont entrainé une hausse des valeurs de rachat des VHU dans leur sillage.

La conséquence directe de ce nouveau paramètre est la vente accélérée des VHU, avec peu ou pas d’opérations préalables de démontage, voire parfois d’opérations de dépollution. De plus, les récupérateurs et les broyeurs, qui n’ont ni les structures ni l’ambition d’intervenir sur le secteur de la vente de pièces d’occasion, se sont positionnés comme collecteurs au même titre que les démolisseurs. De fait, l’atteinte des objectifs de valorisation doit être assurée par les technologies post-broyage, puisque l’absence de démantèlement rend impossibles le réemploi et le recyclage des matériaux identifiés.

On trouve également de nouveaux centres, qui se substituent aux démolisseurs classiques, avec une vision industrielle de la profession. La prise en charge des VHU se fait en intégrant les problématiques environnementales et sécuritaires liées aux processus de dépollution, de sécurisation et de déconstruction. Le démantèlement poussé permet de favoriser le réemploi et le recyclage de matériaux comme le verre ou certains plastiques.

Avec l’apparition en France du nouveau Décret VHU (DEC, 2011) modifiant le Code de l’Environnement, la création de réseaux constructeurs (ARR, 2011), les obligations de résultats et les modalités d’agréments des centres VHU en cours de légifération, ce schéma risque d’être partiellement modifié. On peut, par exemple, citer l’obligation d’obtention des taux de valorisation qui incombe au centre VHU. A ce titre, on peut s’attendre à une augmentation du démantèlement, pour « faciliter » les opérations ultérieures de la filière et par conséquent, à la prise en charge directe des VHU par les structures adaptées que sont les démolisseurs.

Quant à la création des réseaux constructeurs qui doivent assurer un maillage du territoire et la prise en charge des VHU issus de leurs concessions, on peut s’attendre à l’externalisation de cette collecte, par l’intermédiaire des réseaux des gestionnaires distributeurs déjà en place.

2.4 Valorisation pré-broyage vs. Valorisation post-broyage

La valorisation obtenue lors du broyage concerne principalement le recyclage des ferrailles, et éventuellement des métaux non ferreux lorsqu’une ligne de tri y est associée.

Image7

Figure 4. Représentation schématique de la dualité démantèlement vs tri post-broyage

Note : les opérations de pré-broyage ne consistent pas à l’utilisation d’un pré-broyeur, mais à l’ensemble des opérations préalables au broyage.

On peut ainsi considérer que les opérations pré-broyage préalables n’ont pas d’incidence significative sur le rendement de l’étape de broyage (Figure 4).

D’un point de vue opérationnel, il s’agit donc :

  • soit de maximiser la main d’œuvre pour un démantèlement poussé des VHU en limitant le développement de technologies de tri post-broyage,

  • soit au contraire de la réduire au minimum en se contentant des opérations de dépollution, en développant les technologies de tri post-broyage.

Les démolisseurs se situent entre ces deux positions, bien que globalement, hormis pour les pneumatiques, le retrait de matériaux identifiés en vue de leur recyclage, soit très peu développé.

Par rapport à la situation actuelle, l’adoption de modifications radicales dans l’une ou l’autre des étapes de la filière apparait difficilement envisageable. Il semble préférable d’évaluer les incidences possibles des modifications envisagées et de comparer les différents scenarii, par exemple à l’aide d’une analyse multicritères (Mergias et al, 2007) ou d’une analyse du cycle de vie (Schmidt et al, 2004). Dans cette démarche, les critères de valorisation ne peuvent pas être considérés de manière exclusive, au détriment par exemple des critères de coûts et d’impacts environnementaux associés. De plus, le déploiement de procédés de tri post-broyage n’est possible que si les technologies correspondantes existent.

3. Matériels et méthodes

La filière de traitement des VHU peut être décomposée en différentes opérations, s’échelonnant de la collecte jusqu’à la valorisation ou l’élimination de chaque fraction identifiable. Nous n’abordons ici que les opérations actuellement mises en œuvre sur le site industriel d’ACYCLEA où ont été réalisées les campagnes expérimentales (voir Figure 5).

Image8

Figure 5. Périmètre de notre étude dans l'ensemble des opérations de la filière VHU

Les travaux présentés ici portent sur les bilans matière des opérations mises en œuvre. L’analyse des aspects environnementaux, sanitaires et économiques, est abordée dans le programme de recherche mais fera l’objet d’autres publications. Trois campagnes d’essais ont été réalisées sur le site industriel d’ACYCLEA (Saint Apollinaire, Bourgogne, France). Elles ont pour objectif de quantifier les taux de valorisation obtenus pour 3 scénarii de démantèlement de plus en plus poussés :

  • le scénario 1 correspond à une situation intermédiaire entre le « modèle démolisseurs » et le « modèle récupérateurs

  • & broyeurs » (voir Figure 4) : dépollution et sécurisation complète et retrait des pneumatiques, des batteries et des pots catalytiques ;

  • le scénario 2 correspond à une situation intermédiaire entre le « modèle démolisseur » et le « modèle centre de déconstruction » : dépollution et sécurisation complète et retrait des pneumatiques, des batteries et des pots catalytiques, du verre et de plastiques ;

  • le scénario 3 correspond à un niveau de démantèlement allant au-delà du « modèle centre de déconstruction » : dépollution et sécurisation complète et retrait des pneumatiques, des batteries et des pots catalytiques, du verre, de plastiques, des mousses de sièges, de textiles et d’une partie des faisceaux électriques.

3.1 Constitution des échantillons de VHU pour chaque campagne

La réglementation européenne sur les VHU fixe les modalités de calcul des taux de valorisation, de réemploi et de recyclage (ARR2, 2005). Les cibles sont des pourcentages, correspondant au rapport massique des fractions traitées, par rapport à la masse initiale du véhicule définie sur son certificat d’immatriculation, à laquelle on retire forfaitairement 40 kg, correspondant à une masse de carburant (ARR2, 2005).

Les VHU traités lors des campagnes d’essais ayant entre 10 et 20 ans, nous nous sommes intéressés à la constitution du parc automobile français entre 1990 et 2000 (CCFA, 2011). Le marché automobile est souvent analysé sous forme de segments ou catégories de voitures, qui indiquent le positionnement de chaque modèle sur le marché. Ces derniers sont en général catégorisés en fonction de la taille ou de l'usage du véhicule. En prenant les moyennes de ces périodes, corrigées au prorata de la gamme divers et ramenées à 100 %, on obtient les valeurs indiquées dans le Tableau 4.

Tableau 4. Données bibliographiques sur la répartition par gamme du parc automobile français entre 1990 et 2000 Gammes CCFA composition du parc automobile entre 1990 et 2000

Gammes CCFA

composition du parc automobile entre 1990 et 2000 (en % de voitures)

facteur correctifi (en %)

composition de l’échantillon cible (en % de VHU)

Petites voitures

42,6

1,3

43,9

Moyenne inférieure

24,1

0,7

24,8

Moyenne supérieure

22,7

0,7

23,4

Haut de gamme

7,6

0,2

7,8

Pour chacune des campagnes, un échantillon de 90 VHU, pesés sur une balance de 3t avec une précision de ±1kg, a été constitué. Pour la présente étude, nous ne nous intéresserons qu’à la campagne 3, puisque c’est elle qui reprend le mode opératoire du scénario n° 3, qui correspond au démantèlement le plus complet.

Les VHU traités lors de la campagne 3 ont été collectés auprès des détenteurs sur l’année 2010. Lors de cette collecte, divers incidents ne nous ont pas permis de respecter rigoureusement la répartition souhaitée par gamme (Tableau 5).

Tableau 5. Répartition par gamme de l’échantillon constitué

Echantillon OPTIVAL

Nombre de VHU collectés pour notre échantillon

composition de l’échantillon réalisé (en % de VHU)

composition de l’échantillon cible (en % de VHU)

Petites voitures

45

50

43,9

Moyenne inférieure

23

25,5

24,8

Moyenne supérieure

19

21,1

23,4

Haut de gamme

3

3,3

7,8

La masse moyenne des VHU des échantillons constitués pour les campagnes expérimentales était MVHU = 989 ± 1 kg. Contrairement aux recommandations réglementaires (l’Art 3 de l’arrêté du 19 janvier 2005), celle-ci intègre la masse de carburant afin de permettre de comparer nos résultats avec ceux d’autres études.

Pour déterminer l’âge moyen des véhicules de notre échantillon expérimental, les dates de 1ère mise en circulation indiquées sur les certificats d’immatriculation ont été reportées sur un graphique. La répartition de notre échantillon par tranche d’âge ainsi obtenue est représentée à la Figure 6. On constate qu’elle correspond bien à la période 1990 -2000.

La courbe de tendance polynomiale nous permet de définir un maximum qui correspond à l’année 1996.

Image9

Figure 6. Répartition (en pourcentage) des VHU de l'échantillon par année de production

Nous considérerons donc, pour nos campagnes expérimentales, que la moyenne d’âge des VHU est de 14 ans (soit d’un an supérieur à celle issue de l’analyse bibliographique).

Afin de s’assurer que l’échantillon expérimental est représentatif de la réalité, nous avons estimé, à partir des masses données sur les certificats d’immatriculation (MCI), ce que serait la masse moyenne MVHU dans un échantillon théorique correspondant exactement à la répartition cible (Tableau 5). Le même calcul a été fait en utilisant les masses mesurées expérimentalement (MME). Les résultats obtenus sont comparés au Tableau 6. On constate que :

  • les masses expérimentales concordent avec les masses données par les certificats d’immatriculation,

  • les masses moyennes MVHU tirées des deux hypothèses de calcul correspondent à 2 % près à la masse moyenne de notre échantillon expérimental (989 +/1 kg).

Tableau 6. Masses moyennes MVHU de l’échantillon cible calculées à partir des masses des certificats d’immatriculation (MCI) ou des masses expérimentales (MME) des catégories de véhicules

Catégorie de véhicules

MCI moyenne (kg)

MME moyenne (kg)

Petites voitures

831,8

823,7

Moyenne inférieure

981,7

976,4

Moyenne supérieure

1246,8

1259,9

Haut de gamme

1438,8

1420

MVHU échantillon cible

1012,6

1009,3

3.2 Protocole opératoire des campagnes d’essais

Les campagnes expérimentales ont été conduites sur le site industriel ACYCLEA, filiale de PRAXY, sis à Saint Apollinaire en Bourgogne. Elles se sont déroulées sur 3 périodes, qui correspondent chacune à un scénario :

  • octobre 2009 (2 semaines) : scénario 1 sur 90 VHU,

  • mai 2010 (2 semaines) : scénario 2 sur 90 VHU,

  • février 2011 (4 semaines) : scénario 3 sur 90 VHU et compléments apportés aux scénarii 1 et 2 sur deux échantillons de 30 VHU, en vue de la représentativité des échantillons et dans le but de réaliser des mesures qui n’avaient pas pu être réalisées sur le broyeur (COV, PCDDs, résultats non présentés ici)

Le site a la particularité de disposer à la fois d’une activité de broyage et de démolition. Cette dernière permet la prise en charge annuelle de 1500 VHU et comprend :

  • un atelier de dépollution,

  • un atelier de démontage,

  • un comptoir de vente de pièces détachées,

  • un magasin de stockage de pièces détachées.

Pour permettre la réalisation de chaque campagne, le site a été dédié exclusivement au traitement de l’échantillon de VHU préalablement constitué.

La complexité de réalisation d’un essai en taille réelle et les coûts engagés nécessitent la mise en place d’un protocole opératoire précis. Pour sa rédaction, nous nous sommes appuyés sur le diagramme d’Ishikawa, dit « diagramme en arêtes de poisson » (Figure 7), qui recense les causes, réparties dans six catégories appelées 6M, aboutissant à un effet.

Image10

Figure 7. Exemple d’un diagramme d'Ishikawa pour l’évaluation des opérations de dépollution

L’analyse de ce diagramme permet d’être le plus exhaustif possible sur les besoins nécessaires à la réalisation des campagnes d’essais et de déceler les points critiques susceptibles d’en compromettre le bon déroulement. Pour maîtriser les mesures, des enregistrements (Figure 8) ont été créés. En plus des relevés de mesures (masses, temps, volumes), ils indiquent les incertitudes liées aux moyens utilisés ainsi que les éventuelles difficultés rencontrées. L’ensemble de ces documents est analysé et compilé dans un tableau de synthèse, duquel sont extraits les résultats discutés ici.

Protocole des opérations de dépollution / sécurisation Après leur pesée, les VHU sont dépollués à l’aide d’une unité moderne de marque SEDA (Figure 9). La collecte des fluides se fait à l’aide de pompes à membranes reliées à des citernes de stockage, ainsi que d’un compresseur assurant la mise en pression de l’ensemble de la canalisation et directement raccordé au vase correspondant par un bouchon conique lorsque cela est techniquement possible (Figure 10). C’est le cas pour les huiles moteurs et boites, le liquide de refroidissement et le liquide de frein. Le liquide lave-glace et les carburants sont, quant à eux, directement aspirés.

Agrandir Image11

Figure 8. Enregistrements liés à la dépollution

Image12

Figure 9. Opération de pesée et de dépollution

L’interface de collecte, qui assure le passage de la canalisation ou du réservoir, peut-être une simple canule souple (liquide lave-glace et liquide de frein), un vase pour les écoulements gravitaires (huiles moteurs) ou encore un système de perforation mécanique (liquide de refroidissement) ou électrique (carburants).

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Figure 10. Principe général de fonctionnement de la récupération des fluides

Lors de cette étape, les batteries et les filtres à huiles6 sont retirés et la présence éventuelle d’un réservoir GPL ou d’airbags est identifiée en vue de leur neutralisation (Figure 11).

Enfin, pour les véhicules équipés de climatisation, un dispositif permet le retrait des fluides frigorigènes et leur stockage en bonbonne.

Pour des raisons pratiques, le retrait des pots catalytiques nécessitant l’utilisation d’une cisaille hydraulique est réalisé dans l’atelier de dépollution.

Image14

Figure 11. Eléments retirés dans l'atelier de dépollution

L’ensemble des éléments pris en charge lors des opérations de dépollution et de sécurisation est représenté sur la Figure 12. Les huiles noires correspondent à la somme des huiles moteurs, de boites de vitesse, des huiles d’amortisseurs et des huiles de direction. Elles sont collectées en mélange et, leur exutoire étant identique, leur distinction dans le cadre de notre étude ne présente pas d’intérêt.

Image15

Figure 12. Eléments retirés lors de la dépollution et de la sécurisation des VHU

Protocole des opérations de déconstruction-platinage

A l’issue de la dépollution et de la sécurisation, les VHU sont repris dans l’atelier de démontage afin d’y être déconstruits. Les opérations réalisées sont principalement manuelles, aidées d’outillages pneumatiques et électriques. Les véhicules sont déposés sur des ponts fixes ou mobiles, puis pris en charge par les opérateurs. Un mécanicien spécialisé a la charge du démontage et de la vérification des pièces destinées au réemploi. Les autres constituants sont retirés par du personnel non qualifié. Cela concerne (Figure 13) :

  • les pneumatiques pour le réemploi,

  • les PUNR7 déjantés manuellement,

  • les jantes,

  • les pare-brise en verre feuilleté, les vitres latérales, ainsi que les lunettes arrières, généralement en verre trempé qui sont collectés séparément,

  • les textiles et les mousses en PU qui sont découpés puis arrachés,

  • les plastiques identifiés en PE et PP, comme les baguettes de portes, les passages de roues, ou les pare-chocs,

Agrandir Image16

Figure 13. Eléments retirés dans l'atelier de déconstruction

Le schéma de la Figure 14 détaille l’ensemble des éléments retirés lors de la déconstruction et du platinage des VHU pour la campagne n° 3.

Le platinage est l’opération réalisée avec une pelle à grappin, qui consiste à préparer la ferraille en vue de son broyage. Pour les VHU, cela revient principalement à :

  • vérifier visuellement l’absence d’éléments dangereux explosibles ou imbroyables,

  • aplatir les carcasses pour faciliter leur entrée dans le caisson de broyage.

On peut donc profiter de cette opération pour retirer les réservoirs de carburant qui sont en PEHD et qui présentent un risque d’atmosphère explosible par le mélange air/vapeur d’essence qu’ils sont susceptibles de contenir en milieu confiné. Le pelleteur retourne la carcasse, arrache le réservoir à l’aide du grappin, pour le déposer dans une benne à disposition.

Image17

Figure 14. Eléments retirés lors de la déconstruction et du platinage des VHU

4. Résultats et discussion

4.1 Opérations de dépollution – sécurisation

4.1.1 Résultats

Les résultats quantitatifs concernant les produits retirés lors des opérations de dépollution et de sécurisation, lors des 3 campagnes, sont rassemblés dans le tableau 7. Il comprend des données relatives aux modalités de traitement de ces produits, qui peuvent être principalement de la réutilisation, du recyclage ou de la valorisation énergétique. Certains déchets font l’objet de plusieurs modes de valorisation, comme c’est le cas pour les huiles ou le liquide de refroidissement Leur contribution réelle sera retenue au prorata des filières correspondantes, c'est-à-dire 50 % en valorisation énergétique et 50 % en recyclage pour le liquide de refroidissement (ADEME, 2008) et 40 % en recyclage et 60 % en valorisation énergétique pour les huiles (ADEME 2, 2009). Notons que les déchets abandonnés dans les véhicules par leurs propriétaires, assimilés à des déchets ménagers, ont été pesés et remis à l’intérieur des VHU. Leur masse est de l’ordre de 0,45 kg, soit 0,05 % de MVHU. Ils ne sont pas pris en compte dans le bilan matière.

Tableau 7. Produits retirés lors des opérations de dépollution et de sécurisation des 3 campagnes et modes de valorisation

CAMPAGNES

C1

C2

C3

PRODUITS

CODE

DECHET

% MVHU

MODE DE VALORISATION (%)

% MATERIAUX PAR

PRODUITS

ENERGIE

RECYCL.

REUTIL.

METAUX

POLYMERES

X

X

X

LIQ REFROIDISSEMENT

16 01 14*

0,35%

%

50%

X

X

X

LIQ LAVE-GLACE

16 01 14*

0,06%

100%

X

X

X

LIQ DE FREIN

16 01 13*

0,04%

60%

40%

X

X

X

HUILES

13 02 05*

0,51%

60%

40%

X

X

X

ESSENCE

13 07 01*

0,28%

100%

X

X

X

DIESEL

13 07 02*

0,73%

100%

X

X

X

CARBURANTS SOUILLES

13 07 01

0,16%

100%

X

FILTRES A HUILE

16 01 07*

0,04%

60%

40%

X

X

X

LIQ FRIGORIGENES

14 06 01*

0,00%

100%

X

X

X

BATTERIES

16 06 01*

1,43%

100%

69%

5%

Le « code déchet » (COD2, 2011) justifie, s’il était besoin, la nécessité de retirer les éléments du tableau 7 avant toute autre opération, puisque chaque « astérisque » définit réglementairement le caractère dangereux du déchet, et donc a fortiori du VHU qui les contient. La dénomination « carburants souillés » correspond à des carburants qui, par contrôle visuel, sont jugés impropres au réemploi. Ils sont donc collectés séparément et éliminés par incinération avec récupération de chaleur.

En affectant la contribution massique des produits à leur mode de traitement et en faisant la somme, on obtient le tableau 8.

Tableau 8. Contribut on des opérations de dépollution/sécurisation à la valorisation globale et au recyclage des métaux

Dépollution Sécurisation

C1

C2

C3

Réutilisation et recyclage

2,9 %

2,9 %

2,9 %

Réutilisation et valorisation

3,6 %

3,6 %

3,6 %

Fraction métallique

1,0 %

1,0 %

1,0 %

Fraction polymères

0,1 %

0,1 %

0,1 %

L’incertitude sur les pourcentages massiques est de 0,01. Le bilan complet de la dépollution / sécurisation, est donc : 3,6 ± 0,1 % de MVHU.

La contribution de ces opérations au calcul du taux de recyclage des métaux ne concerne que les 69 % en masse de plomb contenu dans les batteries (DTI, 2005). Celui-ci représente donc 1 % de MVHU. Quant à la contribution à la valorisation des polymères, elle est limitée au 0,1 % d’apport de l’enveloppe en polypropylène des batteries.

4.1.2 Discussion

La comparaison des résultats de notre étude à d’autres données telles que les déclarations annuelles des démolisseurs en Belgique (FEBELAUTO, 2009) ou en Hollande (ARN, 2007), ou aux résultats d’autres travaux expérimentaux réalisés dans le domaine en France (ADEME, 2008), en Autriche (SEES, 2006) ou en Angleterre (DTI, 2005), est synthétisée au Tableau 9 et en Figure 15 pour ce qui concerne les opérations de dépollution et sécurisation.

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Figure 15. Bilan matière comparatif d'après le tableau 9

Tableau 9. Analyse comparative des résultats de l’étude à des données bibliographiques pour les opérations de dépollution/sécurisation

SOURCE DES DONNEES

ARN

FEBELAUTO

SEES

ADEME

DTI UK

OPTIVAL

2007

2009

2006

2008

2005

2011

MVHU

936

939

950

928,2

982,7

989

ELEMENTS

 %MVHU

LIQ REFROIDISSEMENT

0,34 %

0,17 %

0,13 %

0,35 %

0,35 %

LIQ LAVE-GLACE

0,12 %

0,07 %

0,03 %

1,03 %

0,16 %

0,06 %

LIQ DE FREIN

0,03 %

0,02 %

0,01 %

0,04 %

0,04 %

HUILES

0,54 %

0,46 %

0,22 %

0,57 %

0,51 %

ESSENCE

0,53 %

0,64 %

0,84 %

1,15 %

1,15 %

0,28 %

DIESEL

0,73 %

CARBURANTS SOUILLES

0,16 %

FILTRES A HUILE

0,03 %

0,01 %

0,04 %

LIQ FRIGORIGENES

0,00 %

0,00 %

0,00 %

BATTERIES

1,31 %

1,38 %

0,40 %

1,36 %

1,20 %

1,43 %

BILAN

2,89 %

2,78 %

1,63 %

3,54 %

3,48 %

3,60 %

On constate que la masse globale des produits retirés dans les opérations de dépollution / sécurisation varie entre 2,8 % et 3,6 % de la masse des véhicules. La valeur de 1,63 % indiquée au Tableau 9 pour les campagnes SEES paraît trop faible au regard des autres, ce qui pourrait s’expliquer par la grande quantité de batteries manquantes lors de ces essais. Les résultats de notre étude (3,6 %) correspondent à la limite haute des valeurs déjà publiées.

Les données fournies au Tableau 9 permettent de calculer que dans notre étude, le pourcentage massique de la somme des liquides retirés est de 2,13 % de la MVHU. Les valeurs bibliographiques (Tableau 2) conduisent quant à elles à un pourcentage de 2,75 %. On peut donc conclure que dans nos campagnes expérimentales, nous avons retiré de l’ordre de 80 % de la masse moyenne de ces produits contenus dans les véhicules. Dans la pratique, on observe en effet la complexité d’une vidange intégrale du circuit des huiles et l’apparition de fumées de combustion lors du broyage de VHU vient étayer l’hypothèse de la présence de ces résidus d’huiles.

Il faut souligner que la forte augmentation du coût de ces produits ces dernières années a accru sensiblement leur récupération tout au long de la filière. A ce titre, le Tableau 9 montre bien la différence entre les valeurs issues de campagnes expérimentales récentes réalisées sur des échantillons ciblés de VHU (telles que celle de l’ADEME qui donne 3,54 % ou la nôtre avec 3,60 %), et les valeurs moyennes de représentativité nationale comme celles de ARN et FEBELAUTO.

4.2 Opération de déconstruction – platinage

4.2.1 Résultats

De la même manière que pour les opérations précédentes, les résultats quantitatifs concernant les produits retirés lors des opérations de déconstruction et de platinage lors des 3 campagnes sont rassemblés au tableau 10.

En sommant les pourcentages massiques affectés à un mode de traitement, on obtient les résultats portés au tableau 11 qui permet un bilan comparé des campagnes. Seuls les PUNR font l’objet d’un mode de valorisation mixte (ADEME3, 2009).

On constate que la contribution des opérations de déconstruction/platinage dans le calcul du taux de valorisation est plus élevé que pour les étapes de dépollution / sécurisation. Ce taux varie logiquement avec le niveau de démantèlement mis en œuvre dans les 3 campagnes d’essais. On observe qu’il double entre la campagne 1 (démantèlement minimal, conduisant à un taux de valorisation de l’ordre de 5 % de la M VHU) et la campagne 3 (démantèlement poussé, près de 10 % de valorisation).

La contribution des opérations de déconstruction / platinage au calcul du taux de recyclage des métaux concerne les 18 % en masse d’acier contenus dans les PUNR (DTI, 2005), les 84 % de pièces détachées en acier et aluminium (voir paragraphe suivant), 80 % de la masse des câbles électriques (en cuivre) et 100 % des pots catalytiques, généralement en acier inoxydable et contenant en outre quelques métaux précieux (Tableau 11). Globalement, cette contribution est assez faible cependant de 2,6 à 2,8 % de la masse moyenne des véhicules, et est peu affectée par le niveau de démantèlement.

Tableau 10. Produits retirés lors des opérations de déconstruction et de platinage dans les 3 campagnes

CAMPAGNES

C1

C2

C3

PRODUITS

CODE DECHET

 % MVHU

MODE DE VALORISATION ( %)

% MATERIAUX PAR PRODUITS

ENERGIE

RECYCL.

REUTIL.

METAUX

POLYMERES

X

X

X

PNEUS

16 01 03

2,93%

43%

57%

18%

X

X

X

PIECES DETACHEES

NC

1,24%

100%

84%

16%

X

X

VERRES

16 01 20

1,40%

100%

X

X

PARE BRISES

16 01 20

0,97%

100%

X

X

PARE CHOCS (PE/PP)

16 01 19

0,83%

100%

100%

X

X

X

CATALYSEURS

16 01 18

0,25%

100%

100%

X

PU

16 01 19

0,61%

100%

X

TEXTILES

16 01 99

0,21%

100%

X

FAISCEAUX

16 01 18

0,08%

100%

80%

20%

X

X

GARDES BOUES

16 01 19

0,13%

100%

100%

X

X

BAGUETTES

16 01 19

0,06%

100%

100%

X

ENJOLIVEURS

16 01 19

0,09%

100%

20%

80%

X

X

X

RESERVOIRS

16 01 19

0,90%

100%

100%

Tableau 11. Contribution des opérations de déconstruction/platinage à la valorisation globale et au recyclage des métaux (Résultats exprimés en % de la masse moyenne des VHU)

Déconstruction - Platinage

C1

C2

C3

Réutilisation et recyclage

4,1%

7,4%

7,6%

Réutilisation et valorisation

5,3%

8,7%

9,7%

Fraction métallique

1,8%

1,8%

1,9%

Fraction polymères

1,1%

2,1%

2,2%

Il faut souligner que la masse de pièces de réemploi est principalement constituée par des moteurs gasoils et essences, ainsi que des pièces de carrosserie. Elle est de 1 500 kg sur les 1 785kg démontés pour la vente, ce qui représente 84 %. Ces éléments seront comptabilisés pour apprécier le taux de métaux récupérés. On considère que les pneumatiques retirés ne sont que des PUNR. Les pneus qui pourraient servir au réemploi (occasion ou rechappage) sont comptabilisés dans la catégorie « pièces détachées). Ce rôle de tri et de vente est en effet directement associé à la fonction du démolisseur. D’autres parts, les outils utilisés généralement pour séparer rapidement la jante du pneumatique, rendent cette dernière inutilisable.

Les mousses de PU et les textiles collectés au cours des campagnes expérimentales ont été incinérés avec récupération de chaleur dans une UIOM8 en tant que déchets industriels banals. Cette opération a été possible compte tenu des faibles masses concernées et de la nature expérimentale des essais, mais sa pérennité n’est pas assurée pour le traitement de flux plus élevés et réguliers.

La répartition des éléments démontés lors de la troisième campagne, est représentée Figure 16.

En regroupant les éléments plastiques de même nature (polyoléfines), on constate que 4 fractions représentent à elles seules près de 90 % en masse du total. Cette valeur atteint 91 % en ajoutant les enjoliveurs, majoritairement en ABS. Les pneumatiques représentent près de 1/3 de la masse valorisée lors du démontage. Dans la pratique, les opérations de déconstruction, hors réemploi, se limitent à cette fraction. Dans le cadre de notre étude et pour la campagne 1, les réservoirs ont également été retirés pour réduire les risques d’explosion lors des opérations de broyage

Agrandir Image19

Figure 16. Contribution massique de chaque élément (Résultats exprimés en % de la somme des masses des éléments démontés)

4.2.2 Discussion

La confrontation des résultats de nos campagnes aux résultats obtenus par ailleurs est synthétisée au Tableau 12 et sur la Figure 17.

On constate que dans la majorité des cas, la contribution des opérations de déconstruction / platinage au taux de recyclage global varie entre 2,16 % et 9,71 % de la masse moyenne des VHU. La valeur de 9,71 +/0,12 % est celle obtenue avec le démantèlement le plus poussé – campagne 3 – de la présente étude. Notons qu’avec le scénario moyen – campagne 2 de notre étude –, le taux de recyclage obtenu – 8,5 % est proche de celui obtenu dans l’étude ARN – 8,2 % – qui dispose d’un système soutenu de gestion de ses VHU depuis plus d’une décennie.

La prise en compte des pièces de réemploi est complexe. Dans notre étude, elle apporte 1,24% supplémentaires à la valorisation et dans le cas de l’étude ADEME (ADEME, 2008), cette valeur atteint 26,30%. Avec une masse moyenne unitaire de 930 kg et une masse moyenne des carcasses prises en charges par les broyeurs après leur passage chez les démolisseurs de 820 kg, on a une masse moyenne associée aux opérations de dépollution et de déconstruction de 99,5 kg par VHU (Ernst, 2009) soit 10,7% en masse de VHU, ce qui amène 2 commentaires :

  • Cette masse est une moyenne obtenue d’après les données déclaratives ; elle comprend une masse métallique estimée de 53,4 kg, qui correspond à des éléments massifs comme les moteurs, qui sont régulièrement retirés par les démolisseurs, en vue d’une meilleure valorisation financière. Elle n’entre donc pas intégralement dans la dénomination « réemploi ».

  • Les éléments démontés pour être vendus comme pièces détachées et comptabilisés en réemploi, sont stockés dans les magasins des installations de démolition. Une grande partie de ces stocks, une fois obsolète, repartira pour être recyclée si l’on considère les éléments métalliques et pour être éliminée pour le reste.

On peut cependant penser que la fraction destinée au réemploi va augmenter, puisqu’il est maintenant autorisé (ARR4, 2009) d’estimer des coûts de réparation sur la base du prix de pièces de réemploi lors de leur expertise, et non plus seulement sur celle du prix de pièces neuves (hormis le cas des éléments "sécurité").

Les taux affectés à la valorisation énergétique, au réemploi et au recyclage (tableaux 7 et 10) correspondent à une « approche optimiste » délibérée, qui considère que dès qu’un élément est retiré, il peut être valorisé. En ce qui concerne les huiles ou les pneumatiques qui, forts d’une réglementation spécifique soutenue, disposent de données chiffrées annuelles quant à leur prise en charge, les taux sont bien identifiés. Pour d’autres éléments, comme les verres et les plastiques, nous avons considéré un recyclage de 100%, alors que l’ARN déclare pour ces mêmes produits des valeurs respectives de 93,6% et 62% pour le recyclage, de 1,2 % et 34,3% pour la valorisation énergétique et enfin de 5,2% et 3,7% pour l’élimination (ARN, 2007).

De la même manière, les taux retenus pour la valorisation du liquide de refroidissement sont de 50% pour la valorisation énergétique et de 50% pour le recyclage (ADEME, 2008), alors que pour ce même produit, l’ARN considère seulement 23% de recyclage et 72% d’élimination (ARN, 2007). En toute rigueur, il faudrait en effet considérer les rendements des traitements pour chacun des éléments collectés lors des opérations.

La valorisation maximale pour les polymères est de 2,2%, qui se répartissent à parts égales en PP et en PE/PEHD (figure 16). Si on rapproche cette mesure de la valeur de 11 +/5% obtenue par projection sur la figure 1, cela signifie que 37% des polymères, au mieux, sont récupérés lors du démontage. Cette valeur descend à 14% en prenant l’incertitude maximale.

Le PVC issu des gaines des faisceaux électriques et l’ABS des enjoliveurs sont négligeables (<0,1% de MVHU).

Le démontage des verres permet la récupération de 2,4% de MVHU. Si l’on compare cette mesure à la valeur moyenne de 3,5 +/0,7%9 issue du tableau 2, on peut conclure que le démontage a assuré un taux de récupération du verre de 70 +/-15 %.

Image20

Figure 17. Bilan matière comparatif d'après le tableau 12

Tableau 12. Données comparatives sur la déconstruction/platinage

SOURCE DES DONNEES

ARN 2007

FEBELAUTO 2009

SEES 2006

ADEME 2008

DTI UK 2005

OPTIVAL 2011

MVHU

936

939

950

928,2

982,7

989

ELEMENTS

 %MVHU

PNEUS

3,15 %

1,99 %

2,71 %

3,78 %

3,19 %

2,93 %

PIECES DETACHEES

26,30 %

1,24 %

VERRES

2,67 %

1,40 %

PARE-BRISES

0,97 %

PARE-CHOCS (PE/PP)

0,61 %

0,83 %

CATALYSEURS

0,17 %

0,20 %

0,10 %

0,25 %

PU

0,76 %

0,61 %

TEXTILES

0,21 %

FAISCEAUX

0,08 %

GARDES BOUES

0,13 %

BAGUETTES

0,06 %

ENJOLIVEURS

0,09 %

0,09 %

RESERVOIRS

0,90 %

JOINTS

0,82 %

CEINTURES DE SECURITE

0,05 %

FIBRES DE COCO

0,05 %

BILAN

8,21 %

2,16 %

2,91 %

30,08 %

3,29 %

9,71 %

Conclusion

Les résultats présentés ici sont issus d’une part d’une exploitation poussée des données bibliographiques, et d’autre part de 3 campagnes expérimentales réalisées sur site industriel. L’analyse bibliographique révèle que la masse moyenne des VHU augmente significativement dans la période de temps étudiée, passant de 910 kg en 1985 à près de 970 kg en 1997. Dans le même temps, la proportion de métaux ferreux baisse, partiellement compensée par une augmentation des matériaux polymères. Concernant les métaux non ferreux, les fortes incertitudes entachant les données disponibles ne permettent pas de dégager de tendance ni à la hausse ni à la baisse.

Les campagnes expérimentales ont été réalisées dans l’objectif de comparer 3 scénarios de démantèlement de plus en plus poussé des véhicules. Chaque campagne a traité un échantillon d’au moins 90 VHU, dont la masse et l’âge moyens ont été estimés à 989 kg / VHU et 14 ans respectivement. Les résultats présentés dans cet article portent sur les bilans matière des opérations de dépollution/sécurisation et de démantèlement/platinage. La phase de broyage et les autres critères feront l’objet de publications ultérieures.

La masse des matériaux retirés lors des opérations de dépollution / sécurisation est de 3,6 +/0,1 % de la masse des véhicules. Cette valeur correspond à la limite haute des données de la bibliographie. La contribution de ces opérations au taux de recyclage des métaux ne concerne que le plomb des batteries et représente de l’ordre donc seulement de 1% de la masse des VHU.

La contribution des opérations de démantèlement / platinage au calcul des taux de valorisation est plus élevée que celle des opérations précédentes. Les campagnes d’essais montrent que le taux de valorisation augmente logiquement avec le niveau de démantèlement réalisé, passant de 5% de la masse moyenne des VHU pour le scénario minimal à près de 10% pour le scénario le plus poussé. La contribution au taux de recyclage des métaux est assez faible cependant (de l’ordre de 2,6 à 2,8% de la masse moyenne des véhicules). Elle est peu affectée par le niveau de démantèlement.

La sélection du scénario optimal devra se baser sur l’analyse d’autres critères complémentaires à ceux présentés ici, dont l’exploitation fera l’objet de prochaines publications.

Ce programme, qui fait l’objet d’un doctorat à l’INSA de Lyon, est soutenu financièrement par le crédit impôt recherche et par l’Ademe. Les auteurs remercient ces partenaires pour leur soutien.

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Annexes

Notes :

1 - Le démolisseur peut mettre en œuvre des conditions alternatives qui assurent au moins un niveau équivalent de protection de l’environnement. Le démolisseur peut ainsi ne pas retirer ces éléments s’ils sont séparés lors ou à l’issue du broyage dans des conditions qui permettent leur recyclage en tant que matériaux.

2- Les valeurs relatives aux métaux sont légèrement minorées puisque les données d’INDRA concernant les faisceaux, les batteries ou les pots catalytiques, sont comptabilisées sur un autre poste

3-Dont 3 % de pneus et 3 % d’autres caoutchoucs (techniques, durites, …)

4-Cette valeur est adaptée d’une donnée ACORD (Material composition of a typical 1990s European car) dans Towards self-disassembling vehicles (The Journal of Sustainable Product Design 3 : 59–74, 2003)

5-Cette valeur inclut, entre autres, les caoutchoucs, les textiles, les liquides et 2,2 % de PUR.

6-Afin de mesurer l’impact des résidus de filtres à huiles sur la qualité des résidus de broyage légers ou fluffs, ils ont été laissés sur une série de 30 carcasses. Les résultats correspondants sont intégrés à l’évaluation des impacts sur la filière.

7-PUNR : pneus usagés non réutilisables

8-UIOM : usine d’incinération d’ordures ménagères

9-Incertitude maximale estimée entre 1997 et 1999 d’après les données du tableau 1

Pour citer ce document

Référence papier : Alexis Schmid, Pascale Naquin et Rémy Gourdon « Etude expérimentale de l’incidence du niveau de démantèlement sur le taux de valorisation avant broyage des véhicules hors d’usage (VHU) », Dechets sciences et techniques, N°61, 2012, p. 30-48.

Référence électronique : Alexis Schmid, Pascale Naquin et Rémy Gourdon « Etude expérimentale de l’incidence du niveau de démantèlement sur le taux de valorisation avant broyage des véhicules hors d’usage (VHU) », Dechets sciences et techniques [En ligne], N°61, mis à jour le : 18/03/2015, URL : http://lodel.irevues.inist.fr/dechets-sciences-techniques/index.php?id=2664, https://doi.org/10.4267/dechets-sciences-techniques.2664

Auteur(s)

Alexis Schmid

Société ACYCLEA, Groupe PRAXY, 21850 Saint-Apollinaire, France

Pascale Naquin

INSAVALOR division POLDEN, 69603 Villeurbanne cedex, France

Rémy Gourdon

Université de Lyon, INSA de Lyon, Laboratoire de Génie Civil et d’Ingénierie Environnementale, 69621 Villeurbanne cedex, France