Déchets, Sciences & Techniques

N°73


Analyse du cycle de vie (ACV) d’une filière de valorisation terrestre de sédiments de dragage marins contaminés


Juncheng Bai, Vincent Chatain et Valérie Laforest

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Résumé

Le dragage des ports français génère chaque année entre 25 et 40 millions de tonnes de sédiments, cependant peu de filières de traitement et de valorisation adaptées existent. Par conséquence, de nombreux programmes de recherche ont émergé tel que le programme SEDiGEST qui envisageait un scénario de remblaiement des carrières par des sédiments marins traités.
L’objectif de cet article est d’évaluer les impacts environnementaux de cette filière de valorisation terrestre de sédiments marins afin de mieux identifier les processus les plus pénalisants. L’évaluation a été réalisée en utilisant une Analyse de Cycle de Vie (ACV) via l’outil GaBi 6, la base de données Ecoinvent v2.2 et la méthode de caractérisation ReCiPe.
Dans le scénario de remblaiement de carrière, l’étude comparative de deux alternatives au sein d’une même filière de valorisation terrestre a ainsi permis de conclure que l’ajout d’une étape de stabilisation par des liants hydrauliques ne semble pas bénéfique et ne permet pas de réduire les impacts environnementaux potentiels.

Abstract

The dredging of the French harbors generates every year between 25 and 40 million tons of sediments, however few adapted treatment and valorization systems exist. Consequently, numerous research programs emerged such as SEDiGEST, which envisaged a scenario of backfill of the careers by treated marine sediments.
The objective of this article is to assess results of the marine sediment terrestrial valorization systems in order to better identify the most impacting part of the systems. The assessment has been performed following the life cycle assessment (LCA) methodology via the GaBi 6 software, EcoInvent v2.2 databases with the characterization method ReCiPe.
In the backfill scenario, the comparative study of the two treatments within the same terrestrial valorization system concluded that the addition of the stabilization step with hydraulic binders seems not to be beneficial and do not reduce the potential environmental impacts.

Entrées d'index

Mots-clés : analyse du cycle de vie, analyse environnementale, filières de valorisation, sédiments marins dragués

Keywords: dredged marine sediments, environmental evaluation, life cycle analysis, valorization strategy

Texte intégral

Introduction

L’accumulation de particules sédimentaires au fond et sur les bords de cours d’eau et de voies de navigation ainsi que dans les ports maritimes conduit à les encombrer et les obstruer. Afin de maintenir et de restituer ces accès, il est nécessaire de draguer ou de curer régulièrement (TRAN Ngoc Thanh, 2009).

Néanmoins, la gestion des sédiments doit se faire de façon rationnelle et mesurée en intégrant les coûts économiques, sociaux et environnementaux liés à de telles pratiques.

Les opérations de dragage de sédiments concernaient près de 18,6 millions de tonnes de sédiment (en poids sec) en France métropolitaine et Outre-Mer en 2010, 33,56 millions de tonnes en 2009, et 23,2 millions de tonnes en 2008 (Le Guyader, 2011 ; Le Guyader, 2013). Selon la législation européenne, une fois que les sédiments sont extraits de leur environnement naturel, ils sont considérés comme des déchets et nécessitent d’être gérés en conséquence (European Council, 2002 ; French Official Journal, 2007).

Les sédiments marins sont principalement composés de phases minérales (quartz, silicates, carbonates, oxyhydroxydes de fer et de manganèse, sulfures…) et de matière organique (Loustau-Cazalet, 2012 ; Chatain et al. ; 2013 ; Couvidat, 2015 ; Couvidat et al. ; 2015). Ils résultent de l’accumulation des matières solides et colloïdales et constituent ainsi le réservoir final de nombreux contaminants issus d’activités nautiques, urbaines, industrielles et/ou portuaires. Ils agissent de fait comme des intégrateurs et des amplificateurs des concentrations de contaminants (DelValls et al., 1998). Les polluants inorganiques, tels que Cu, Zn, Pb, Cr, Hg et/ou As, sont particulièrement préoccupants du fait de leur ubiquité dans l’environnement et de leur persistance (Couvidat, 2015 ; Couvidat et al. ; 2016a et b). Un grand nombre de polluants organiques est également retrouvé, accumulé dans les sédiments marins, tels que les PCB, les HAP, les résidus médicamenteux ou les perturbateurs endocriniens, ainsi que les composés organométalliques comme les organoétains principalement issus des peintures « anti-salissures » protégeant les bateaux de la fixation des organismes aquatiques. Ces composés, fréquemment rencontrés à des concentrations variables dans les sédiments marins de dragage, sont considérés comme dangereux pour l’environnement comme pour la santé humaine (Caplat et al., 2005 ; Casado-Martínez et al., 2009 ; Dı́ez et al., 2002 ; Eek et al., 2008 ; Jones and Turki, 1997 ; Lions et al., 2010 ; ; Ribecco et al., 2011 ; Staniszewska et al., 2011 ; Mamindy-Pajany et al., 2012). Pour mettre en place un schéma durable de gestion d’un sédiment de dragage en vue d’une valorisation éventuelle, il est nécessaire d’en avoir une connaissance fine. En particulier, connaitre le niveau de contamination ne suffit pas, il est essentiel de déterminer et de comprendre comment les contaminants sont répartis dans la matrice sédimentaire, d’évaluer l’efficience et l’efficacité d’un éventuel traitement en vue d’une potentielle valorisation.

Dans ce contexte, le principal objectif de cette étude est d’évaluer, via le cadre méthodologique de l’analyse du cycle de vie (ACV), le bénéfice environnemental ou non d’une étape supplémentaire de stabilisation dans le cadre d’une filière de la valorisation d’un sédiment marin contaminé. Le premier scénario étudié met ainsi en œuvre les étapes de bioremédiation, criblage, chaulage, stabilisation hydraulique et concassage avant la valorisation en carrière. Alors que le second scénario comprend seulement les étapes de bioremédiation et de criblage avant valorisation en remblaiement de carrières.

I. Matériel et méthodes

I.1. Positionnement méthodologique de l’analyse de cycle de vie

La finalité de ce travail étant de comparer deux scénarios présentant des différences en termes d’unité de traitement ou de consommables par exemple, il était important de prendre en considération non seulement les scénarios en mode d’utilisation mais aussi les éléments amont et aval, directs et indirects. De ce fait, le choix s’est porté sur l’utilisation de la démarche d’analyse de cycle de vie (ACV). L’analyse environnementale est ainsi effectuée selon la démarche proposée dans la norme ISO 14040. Elle comprend 4 étapes : (1) définition des objectifs et du champ de l’étude (2) analyse de l’Inventaire (3) évaluation de l’impact et (4) interprétation.

La mise en œuvre de l’ACV s’est faite via l’outil GaBi 6 et la base de données Ecoinvent v2.2. La méthode de caractérisation des impacts ReCiPe a été choisie car elle permet d’évaluer un spectre large d’indicateurs d’impacts environnementaux et de flux en proposant non seulement les indicateurs « midpoints » (indicateurs intermédiaires orientés « problème »), mais aussi les indicateurs « endpoints » (indicateurs orientés « dommage »). En outre, cette méthode hybride harmonise les indicateurs intermédiaires et de dommages au sein d’une seule méthode. (Thériault, 2011)

I.2. Description des scénarios

Les deux scénarios étudiés sont présentés dans ce paragraphe et illustrés par lafigure 1.

Dans cette étude, la phase de dragage n’a pas été considérée car l’objectif est de comparer les impacts potentiels des deux scénarios de valorisation. Pour cela, les deux scénarios sont supposés utiliser le même procédé de dragage.

Description du scénario 1

Le sédiment provient d’un port de pêche (sédiment brut) dragué en janvier 2007 dans le cadre du projet SEDIMARD 83 (SEDIments MARins Dragués du Var) (Loustau-Cazalet, 2012 ; Chatain et al. ; 2013). Le projet SEDIMARD 83, lancé en 2006 par le Conseil Général du Var, s’inscrit dans ce contexte d’identification des modes terrestres de gestion alternatifs à l’immersion. (Grosdemange et al. ; 2008).

Après la phase de dragage, le sédiment étudié a subi une bioremédiation pendant 4 mois sur une plate-forme de compostage. Le sédiment a ensuite été criblé à 20 mm et stocker dans de grands conteneurs. Le chaulage du sédiment criblé a ensuite été effectué en incorporant 10 % de chaux exprimé par rapport à la masse sèche de sédiment criblé. L’incorporation de la chaux dans le sédiment a été réalisée à l’aide d’une bétonnière en plusieurs gâchées (délayage et malaxage du ciment).

La troisième étape a consisté à lier le sédiment chaulé avec du ciment, avec un pourcentage d’incorporation de 10 % par rapport à la masse sèche de sédiment chaulé (ciment CALCIA® : CEM I 52,5 N CE PM-CP2). L’incorporation du liant dans le sédiment a également été réalisée à l’aide d’une bétonnière en plusieurs gâchées. La quantité d’eau ajoutée lors du gâchage a été estimée à environ 17 % par rapport à la masse totale de la gâchée (c’est-à-dire la masse de sédiment chaulé plus la masse de ciment et plus la masse d’eau). La gâchée a ensuite été étalée sur une géo-membrane et laissée à l’air pendant 28 jours pour sécher.

La quatrième étape a consisté à concasser grossièrement la gâchée à l’aide d’une pelle mécanique. La gâchée a ensuite été broyée plus finement à l’aide d’un concasseur, puis criblée à 20 mm avant d’être conditionnée dans des big-bags (la fraction de diamètre inférieure à 20 mm). Ce sédiment est appelé « sédiment traité » dans cette étude pour le distinguer du « sédiment brut » échantillonné dès la sortie de l’eau, et du « sédiment AR », collecté après la période de bioremédiation.

La cinquième étape (étape non réalisée mais estimée par calculs) a consisté à envisager le transport du sédiment traité vers une carrière, puis le remblaiement de celle-ci.

Description du scénario 2

Dans ce scénario, le traitement de stabilisation via l’ajout d’un liant hydraulique suivi d’un concassage n’est pas effectué. Le sédiment est directement envoyé en carrière après la bioremédiation (Loustau-Cazalet, 2012).

Figure 1 : représentation schématique des scénarios

II. Démarche et étapes initiales de l’ACV

II.1. Etape 1 : définition des objectifs et du champ de l’étude

Cette étude a pour objectif d’évaluer et de comparer l’influence et le bénéfice d’une phase de stabilisation par liant hydraulique d’un sédiment d’origine portuaire bioremédié au sein d’une même filière de valorisation terrestre.

La fonction principale du système étudié est de « valoriser les sédiments de dragage ». La quantification de la fonction étudiée est basée sur une quantité de sédiments dragués à traiter. Ainsi, l’unité fonctionnelle qui permettra la comparaison des scénarios de traitement/valorisation se définit comme « Valoriser une tonne de sédiments marins en comblement de carrière pour des scénarios d’une durée de 12 mois ».

Les frontières des systèmes identifient les étapes, processus et flux considérés dans l’ACV et sont indiquées dans la figure 1. Deux scénarios sont ainsi distingués :

  • Scénario 1 : Processus comprenant l’ensemble de la chaine de traitement (bioremédiation, stabilisation et concassage).

  • Scénario 2 : Processus sans la phase de stabilisation (ni chaulage, ni liant hydraulique, ni concassage).

Seule la contamination liée aux polluants inorganiques est prise en compte dans cette étude pour des raisons de disponibilité de données.

II.2. Etape 2 : analyse de l’inventaire du cycle de vie

L’analyse de l’inventaire (ICV) est la phase de l’ACV impliquant la compilation, la synthèse et la quantification des entrants et des sortants pour un système donné au cours de son cycle de vie.

II.2.1. Méthodologie de collecte des données

Cette ICV a pour but de fournir des données environnementales quant au cycle de vie des deux scénarios de valorisation de sédiment. Elle a donc été réalisée de manière à privilégier les données primaires disponibles, c’est-à-dire les données spécifiques d’un échantillon de modèles supposés représentatifs de ces deux scénarios. Ces données primaires ont essentiellement été collectées dans divers rapports présents sur la gestion de sédiments français (SEDIMARD, SEDIGEST, etc.) (Grosdemange et al. ; 2008 ; Moretto et Perrodin, 2011).. Les données manquantes, incomplètes ou non facilement accessibles ont été complétées par des hypothèses et des données secondaires, c’est-à-dire des données génériques ou théoriques disponibles dans la littérature et la base de données en ACV. La base de données ECOINVENT v2.2 a été notamment utilisée pour compléter les données secondaires disponibles. De plus, puisque tous les processus ne sont pas intégrés dans la base de données ECOINVENT v2.2, les processus les plus proches pour modéliser les processus réels ont été utilisés.

II.2.2. Synthèse de l’inventaire

Du fait, d’une part de la disponibilité des données et, d’autre part, de la confidentialité imposée par le gestionnaire concernant l’origine des sédiments, certaines hypothèses ont dû être posées de manière générale pour les deux scénarios.

    II.2.2.1. Hypothèses générales considérées et données communes pour les deux scénarios

  • Tous les traitements sont réalisés sur une plate-forme expérimentale située à une distance de 35 km du lieu de dragage portuaire.

  • Le sédiment traité est ensuite transporté à 3,7 km pour remblaiement dans une carrière.

  • La composition du sédiment ne change pas pendant la phase de criblage, transport et de concassage.

  • Les pertes de masse du sédiment pendant les traitements sont négligées et notamment le refus de criblage est de 0 (hypothèse simplificatrices).

Le tableau 1 présente les données communes aux deux scénarios.

Tableau 1 : Inventaire d’ACV communs aux deux scénarios

Données entrantes

Données sortantes

Etapes
du scénario

Flux

valeur

unité

Flux

valeur

unité

Transport

camion de benne

35

t*km

émission dans l'air

sédiment brut

1 000

kg

sédiment brut

1 000

kg

teneur en polluants
de sédiment brut

teneur en polluants
de sédiment brut

As

20

mg/kg de MS

As

20

mg/kg de MS

Cr

72

mg/kg de MS

Cr

72

mg/kg de MS

Cu

1354

mg/kg de MS

Cu

1354

mg/kg de MS

Ni

26

mg/kg de MS

Ni

26

mg/kg de MS

Pb

200

mg/kg de MS

Pb

200

mg/kg de MS

Zn

1096

mg/kg de MS

Zn

1096

mg/kg de MS

siccité

45,1

%

siccité

45,1

%

densité

1557

kg/m³

densité

1557

kg/m³

Bioremédiation

pelle mécanique (excavation)

5,2

m3

émissions

sédiment brut

1 000

kg

sédiment AR

563,75

kg

refus de criblage_matière minérale

0

kg

teneur en polluants
de sédiment AR

eau pluie

585

kg

As

19,1

mg/kg de MS

Cr

70,8

mg/kg de MS

Cu

944,5

mg/kg de MS

Ni

28,4

mg/kg de MS

Pb

236,8

mg/kg de MS

Zn

775,3

mg/kg de MS

siccité

80

%

eau contaminée

715

kg

teneur en polluants
de l'eau contaminée

Cu

0,268

mg/kg  de l'eau

Ca

0,568

mg/kg  de l'eau

Zn

0,458

mg/kg  de l'eau

Criblage

crible vibrant (masse de sédiment)

563,75

kg

émissions

sédiment AR

563,75

kg

sédiment AR
criblé à 20 mm

563,75

kg

refus de criblage
matière minérale

0

kg

refus de criblage
macro déchets

0

kg

­ 

II.2.2.2. Inventaire pour le premier scénario

Les données sur la teneur en polluants inorganiques des sédiments avant bioremédiation (AR) et traités sont issues de la thèse de Doctorat de Loustau Cazelet (2012), alors que les données sur le sédiment brut ont été extraites de la présentation générale du projet SEDIMARD 83 (Grosdemange et al., 2008).

Le tableau 2 présente l’inventaire spécifique au scénario 1, il comprend toutes les données entrantes et sortantes de chaque phase, aussi bien celles primaires que secondaires.

Tableau 2 : Inventaire d’ACV sur les procédés spécifiques au scénario 1

Etapes du
scénario

Données entrantes

Données sortantes

Flux

valeur

unité

Flux

valeur

unité

Chaulage +
stabilisation

énergie électrique

0,5

kwh

émissions

pelle mécanique
(excavation)

1,95

m3

sédiment traité

756,06

kg

CaO

45,1

kg

teneur en polluant
de sédiment traité

ciment

49,16

kg

As

15,6

mg/kg de MS

eau

128,54

kg

Cr

67

mg/kg de MS

sédiment AR
criblé à 20 mm

563,75

kg

Cu

783,5

mg/kg de MS

eau pluie

76,5

kg

Ni

21,2

mg/kg de MS

Pb

210,7

mg/kg de MS

Zn

695,3

mg/kg de MS

Ca

144500

mg/kg de MS

eau contaminée
(l'eau pluie d'un mois)

765

kg

teneur en polluants
de l'eau contaminée

Cu

0,27

mg/kg de l'eau

Ca

0,024

mg/kg de l'eau

Concassage

pelle mécanique
(excavation)

0,35

m3

émissions

concasseur

756,06

kg

sédiment traité
concassé

756,06

kg

sédiment traité

756,06

kg

Transport

camion de benne

2,8

t*km

émissions

sédiment traité
concassé

756,06

kg

sédiment traité
concassé

756,06

kg

Valorisation
en carrière

sédiment traité
concassé

756,06

kg

sédiment traité
concassé

eau pluie

535,5

kg

teneur en polluants
après la
lixiviation

As

15,6

mg/kg de MS

Cr

67

mg/kg de MS

Cu

781,17

mg/kg de MS

Ni

21,2

mg/kg de MS

Pb

210,7

mg/kg de MS

Zn

695,3

mg/kg de MS

Ca

14499,88

mg/kg de MS

eau contaminée
(l'eau pluie de
7 mois)

535,5

kg

teneur en polluants
de l'eau
contaminée

Cu

1,917

mg/kg de l'eau

Ca

0,1704

mg/kg de l'eau

Station
d'épuration
physicochimique

eau contaminée
(bio
+ stabilisation)

791,5

kg

émissions

calculées par l'ACV

­ 

II.2.2.3. Inventaire pour le second scénario

Sachant que dans le deuxième scénario les processus de stabilisation et de concassage n’existent pas, l’inventaire du deuxième scénario est donc légèrement différent de celui déjà réalisé dans le premier scénario.

Les calculs sont refaits pour les phases de transport (2), le traitement de l’eau contaminée et la valorisation, car les phases de transport (1), bioremédiation et de criblage n’ont pas été modifiées. Le Tableau présente l’inventaire des phases spécifiques au deuxième scénario. Il comprend toutes les données entrantes et sortantes de chaque phase, aussi bien celles primaires que secondaires.

Tableau 3 : Inventaire d’ACV sur les procédés spécifiques au scénario 2

Etapes du
scénario

Données entrantes

Données sortantes

Flux

valeur

unité

Flux

valeur

unité

Transport

camion de benne

2

t*km

émissions

sédiment AR
criblé à 20 mm

563,75

kg

sédiment AR
criblé à 20 mm

563,75

kg

Valorisation
en carrière

sédiment AR
criblé à 20 mm

563,75

kg

sédiment AR
criblé à 20 mm

563,75

kg

eau pluie

677

kg

teneur en polluants
après la lixiviation

As

19,1

mg/kg de MS

Cr

70,8

mg/kg de MS

Cu

944,2

mg/kg de MS

  

Ni

28,4

mg/kg de MS

Pb

236,8

mg/kg de MS

Zn

774,78

mg/kg de MS

eau contaminée
(l'eau pluie de 7 mois)

677

kg

teneur en polluants
de l'eau contaminée

Cu

0,255

mg/kg de l'eau

Zn

0,435

mg/kg de l'eau

Station
d'épuration
physicochimique

eau contaminée
(bio + stabilisation)

715

kg

émissions

calculées par l'ACV

­ 

II.3. Résultats : évaluation des impacts et interprétation des résultats (étapes 3 et 4)

L’évaluation des impacts environnementaux a été réalisée en utilisant la méthode « ReCiPe » via le logiciel d’analyse de cycle de vie GaBi 6 développé par ThinkStep en se basant sur la base de données ECOINVENT v2.2.

Dans l’objectif d’une étude préliminaire, nous avons tout d’abord conservé l’ensemble des indicateurs d’impacts de la méthode ReCiPe. Le tableau 4 présente la liste des indicateurs retenus.

Tableau 4 : Indicateurs d’impact environnementaux quantifiés issus de la méthode ReCiPe

Ecotoxicité terrestre

Epuisement de l’eau

Ecotoxicité aquatique, marine

Epuisement des ressources minérales

Occupation du territoire

Epuisement des ressources fossiles

Ecotoxicité aquatique, eaux douces

Toxicité humaine

Radiation ionisante

Changement climatique

Acidification terrestre

Eutrophisation aquatique, eau douce

Destruction de la couche d’ozone

Formation de matières particulaires

Formation de photo-oxydant

Eutrophisation aquatique, marine

II.4. Interprétation des résultats du premier scénario

II.4.1. Bilan sur les indicateurs de flux

Concernant les flux entrants, les résultats obtenus montrent que la phase de bioremédiation est très majoritaire. Ceci est notamment dû à l’eau de pluie comprise dans la consommation de ressources. Si on enlève l’eau de pluie n’est pas prise en compte, le processus de stabilisation (chaulage et liant hydraulique) est celui qui consomme le plus de ressource. Ceci est dû à la fabrication du ciment et de la chaux. Les autres processus sont aussi consommateurs de ressources mais en quantité moindre. En effet, si la consommation d’eau n’est pas prise en compte, la consommation de ressources est alors majoritairement liée à la consommation de diesel, du fait de l’utilisation des machines, tels que la pelle mécanique, le crible vibrant, etc.

Ainsi, l’étape de chaulage et stabilisation contribue de façon importante (90 %) à l’émission totale. L’étape de bioremédiation contribuerait quant à elle à hauteur de 7 %. Les étapes de concassage et de criblage semblent plutôt négligeables dans ce cas.

Les résultats montrent que les émissions principales se font vers l’eau, surtout dans l’étape de chaulage et de stabilisation, les émissions vers l’air sont aussi importantes dans toutes les étapes. Par contre, les émissions vers le sol sont très faibles.

II.4.2. Bilan sur les indicateurs d’impact

Comme la méthode intègre 16 indicateurs d’impacts environnementaux, tous ne peuvent pas être présentés. A titre d’illustration, seuls quelques résultats sur des indicateurs d’impacts locaux et planétaires seront présentés. Au niveau local, les indicateurs de toxicité et écotoxicité seront abordés. Pour l’impact planétaire, seul l’indicateur « changement climatique » est présenté à titre d’exemple afin de mieux comprendre la tendance des impacts environnementaux.

Les résultats sur les impacts environnementaux potentiels montrent que la toxicité humaine, l’écotoxicité aquatique de l’eau douce et l’écotoxicité marine sont principalement générées par la phase de valorisation (remblais en carrière). Les autres impacts environnementaux sont liés aux phases de stabilisation et de bioremédiation.

Tableau 5 : Indicateurs d’impact environnementaux quantifiés issus de la méthode ReCiPe pour le scénario 1 montrant la prédominance de l’étape de valorisation

Toxicité humaine (TH) (kg 1.4-DB eq)

Part TH/Total TH (%)

Ecotoxicité aquatique eau douce (EA) (kg 1,4-DB eq)

Part EA/total EA (%)

Ecotoxicité marine (EM) (kg 1,4-DB eq)

Part EM/total EM (%)

Bioremédiation

0,186

0,095

0,013

0,22

0,013

0,26

Chaulage + stabilisation

0,751

0,383

0,04

0,69

0,034

0,69

Concassage

0,005

0,003

0

0,00

0

0,00

Traitement de l’eau

0,068

0,035

0,004

0,07

0,004

0,08

Valorisation

194,906

99,484

5,761

99,02

4,909

98,97

Total

195,916

100

5,818

100

4,96

100

Le tableau 6 présente les résultats de l’impact sur le « changement climatique ». Il montre qu’environ 92 % de cet impact est généré par la phase de stabilisation et environ 7 % est généré par la phase de bioremédiation. La répartition entre les grands contributeurs à cet impact est : la fabrication du ciment et de la chaux pour l’étape de stabilisation puis le transport et l’utilisation de la pelle mécanique pour la bioremédiation. Ce dernier pourrait être diminué en contrôlant la distance de transport.

Tableau 6 : Répartition de la contribution des phases du processus à l’indicateur de changement climatique

Changement climatique

Contribution par phase du scénario

Eléments contributeurs majoritaires

Stabilisation : 86,12 %

Ciment : 40,9 %

Chaux : 44,13 %

Processus complet :
93,43 kgCO
2eq

Bioremédiation : 6,5 %

Transport : 3,74 %

Pelle : 2,76 %

En conclusion, la phase de valorisation apparaît comme responsable des impacts potentiels de la toxicité humaine et des écotoxicités aquatiques ; la phase de stabilisation est, quant à elle, la plus « impactante » notamment sur le changement climatique du fait de l’utilisation du ciment et de la chaux.

II.5. Interprétation des résultats du deuxième scénario

II.5.1. Bilan sur les indicateurs de flux

Concernant le deuxième scénario (processus sans la phase de stabilisation), en plus de la consommation de l’eau, les ressources non renouvelables et le diesel sont les plus consommatrices.

Au regard du flux sortant total, un premier constat peut être établi concernant l’importante contribution, à l’émission totale, de l’étape de bioremédiation à hauteur d’environ 80 %. L’étape de traitement de l’eau contaminée serait quant à elle responsable d’environ 12 %, et l’étape de valorisation est responsable d’environ 8 %. L’étape de criblage semble plutôt négligeable dans ce cas.

Selon les résultats, les émissions principales sont celles vers l’eau, surtout dans l’étape de bioremédiation. Les émissions vers l’air sont aussi importantes. Par contre, les émissions vers le sol sont relativement faibles.

II.5.2. Bilan sur les indicateurs d’impact

Les résultats obtenus indiquent que les impacts environnementaux potentiels sur la toxicité humaine, l’écotoxicité aquatiques d’eau douce et l’écotoxicité marine sont principalement générées par la phase de valorisation (remblais en carrière). Les autres impacts environnementaux sont généralement générés par la phase de bioremédiation. Le tableau 7 présente les résultats pour certains indicateurs d’impacts.

Tableau 7. Répartition de la contribution des phases du processus à l’indicateur de changement climatique

Toxicité humaine (TH) (kg 1,4-DB eq)

Part TH/Total TH (%)

Ecotoxicité aquatique eau douce (EA) (kg 1,4-DB eq)

Part EA/total EA (%)

Ecotoxicité marine (kg 1,4-DB eq)

Part EM/total EM (%)

Bioremédiation

0,186

0,10

0,013

0,37

0,013

0,46

traitement de l'eau

0,04

0,02

0,002

0,06

0,02

0,70

Valorisation

176,28

99,88

3,491

99,57

2,816

98,84

Total

176,506

100

3,506

100

2,849

100

­ 

Tableau 7 (suite). Répartition de la contribution des phases du processus à l’indicateur de changement climatique

Epuisement des ressources fossiles (kg oil eq)

Part ERF/Total ERF (%)

Changement climatique (kg CO2-eq)

Part CC/total CC (%)

Occupation terrestre (m²)

Part OT/total OT (%)

Bioremédiation

2,404

67,64

6,5

94,48

2,70E-03

96,98

Traitement de l'eau

0,33

9,29

0,17

2,47

6,00E-06

0,22

Valorisation

0,82

23,07

0,21

3,05

7,80E-05

2,81

Total

3,554

100

6,88

100

2,78E-.03

100

­ 

II.6. Comparaison des deux scénarios

En comparant les résultats des flux entrants et sortants, sans prise en compte des phases de stabilisation et de concassage, les deux scénarios diffèrent peu.

D’un point de vue des impacts environnementaux, les résultats (exemples sur les figure 2, figure 3, figure 4) montrent que pour chaque indicateur d’impacts, le deuxième scénario (scénario 2) est potentiellement moins « impactant » que le premier (scénario 1). Plus particulièrement, les résultats montrent que la phase de (chaulage + stabilisation + concassage), qui a pour objectif d’avoir un sédiment plus stable, cause l’effet contraire à celui attendu. En effet, non seulement, cette étape complémentaire augmente les impacts environnementaux globaux (du fait des intrants et sortant de cette étape) mais elle a aussi un effet sur les impacts des étapes en aval en augmentant la valeur de leurs impacts potentiels. Ainsi, cette étape ne semble pas efficace pour ce sédiment brut et cause plus d’impacts potentiels sur les étapes suivantes de valorisation et de traitement de l’eau notamment pour les indicateurs présentés (changement climatique, toxicité humaine, ressources minérales).

Figure 2 : Comparaison des deux scénarios sur le changement climatique

­ 

Figure 3 : comparaison des deux scénarios sur la toxicité humaine

­ 

Figure 4 : comparaison des deux scénarios sur l’épuisement des ressources minérales

Conclusion

Cette étude visait à améliorer, via une analyse de cycle de vie (ACV), la compréhension et la comparaison des impacts environnementaux liés au traitement d’un sédiment marin issu d’une zone portuaire française selon deux scénarios. Les résultats obtenus permettent de mettre en évidence que la phase de (chaulage + stabilisation + concassage) est la plus consommatrice de ressources et génère le plus d’émissions. En outre, elle entraîne une augmentation des impacts des procédés positionnés en aval.

Les résultats d’analyse chimique avaient démontré que le scénario 1 n’était pas le plus favorable. L’analyse environnementale comparative confirme que le sédiment qui a subi l’étape de stabilisation (scénario 1) ne permet pas une immobilisation des polluants. Cette première configuration de traitement (avec stabilisation) est de plus potentiellement plus impactante d’un point de vue de la toxicité humaine, l’écotoxicité, le changement climatique et les autres indicateurs environnementaux. Ainsi, dans le contexte de remblaiement de carrière pour les sédiments étudiés, le procédé de stabilisation avec liant-hydraulique ne semble pas être une solution satisfaisante. L’efficacité et l’intérêt du procédé de stabilisation peuvent ainsi être discutés.

En outre, afin de réduire les impacts dus à ces scénarios de traitement, des solutions peuvent être proposées, par exemple :

  • réaliser le traitement directement sur le site de la carrière afin de diminuer les émissions de transport,

  • collecter l’eau contaminée de remblaiement afin de contrôler la mobilité des polluants inorganiques.

­ 

Les auteurs remercient le GIS EEDEMS pour son soutien financier dans la réalisation de ce travail effectué dans le cadre du stage de master de Juncheng BAI.

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Pour citer ce document

Référence électronique : Juncheng Bai, Vincent Chatain et Valérie Laforest « Analyse du cycle de vie (ACV) d’une filière de valorisation terrestre de sédiments de dragage marins contaminés », Déchets sciences et techniques [En ligne], N°73, mis à jour le : 12/06/2017, URL : http://lodel.irevues.inist.fr/dechets-sciences-techniques/index.php?id=3564, https://doi.org/10.4267/dechets-sciences-techniques.3564

Auteur(s)

Juncheng Bai

Université de Lyon, Ecole des mines de Saint-Etienne, I. Fayol, UMR 5600 EVS, F‑42023 Saint-Etienne, France

Vincent Chatain

Université de Lyon, INSA Lyon, Laboratoire DEEP (Déchets Eau Environnement Pollutions), EA4126, 69621 Villeurbanne Cedex, France

Valérie Laforest

Université de Lyon, Ecole des Mines de Saint‑Etienne, I. Fayol, UMR 5600 EVS, F‑42023 Saint-Etienne, France
Auteur correspondant : laforest[at]emse.fr