### 5.2.1.3. Evaluation de "situation" versus "action"

Il s'agit ici de montrer, via la cartographie, la dichotomie entre deux grandes familles de méthodes :

* Des méthodes descriptives ou attributionnelles ont vocation à évaluer une situation à un temps T (plus ou moins « large »). On y établit une « photographie » aux bornes du système à étudier.

* Des méthodes différentielles ou conséquentielles, destinées à l'évaluation d'actions ou de projets. Elles procèdent de manière relative en quantifiant les impacts du système étudié par rapport à une référence

<table><caption>Tableau 10 : Liste des méthodes visant à l'évaluation de situation (photographie) versus d'action (différentiel)</caption><thead><tr><td>Approche « descriptive » / évaluation de situation</td><td>Approche « différentielle » / évaluation d'action</td></tr></thead><tbody><tr><td>[ACV attributionnelle] et les méthodes qui lui sont apparentées</td><td>[ACV conséquentielle] et les méthodes qui lui sont apparentées</td></tr><tr><td>[OEF], ainsi que les autres méthodes évaluant une organisation</td><td>[EIE] et [EES]</td></tr><tr><td>[EEIO]</td><td>[QA locale]*</td></tr><tr><td>[Invent. Nat.]</td><td>[EQRS]*</td></tr><tr><td>[MIPS]</td><td>Dans certains cas, [ACV attributionnelle]**</td></tr></tbody></table>

* Ont été rangées dans la catégorie « évaluation d'action », les méthodes [QA locale] et [EQRS] qui vont chercher à positionner l'incidence d'une action vis-à-vis d'une situation ou alors chercher à conclure sur le caractère acceptable d'un risque vis-à-vis de valeurs de référence (de nature réglementaire par exemple).

** La méthode [ACV attributionnelle] peut également, et sous certaines conditions<fnref n="17" />, permettre l'évaluation d'action en procédant par comparaison de deux photographies.

Cette seconde famille de méthodes (action / approche différentielle) permet de faire porter l'évaluation sur les changements engendrés par rapport à une situation de référence. Selon les méthodes, les caractéristiques attendues du scénario de référence peuvent être encadrées (ex : méthode réglementaire EIE) ou laissées à l'appréciation du réalisateur de l'évaluation.

<footnote n="17">¹⁷ Cf. Section 5.3.1.1, page 80</footnote>
### 5.2.2. Positionnement relatif des méthodes selon le type de cadrage et leur portée géographique

<figure><img src="image_87.png" /></figure>

Cette seconde cartographie positionne les méthodes sélectionnées du point de vue :

* De leur niveau de cadrage, celui-ci pouvant s'échelonner d'un cadrage peu poussé à un cadrage très poussé avec de multiples niveaux intermédiaires :

* Cadrage peu poussé : seuls sont fournis des règles de portée générale ou des principes de base, laissant une place notable à l'interprétation, aux choix de méthode pour compléter ces principes et à la sélection des bases de données. C'est par exemple le cas de l'ACV-A et des normes qui la cadre ; c'est encore plus vrai dans le cas de l'ACV-C à propos de laquelle les principes eux-mêmes ne font pas consensus.

* Cadrage très poussé : un socle technique complet est fourni, constitué généralement de règles générales, d'une base de données de flux ou d'impacts d'usage obligatoire et de règles de modélisation par secteurs ou catégories. C'est par exemple du BGES en France, et de PEF en Europe. L'utilisateur de la méthode aura peu de marge dans la modélisation du système concerné, qui sera « fermée ».

* De la nature de ce cadrage, en distinguant le cas des méthodes cadrées :

* sur le plan réglementaire

* par une norme (travaux ISO), ou par les référentiels avec une large concertation multipartite (ex : PEF)

* selon d'autres cas de figure (ex : méthodologie développée par l'ADEME).
## Note de l'ADEME :

Cette clé de lecture n'implique pas nécessairement une « supériorité » des méthodes encadrées sur le plan réglementaire ou normatif (travaux ISO par exemple) mais vise simplement la restitution d'une caractéristique factuelle sur la méthode. Par exemple, il sera intéressant pour l'utilisateur de ce guide d'identifier les méthodes cadrées par des normes internationales, du fait de l'apport de ces normes en termes de notoriété. Il faut toutefois noter qu'une norme, de par sa construction consensuelle et comme tout autre cadre construit de la sorte, **ne pourra proposer qu'un faible niveau de cadrage**, et pourra, voire devra, être complétée par de nombreux autres éléments de spécification (aussi bien en termes de règles de modélisation transversales que sectorielles ou de règles sur les données d'inventaire et d'impact à employer, spécifiques ou génériques).

Si l'utilisateur du guide est prescripteur, il sera illusoire pour lui de croire que le travail effectué sera de qualité parce qu'il est conforme à une norme, celle-ci ne constituant qu'un minimum, nécessaire mais non suffisant pour atteindre un niveau de qualité adéquat.

* De leur portée géographique, l'objectif étant de distinguer les méthodes utilisées/utilisables au niveau international, au niveau Européen ou sur des périmètres plus restreints (ex : un pays donné).

Les critères choisis pour cette cartographie ne reposent pas sur des critères de la méthodologie du Panorama, bien que les domaines D « reconnaissance » ou C « transparence et objectivité » sont assez proche de la notion de « cadrage » analysée ici. Néanmoins, les échelles ne notation des domaines D ou C ne permettent pas de différencier finement les 17 méthodes choisies, ainsi il a été choisi de garder la cartographie initiale du guide d'aide à la sélection des méthodes ADEME de 2021.

Les méthodes apparentées à [ACV attributionnelle], et dont le cadrage est le plus poussé, vont par exemple aller jusqu'à définir des prescriptions transversales sur certaines orientations méthodologiques, à établir des règles de modélisation par catégories de produits / services, voire à imposer le recours à une unique base de jeux de données génériques d'inventaires. C'est notamment le cas du [PEF], développé au niveau européen. Ce choix d'un cadrage très poussé s'explique notamment par une volonté de permettre une comparabilité entre des évaluations faites par des acteurs différents, ceci en limitant les risques d'inconsistance (l'emploi d'une BDD unique ne suffit pas : celle-ci doit être consistante, voir section 5 pour plus de détail).

Parmi les méthodes présentant ici le cadrage le moins poussé, le cas de [ACV conséquentielle] mérite d'être souligné. Les approches dites d'ACV conséquentielle ont été développées relativement récemment dans l'histoire de l'ACV, via différents contributeurs reconnus au niveau international ; ces approches n'ont pas encore fait l'objet d'un travail de standardisation et de convergence et les points de débat restent importants, d'où le besoin et l'intérêt de méthodes telle que [Empreinte Projet], qui permet de contribuer à ces avancées méthodologiques dans le cas particulier d'action présentant des effets d'échelles limités.<fnref n="18" />

Ainsi cette méthodologie développée par l'ADEME à partir des principes de l'ACV conséquentielle offre aux utilisateurs un cadrage relativement élaboré en matière de mise en œuvre, grâce à une démarche didactique par étapes. En revanche, cette méthode peut apporter des recommandations sur les sources de données à utiliser mais n'impose pas de base de données comme dans le cas de [PEF], [OEF].

Dans les cas des méthodes portant sur un périmètre « organisation », la méthode [Bilan GES] telle qu'encadrée réglementairement en France constitue une déclinaison nationale de la méthode [Empreinte GES Org.] de la norme ISO 14064. Elle est plus précise en termes de mise en œuvre : elle exige l'emploi prioritaire des facteurs d'émissions (résultats d'impacts) de la Base Empreinte® administrée par l'ADEME et précise certains aspects méthodologiques (liste précise des gaz à effet de serre devant être considérés par exemple).

<footnote n="18">¹⁸ Cf. section 5.3.1.2 page 83</footnote>
S'agissant de [QA locale], il s'agit davantage d'un ensemble de méthodes allant plus ou moins loin dans la modélisation des chaines de cause à effet de la pollution de l'air (oxydation photochimique, particules, acidification de l'air, etc.); ni la méthodologie, ni les aspects de mises en œuvre ne font- à notre connaissance – l'objet de cadrage réglementaire ou normatif.

L'[EQRS], pour laquelle il existe un cadre de référence général utilisé à l'échelle internationale, va quant à elle être mise en œuvre dans des contextes variés, l'un d'entre eux étant, en France, le volet sanitaire des études d'impacts réglementaires devant être conduites pour certaines installations classées pour l'environnement (ICPE).

On notera également que la méthode [MIPS] semble avoir une sphère d'utilisateurs très peu étendue, essentiellement centrée sur l'Allemagne, pays d'implantation de l'Institut Wuppertal qui a créé cette méthode.
## 5.3. LOGIGRAMME

<figure><img src="image_88.png" /></figure>
## 5.3.1. Aide au parcours

### 5.3.1.1. ❶ Objectifs : « J'identifie mon objectif d'évaluation »

La première étape pour l'utilisateur consiste à identifier dans quelle grande famille d'objectifs s'inscrit son besoin.

Pour cela, cinq « familles » constituent les clés d'entrée du logigramme. Quelques précisions et illustrations sont proposées ci-après pour guider l'utilisateur dans son choix.

Quantifier / comparer les impacts d'un (plusieurs) pays/secteur(s)

Ce type d'objectif renvoie à une évaluation d'une situation, c'est-à-dire qui cherche à établir une « photographie » d'une situation donnée, pour un système de grande taille. On ne cherche pas ici à quantifier les effets environnementaux d'une action (différentiel).

Cet objectif porte sur l'évaluation d'un système de taille « MACRO » ou « MESO » : un pays, un ensemble de pays, ou un secteur d'activité économique, ce dernier pouvant être appréhendé à différentes échelles (région, pays, continent, monde).

Du fait de la taille du système, il n'est pas envisageable - comme c'est le cas dans le cadre d'une évaluation environnementale concernant des systèmes plus limités - de procéder à une description analytique détaillée des différentes activités et opérations qui sont mises en jeu ainsi que des flux de matière et d'énergie qui sont échangés en interne mais également avec d'autres systèmes externes (on parle d'approches « bottom-up » ou « montantes »).

Afin de dépasser ce point de difficulté, les évaluations portant sur des systèmes de grande ampleur procèdent différemment, en ayant recours à une approche dite « top-down » ou « descendante », utilisant des bases de données spécifiques que sont les bases Input/Output, celles-ci ayant été construites en exploitant notamment :

* Les tableaux entrées-sorties (TES<fnref n="19" />) économiques établis dans le cadre de la comptabilité nationale;

* Les Inventaires Nationaux.

Les résultats obtenus dans le cadre de ce type d'évaluation fournissent un ordre de grandeur potentiellement acceptable des impacts environnementaux. En revanche, ils ne permettent pas une analyse fine, détaillée et précise de ces impacts.<fnref n="20" />

Ainsi, pour cet objectif il convient de mettre en œuvre la méthode ☑ EEIO - Fiche M06.

Quantifier les impacts d'une action / d'un projet

L'objectif visé ici est d'évaluer les effets environnementaux qui découlent de la mise en œuvre d'une action ou de la réalisation d'un projet, au sens large. L'action, c'est-à-dire un « différentiel » est évalué. On ne cherche pas ici à quantifier ici une situation unique (photo).

La démarche sous-tend nécessairement la conduite d'une ou plusieurs actions dont le but recherché est la réduction des impacts associés au système objet de la démarche d'éco-conception. Au-delà du

<footnote n="19">¹⁹ Un tableau entrées-sorties décrit et synthétise les opérations sur biens et services en produit et en branche d'activité. Il fournit une image synthétique de l'économie nationale, de l'interdépendance entre les branches qui la constituent et des liens entre l'économie nationale et le reste du monde.</footnote>

<footnote n="20">²⁰ L'approche EEIO est à la fois pertinente et nécessaire à mettre en œuvre pour évaluer les impacts des systèmes de taille très « MACRO » (pays, secteur économique). Pour passer à un objet de taille moindre (« MESO » : région d'un pays, filière, sous-secteur économique), il faudrait soit rester sur une approche descendante en « cassant » la granulométrie, initialement trop grossière, des TES disponibles en EEIO, soit éventuellement passer à une approche « montante » de type ACV, mais qui nécessiterait alors une quantité de données et d'hypothèses excessivement importante pour un niveau d'incertitude très élevé en sortie, soit chercher à « hybrider » les deux approches en fonction des données disponibles pour boucher chaque « trou » dans l'inventaire des activités humaines.</footnote>
diagnostic initial et de la recherche des principaux contributeurs permettant d'orienter la recherche d'actions (cf. Quantifier les impacts d'un système), la mise en œuvre de la démarche d'éco-conception peut chercher à valider l'efficacité environnementale de l'action ou des différentes actions envisagées.

L'évaluation environnementale d'une action/d'un projet peut être effectuée de deux façons différentes :

1. Soit par comparaison des impacts environnementaux du système cible de l'action dans sa situation avec vs. sans conduite de l'action (le second scénario est appelé scénario de référence ou scénario contrefactuel);

2. Soit par quantification environnementale directe des conséquences attribuées à l'action, c'est-à-dire par évaluation des impacts environnementaux des différences entre le système avec et le système sans réalisation de l'action.

La première option revient à procéder par comparaison de deux photographies (évaluations environnementales de deux situations).

La seconde option peut être considérée comme plus dynamique : elle se centre sur les seules conséquences de l'action et s'affranchit de tous les aspects du système qui restent inchangés par l'action. Dans son principe, elle permet de prendre en considération de potentiels conflits d'usage. Elle peut également intégrer des réflexions sur des conséquences de l'action qui ne seraient pas mise en évidence par une évaluation descriptive, comme la présence d'un effet rebond. Par exemple, les bénéfices liés à des actions d'efficacité énergétique sont souvent moindres que ceux prévus, car les utilisateurs ont tendance à utiliser davantage un produit plus performant énergétiquement (ex : chauffage à une température plus élevée après rénovation énergétique d'un bâtiment, usage plus important d'un véhicule qui consomme moins).

Cette seconde approche amène généralement un gain dans la volumétrie des travaux par rapport à la première, puisqu'on ne s'intéresse qu'à ce qui change ; la contrepartie de ce gain de temps est qu'il n'est alors plus possible d'apprécier l'efficacité environnementale de l'action par rapport aux impacts environnementaux du système complet. Cette seconde approche est donc plus simple à mettre en œuvre mais perd une information importante qu'est la relativité du bénéfice par rapport à l'enjeu environnemental global du système étudié.

La quantification des impacts environnementaux d'une action / d'un projet doit porter une attention particulière à plusieurs aspects :

* La caractérisation de la situation de référence, c'est-à-dire la situation sans conduite de l'action: il peut exister diverses manières de la définir et sa définition aura une influence forte sur les résultats obtenus. Par exemple, dans le cadre de la méthode EIE (étude d'impact sur l'environnement), la définition de cette référence a récemment évolué : elle correspondait initialement à la situation initiale au temps t0 sans installation (ouvrage, projet) ; elle correspond aujourd'hui à une projection, à l'horizon d'étude, de ce que serait la situation sans installation.

* L'horizon temporel fixé pour conduire l'évaluation : dans le cas d'action / de projet qui n'ont pas de fin déterminée, cet aspect peut se révéler très important. Ainsi, dans le cas d'un produit nouvellement mis sur le marché, les impacts environnementaux associés vont évoluer dans le temps avec le taux de pénétration de ce produit sur le marché et les volumes effectivement commercialisés.

* Les conséquences éventuellement déclenchées par des effets d'échelle. (cf. 4.1.2 Je détermine la nécessité d'une approche étendue du fait d'effets d'échelle).

Réduire des impacts (éco-concevoir)

L'éco-conception est une démarche visant à réduire les impacts environnementaux d'un système (produit, d'un service, d'une organisation, d'un procédé...) selon une approche systémique (cycle de vie et multi-critères) permettant de tenir compte des transferts d'impacts. Ainsi il peut s'agir d'une démarche visant à réduire un seul et unique impact à la condition de s'assurer que l'action associée n'engendre pas de transfert d'impacts supérieur au bénéfice.
La démarche sous-tend nécessairement la conduite d'une ou plusieurs actions dont le but recherché est la réduction des impacts associés au système objet de la démarche d'éco-conception. Au-delà du diagnostic initial et de la recherche des principaux contributeurs permettant d'orienter la recherche d'actions (cf. Quantifier les impacts d'un système), la mise en œuvre de la démarche d'éco-conception peut chercher à valider l'efficacité environnementale de l'action ou des différentes actions envisagées. Du point de vue de l'évaluation environnementale, on cherche donc à quantifier l'efficacité d'une action. Cela peut-être fait de deux façons différentes, comme explicité dans l'objectif « quantifier les impacts d'une action/projet » :

1. Soit par comparaison des impacts environnementaux du système (produit, procédé, service, organisation...) dans sa situation après conduite de l'action (système éco-conçu) et des impacts environnementaux dans sa situation avant conduite de l'action (système de référence).

2. Soit par quantification environnementale directe des conséquences qui sont attribuées à l'action d'éco-conception.

Les avantages, les limites et les points d'attention de ces deux options restent identiques à ceux évoqués dans l'objectif de quantification des impacts d'une action/projet.

## Quantifier les impacts d'un système

Ce type d'objectif renvoie à une évaluation d'une situation, c'est-à-dire qui cherche à établir une « photographie » d'une situation donnée, pour un système de taille limitée.

On ne cherche pas ici à quantifier les effets environnementaux d'un changement qui serait apporté au système évalué ou les performances environnementales d'une action.

Contrairement à au premier objectif, qui renvoyait également à une évaluation d'une situation pour des objets de taille « MACRO », les systèmes ici concernés restent de taille limitée ou « MICRO » : concrètement cela signifie qu'il est envisageable, dans le cadre de la conduite de l'évaluation elle-même, de procéder à une description analytique des étapes/opérations, ainsi que des flux de matière et d'énergie circulant entre ces étapes mais également entre le système visé et d'autres systèmes externes ; l'évaluation est ensuite conduite en consolidant les « briques élémentaires » identifiées et quantifiées au cours de cette démarche analytique.

Pour fonctionner par analogie, cela revient à établir les impacts environnementaux d'une maison donnée en construisant un modèle « brique par brique » en choisissant de manière spécifique chaque constituant de cette maison. Cette approche est différente de l'approche EEIO, pour laquelle certaines bases peuvent proposer des données « clés en main » pour une surface de construction. Tous les éléments de gros œuvre et de second œuvre sont pris en compte mais sont quantifiés selon une approche « moyenne » (ex : tous types d'isolants ou tous types de matériaux utilisés pour la construction de murs extérieurs effectivement utilisés par les acteurs du secteur économique), cette quantification ayant de fortes chances de s'écarter des spécificités de la maison que l'on souhaite étudier.

La quantification des impacts environnementaux d'un système peut être conduite avec différentes finalités :

* Identifier les étapes ou les postes contribuant le plus aux impacts environnementaux du système évalué, dans l'objectif d'initier un plan d'actions ou une démarche d'éco-conception, selon la perspective privilégiée (celle d'une organisation ou, respectivement, d'un service ou d'un produit), dans le cadre ou non d'un Système de Management Environnemental (SME, de type ISO 14001 ou EMAS);

* Répondre à un besoin de reporting (et suivre l'évolution de la quantification dans le temps);

* Communiquer sur les performances environnementales du système évalué.

En fonction des contextes et du système concerné, ce type de quantification peut être ou non encadré sur un plan réglementaire ou normatif. C'est par exemple le cas des Bilans GES en France.

## Comparer les impacts pour choisir / hiérarchiser

Ce type d'objectif évalue également une situation (photographie), pour un système de taille « MICRO » en parallèle (produits, procédés,
organisations, solutions offrant le même service, etc.), en vue d'en effectuer une comparaison.

La comparaison peut, par exemple, viser à établir un benchmark entre les systèmes comparés puis à identifier leurs points forts et leurs points faibles du point de vue environnemental. Elle peut également être conduite en vue de soutenir un choix, par exemple dans le cadre d'une politique d'achats responsables.

### 5.3.1.2. **② Périmètre : « Je détermine la nécessité d'une approche étendue du fait d'effets d'échelle »**

Lorsque la catégorie d'objectifs retenue (étape ①) concerne la quantification des impacts environnementaux d'une action.<fnref n="21" />, il convient que l'utilisateur détermine si l'action présente des effets d'échelle, c'est-à-dire qu'il détermine si cette action est telle qu'il n'y a pas proportionnalité entre son amplitude propre et l'amplitude de ses conséquences.

**Effet d'échelle** : l'effet d'échelle est une absence de proportionnalité entre l'amplitude d'une action et l'amplitude des conséquences de cette action.

La figure ci-dessous illustre le principe de l'effet d'échelle : une action d'éco-conception portant sur un produit de grande consommation est envisagée ; lorsque cette action est conduite sur un petit volume de produits, elle permet d'escompter un bénéfice GES de 10 t Eq. CO₂ ; or, il apparaît que si cette action devait être généralisée au marché annuel du produit concerné, soit 10 millions de produits, le bénéfice environnemental généré ne serait pas de 100 000 t Eq. CO₂ – ce qui serait le cas s'il y avait proportionnalité - mais seulement de 120 t Eq. CO₂ du fait de l'impossibilité de maintenir un sourcing local et basé sur la valorisation de co-produits.

<figure><img src="image_89.png" /></figure>

Trois niveaux d'effet d'échelle sont ici distingués :

<footnote n="21">²¹ On parle ici d'action par souci de simplicité, mais fonctionne aussi bien pour un projet, une décision, un plan d'actions, etc.</footnote>
1. Effets d'échelle importants ;

2. Effets d'échelle limités ;

3. Absence d'effet d'échelle (ou effets d'échelle non pris en compte).

Quelques précisions et illustrations sont proposées ci-après pour guider l'utilisateur dans la détermination des effets d'échelle qui caractérisent son action ou son projet.

## Effets d'échelle importants

Les effets d'échelle sont considérés comme importants quand l'action induit des modifications des conditions de fonctionnement :

* Des acteurs directement impliqués dans la chaîne de valeurs ou le périmètre du système ciblé par l'action ;

* Des acteurs extérieurs à la chaîne de valeurs ou au périmètre du système ciblé par l'action.

Des illustrations de ces deux mécanismes d'effet d'échelle sont proposées ci-dessous pour une meilleure compréhension.

### Illustration des modifications des conditions de fonctionnement des acteurs impliqués dans la chaîne de valeur/le périmètre

Une installation de méthanisation fournit du biogaz ensuite valorisé par cogénération. Dans la situation actuelle, le méthaniseur est exclusivement alimenté par des déchets et sous-produits agricoles collectés dans un rayon d'une vingtaine de kilomètres. L'action envisagée concerne un doublement de la capacité du méthaniseur afin de répondre à des besoins énergétiques croissants. Le doublement de cette capacité induit la nécessité de doubler le gisement des déchets et sous-produits agricoles en entrée de méthaniseur ; or il apparaît que les gisements de déchets et sous-produits disponibles dans un rayon de 20 km autour du méthaniseur sont d'ores et déjà exploités et qu'il faut envisager d'autres options, par exemple :

* Elargir à 50 km le rayon d'approvisionnement en déchets et sous-produits agricoles exploités par le méthaniseur ;

* Pratiquer de manière locale des cultures dédiées à l'alimentation du méthaniseur.

Les impacts environnementaux associés au gisement exploité par le méthaniseur vont ainsi augmenter avec le doublement de la capacité du méthaniseur. La quantification des impacts environnementaux de l'action doit tenir compte de cet effet sur le gisement.

De manière générale, si une action a des répercussions sur des acteurs impliqués dans la chaîne de valeur du système cible de l'action alors sa quantification doit tenir compte de l'évolution des impacts environnementaux associés aux produits et services fournis par ces acteurs.

### Illustration des modifications des conditions de fonctionnement des acteurs extérieurs à la chaîne de valeurs / au périmètre du système

Supposons que des entreprises qui mettent actuellement sur le marché en France des bouteilles de PET utilisent en moyenne 15 % de PET recyclé. Une réglementation européenne récente leur impose d'augmenter ce taux moyen et de viser un minimum de 30 % de PET recyclé. L'action envisagée par les pouvoirs publics conduit, pour un marché de produits en bouteille PET constant, à au moins doubler la quantité de PET recyclé utilisé en France dans des applications bouteille.

A date, une analyse du marché applicatif du PET clair recyclé de qualité contact alimentaire – correspondant à la qualité qui peut être employée dans la bouteille PET – montre que 50 % du PET clair recyclé est d'ores et déjà employé dans des applications bouteilles et 50 % dans d'autres applications, par exemple des feuilles PET pour des emballages thermoformés ou des fibres pour des produits textiles.

Dans la perspective de mise en œuvre de cette action d'augmentation du taux de PET recyclé dans les bouteilles, deux cas de figure méritent d'être examinés :
* Dans le premier cas, il est supposé que la capacité de production de PET clair recyclé peut s'adapter de manière adéquate pour répondre à cette augmentation de la demande.

* Dans le second cas, il est supposé que la capacité de production de PET clair recyclé est fortement contrainte et qu'elle n'augmentera que de manière marginale à l'échéance visée par les pouvoirs publics.

Dans le cas d'une capacité de production de PET recyclé contrainte (par exemple, du fait de l'absence d'augmentation des déchets de bouteilles PET orientés vers le recyclage), l'objectif imposé par les pouvoirs publics conduit à créer une situation de tension et de compétition entre les diverses applications du PET recyclé ; dans un tel contexte, le fait de satisfaire la demande future des entreprises qui mettent sur le marché des bouteilles PET amène à alors « priver » de PET clair recyclé les autres utilisateurs (feuilles et fibres) ; ces derniers pourront alors mettre en place diverses stratégies d'adaptation, par exemple :

* Recherche de gisement de PET clair recyclé sur d'autres marchés plus éloignés géographiquement ;

* Utilisation exclusive de PET vierge (ou « primaire ») ;

* Remplacement du PET recyclé par un PET agrosourcé ;

* Remplacement du PET par une autre résine ;

* Etc.

Ainsi, la décision d'imposer un doublement du taux de PET recyclé peut induire, en cas de capacité contrainte de production de PET clair recyclé, un changement de comportement ou de fonctionnement chez les autres acteurs utilisant actuellement du PET clair recyclé.

La quantification des impacts environnementaux de l'action doit, dans ce cas de figure, tenir compte de l'évolution des impacts associés à des acteurs initialement hors de la chaîne de valeur (dans l'illustration, les autres utilisateurs de PET clair recyclé). Par exemple, dans le cas d'un doublement du taux de PET recyclé avec un marché de PET clair recyclé contraint et une stratégie adaptative de ces acteurs consistant simplement à abandonner l'intégration de recyclé pour s'en tenir à du PET vierge, les impacts environnementaux associés à ces acteurs vont augmenter.

De manière générale, si une action a des répercussions sur des acteurs hors de la chaîne de valeur du système cible de l'action alors la quantification des impacts environnementaux de l'action doit tenir compte de l'évolution des impacts environnementaux associés à ces acteurs externes. On parle en ACV-C d' « expansion de système » (cf. glossaire).

### Autre illustration

Une autre illustration de ces mécanismes peut être évoquée dans le cas de la voiture électrique.

Dans le cas d'une action d'un usager concernant le remplacement d'une seule voiture thermique par une voiture électrique, la consommation d'électricité nécessaire au fonctionnement du véhicule électrique reste très marginale par rapport à l'ensemble de la production et de la consommation d'électricité en France : de ce point de vue, cette action de remplacement d'un véhicule thermique par un véhicule électrique peut être considérée comme n'entraînant pas de modification quant à la façon dont est produite l'électricité en France et, a fortiori, pas de modification sur le comportement des autres acteurs qui consomment de l'électricité.

En revanche, dans le cas d'une action de l'Etat qui aurait pour objectif un renouvellement complet du parc de véhicules particuliers thermiques en France par des véhicules particuliers électriques, il conviendrait alors d'apprécier la quantité d'électricité qui serait alors consommée par ces véhicules et d'apprécier son ampleur par rapport à la quantité totale d'électricité produite et consommée en France. En fonction du rapport entre ces grandeurs, il faudra s'interroger :

* Sur l'adaptation éventuelle du parc de centrales de production d'électricité ou sur la mobilisation qui en est faite au cours de la journée / de l'année cette
adaptation pouvant alors se traduire par une modification des impacts du mix électrique français.

* En cas d'augmentation du prix de l'électricité entrainée par cette nouvelle consommation massive, sur les stratégies adaptatives éventuellement mises en place par les autres consommateurs d'électricité : développement des équipements de panneaux solaires pour gagner en autonomie, basculement vers d'autres ressources énergétiques – gaz, bois, ...- lors de renouvellement d'équipements, etc.

L'existence d'effets d'échelle ne tient pas à l'amplitude de l'action seule, mais plutôt au rapport entre l'amplitude de l'action et la taille des acteurs dont l'action va venir « perturber » le fonctionnement (les fournisseurs de produits et services consommés par le système ciblé par l'action). Ainsi, dans le cas du doublement de la capacité d'une installation de méthanisation, l'action est une action locale d'ampleur limitée ; elle se caractérise toutefois par des effets d'échelle car ce doublement de capacité est important par rapport au système fournisseur de déchets et sous-produits qu'elle exploite.

Dans le cas d'une action présentant des **effets d'échelle importants**, c'est-à-dire présentant un double mécanisme de perturbation, à la fois sur un ou plusieurs acteurs de la chaîne de valeurs ainsi que sur un ou plusieurs acteurs extérieurs à la chaîne de valeurs, **deux approches méthodologiques** méritent d'être envisagées pour quantifier des impacts environnementaux de ce type d'action :

* L'ACV conséquentielle ou ACV-C – Fiche M02.

* Une approche consistant à coupler la méthode EEIO et l'ACV, symbolisée EEIO+ACV dans le logigramme.

Le couplage EEIO+ACV, de conception récente et complexe à mettre en œuvre, est encore peu pratiqué en dehors des travaux académiques. Les savoir-faire méthodologiques étant peu consolidés, ce couplage – parfois appelé hybridation – n'a pas fait l'objet d'une fiche méthode.

Un tel couplage peut s'avérer utile lorsqu'une étude s'intéresse à une action susceptible de toucher l'ensemble de l'économie, ou du moins différents secteurs de l'économie, et lorsqu'il est possible de disposer de données détaillées – telles qu'établies couramment en ACV – sur les processus concernés par l'action. Dans son principe, cette démarche va nécessiter d'identifier le secteur économique « input-output » auquel se rattache le processus pour lequel des données ACV détaillées sont accessibles puis à le subdiviser : on obtient alors un nouveau secteur basé sur la description hybridée combinant les avantages de l'ACV et de l'EEIO (dont prise en compte des activités peu matérialisées), et un secteur « résiduel ». Un avantage recherché de ce type de désagrégation est de viser à mieux analyser le rôle d'une technologie spécifique, et de ses possibles évolutions, sur tous les secteurs de l'économie.

On notera que l'ACV **conséquentielle**, tout comme le couplage **EEIO et ACV**, nécessitent a priori de prendre en considération des équilibres offre/demande à l'échelle d'un marché, ce qui implique de mobiliser des compétences autres que celles des praticiens ACV, en particulier des compétences d'économistes. Pour un prescripteur tel que l'ADEME, il sera donc nécessaire de faire travailler praticiens ACV et économistes ensemble.

## Effets d'échelle limités

Les effets d'échelle sont considérés comme limités quand l'action induit des modifications des conditions de fonctionnement seulement sur des acteurs directement impliqués dans la chaîne de valeurs/le périmètre du système cible de l'action.

Du point de vue de l'évaluation environnementale la quantification des impacts de l'action devra tenir compte d'une évolution des impacts associés aux produits et services fournis seulement par les seuls acteurs de la chaîne de valeurs, et non en dehors.

Du point de vue pratique, ce cas de figure peut également être retenu non pas tant parce qu'il correspond à la réalité pressentie mais pour simplifier le travail de quantification. Dans ce cas,
il importe alors de formuler les limites induites par cette simplification et d'en tenir compte
dans l'interprétation des résultats.

Absence d'effets d'échelle

L'absence d'effet d'échelle se caractérise par le fait que l'action n'induit aucune modification des conditions de fonctionnement ni d'acteurs directement impliqués dans la chaine de valeurs du système cible de l'action ni d'acteurs situés hors de ce périmètre.

Dans ce cas, la description des conséquences de l'action et le travail de quantification peuvent être conduit ceteris paribus, toutes choses égales par ailleurs.

Très concrètement, l'absence d'effets d'échelle permet d'envisager un modèle linéaire, c'est-à-
dire un modèle dans lequel les impacts de l'action sont proportionnels à l'amplitude des
conséquences de cette action, ces dernières étant elles-mêmes proportionnelles à l'amplitude
de l'action.

Là encore, ce cas de figure peut être retenu non pas tant parce qu'il correspond à la réalité pressentie mais afin de simplifier le travail de quantification. Dans ce cas, il importe alors de formuler les limites induites par cette simplification et d'en tenir compte dans l'interprétation des résultats.

5.3.1.3. ③ Périmètre : « Je détermine la nécessité d'étudier un périmètre global (cycle de vie ou « scope 3 ») »

5.3.1.3.1.Cas des évaluations d'une situation

<figure><img src="image_90.png" /></figure>

A ce stade du logigramme, il s'agit de choisir de s'orienter vers des méthodes évaluant une situation, et ciblant un périmètre d'étude partiel (ex : une étape, le périmètre organisationnel d'une organisation), ou vers des méthodes cherchant à prendre en compte un périmètre multi-étapes ou multi-acteurs tel qu'illustré ci-dessous :

Approche Organisation

<figure><img src="image_91.png" /></figure>

Guidance

Périmètre
organisationnel = entités
détenues ou sous
contrôle de
l'organisation

Source : OEFSR
Approche Produit

<figure><img src="image_92.png" /><figcaption>Figure 24 : Périmètre d'évaluation - divers périmètres possibles pour l'évaluation d'une organisation ou d'un produit</figcaption></figure>

Dans son principe, l'étude d'un périmètre multi-étapes présente l'avantage de rendre possible l'identification de **risques de transfert d'impacts** entre étapes et entre acteurs et de mettre en lumière la contribution propre à une étape par rapport à un périmètre plus large.

Ainsi, la question de la nécessité, ou de l'intérêt, de prendre en considération des **risques de transfert d'impacts** entre étapes et/ou entre acteurs va guider le choix de l'utilisateur.

Le choix d'un périmètre multi-étapes est particulièrement recommandé pour des travaux dont l'objectif vise **une comparaison en vue d'un choix, un benchmark ou de l'éco-conception**.

Par exemple, deux organisations relevant d'un même secteur d'activité, et proposant des services ou des produits assez équivalents, peuvent être plus ou moins intégrées vers l'amont (ex : l'une fabrique ses propres matières premières, l'autre s'approvisionne en matières premières auprès de tiers) et ainsi avoir des périmètres organisationnels différents.

Une approche limitée à la seule évaluation du périmètre organisationnel de chaque organisation conduirait à un biais dans la comparaison de ces deux organisations.

Dans le cadre d'une démarche d'éco-conception d'un produit ou d'un service par exemple, le fait de centrer l'analyse sur le périmètre directement sous contrôle d'un acteur produisant et mettant sur le marché ce bien risque de conduire à ignorer les étapes situées en amont (ex : fabrication des matières premières entrant dans la conception du produit) ou en aval (ex : fin de vie du produit mis sur le marché par cet acteur) qui ne relèvent pas de sa responsabilité directe.

A titre d'exemple, la substitution d'un matériau par un autre peut permettre de réduire les impacts lors de l'étape de fabrication du produit dans lequel il est utilisé (ex : meilleure mise en œuvre permettant de réduire les chutes de production ou les besoins énergétiques de fabrication) ; mais, en contrepartie, ce matériau nouveau peut conduire à une perturbation de la filière de recyclage du produit en fin de vie, voire à empêcher totalement son recyclage. Un autre type de transfert d'impacts peut porter sur un différentiel d'impacts relatifs à l'étape de fabrication de l'ancien et du nouveau matériau.

En ce qui concerne les **approches visant une quantification**, on retiendra que celles-ci peuvent relever de méthodes répondant à des obligations réglementaires ou de méthodes normées qui vont/peuvent alors imposer/recommander les périmètres d'évaluation.

Enfin, dans le cas de travaux de quantification visant à établir des jeux de données génériques d'ICV (inventaires du cycle de vie), les travaux seront plutôt centrés sur une seule étape, sur un procédé ou sur un nombre limité d'étapes. Ex : inventaire portant sur un procédé donné de mise en forme utilisé dans le domaine de l'emballage (impacts exprimés par m², kg, etc. de matériau mis en œuvre).

### 5.3.1.3.2. Cas des évaluations des conséquences d'une action
<figure><img src="image_93.png" /></figure>

Pour les méthodes ayant vocation à évaluer les conséquences d'une action ou d'un changement (ex : mise en œuvre d'une action ciblant explicitement la réduction des émissions de gaz à effet de serre, implantation d'une nouvelle installation industrielle), l'utilisateur est amené à s'interroger :

Sur son besoin de méthodes permettant d'identifier les risques de transfert d'impacts entre étapes/lieux, voire entre systèmes (cf. étape ②, approche étendue du fait d'effet d'échelle)

Sur son besoin de travailler à l'échelle d'un périmètre précis afin d'appréhender, sur ce seul périmètre, les incidences environnementales (ex : polluants de l'air réglementés, impacts sanitaires, pression sur la ressource en eau, etc.).

Les méthodes multi-étapes reposant sur les principes de l'analyse du cycle de vie (Empreinte Projet, ACV-A) vont permettre de mettre en lumière les éventuels transferts d'impacts entre étapes ou entre lieux, en établissant des résultats d'impacts potentiels. En l'état actuel des pratiques, ces résultats sont le plus souvent restitués de manière « globalisée », sans spécification géographique ni temporelle<fnref n="22" /> : ces impacts potentiels sont estimés et agrégés en faisant abstraction du lieu réel où survient l'impact et du moment de leur survenance (les impacts potentiels sont agrégés dans l'espace et dans le temps).

Si des enjeux de transferts d'impacts sont identifiés, probables ou possibles du fait de l'action/projet étudié, alors il est recommandé de répondre « oui ou ne sait pas » pour cet attribut, et de poursuivre le cheminement dans le logigramme.

Risques de transfert entre étapes / lieux

D'autres méthodes d'évaluation vont quant à elles permettre de s'intéresser à un périmètre géographique déterminé (ex : environnement immédiat d'une nouvelle installation créée, territoire dans lequel va s'inscrire une action de réduction d'impacts ou encore un projet, etc.) pour étudier les interactions engendrées par le projet avec son environnement immédiat. Il peut également s'agir d'évaluer les effets de ce projet vis-à-vis d'une population donnée, en cas d'exposition de cette population à des polluants atmosphériques ou à des substances par exemple.

Ce besoin d'évaluation à une échelle géographique ciblée au niveau local ou à l'échelle d'un programme d'action peut être celui d'un territoire plus ou moins large (ex : zone urbaine, périmètre d'un PCAET, territoire national). Il peut découler :

* d'obligations réglementaires (ex : méthode EIE en cas d'implantation d'un projet d'une installation, méthode EES pour les plans et programme);

* de démarches volontaires d'évaluation.

<footnote n="22">²² Il pourrait être envisagé de pratiquer en spécifiant davantage la localisation des émissions (régionalisation) ; toutefois, cela suppose des bases de données adaptées (granularité très fine des inventaires) ainsi que des outils adéquats. Le volume de données à recueillir et à manipuler s'en trouverait sensiblement augmenté, mais la représentativité des résultats serait également nettement meilleure.</footnote>
L'ADEME souhaite- lorsque cela est pertinent - encourager le recours à ce type de méthodes pour l'évaluation de la qualité de l'air local (ex : étude de polluants réglementés tels que les oxydes d'azote et les particules) et l'évaluation des risques sanitaires.

Si ces évaluations ciblées (un périmètre géographique, un site, une étape) sont pertinentes dans votre cas alors il convient :

* de répondre « oui » pour l'attribut

* de vous reporter aux fiches correspondantes :

Quantification
conduite à une
étape / un lieu

EIE - Fiche M04

EES - Fiche M05

EQRS - Fiche M07

Qualité de l'air locale - Fiche M08

REMARQUE: selon le moment de l'évaluation (ex-ante, in-itinere, ex-post), on notera que les caractéristiques spatio-temporelles d'un projet ne seront pas toujours connues (ex: étude portant sur le déploiement d'un procédé innovant de production d'énergie en stade TRL23 6 ou 7) et que certaines méthodes seront plutôt mises en œuvre lorsque le contexte géographique et l'environnemental local du projet sont connus ou peuvent être décrits.

**IMPORTANT**: ces méthodes ne sont pas exclusives les unes des autres. Ainsi, certains contextes d'évaluation pourront amener à retenir un « panier de méthodes », par exemple :

* Méthode « Empreinte projet » afin de pouvoir identifier les risques de transfert d'impacts entre étapes

* Méthode « Qualité de l'air locale » afin de conduire une évaluation centrée sur un périmètre géographique déterminé dans lequel des enjeux locaux forts de pollution de l'air existent.

Dans un tel cas, une hybridation de ces deux méthodes – via une spatialisation des données d'inventaire et une régionalisation des facteurs de caractérisation – pourrait apporter une forte plus-value : l'intérêt, la faisabilité et le coût d'une telle hybridation méritent alors d'être investigués.

Des points de repère quant à l'intérêt des méthodes EQRS et QA locale et leurs complémentarités vis-à-vis des méthodes relevant de l'ACV sont développées plus en détails dans les sections 4.2.2 et 4.2.3 de ce guide.

### 5.3.1.4. ④ Périmètre : « Je détermine la nécessité d'une approche multi-critères »

A ce stade du logigramme, l'utilisateur est invité à s'interroger :

* Sur son besoin de bénéficier ou non de méthodes d'évaluation permettant d'identifier les risques de transfert entre impacts environnementaux :

* Evaluation d'un changement (action / projet) : Empreinte projet - Fiche M02D01 qui est - rappelons-le - une méthode dérivée de l'ACV conséquentielle

<footnote n="23">23 TRL pour Technology Readiness Level. L'échelle TRL, à 9 niveaux, est un système de mesure employé pour évaluer le niveau de maturité d'une technologie. Le niveau 6 correspond à « Démonstration de la technologie en environnement réel » et le niveau 7 à « Démonstration du système à l'échelle du prototype en environnement opérationnel ».</footnote>
* Evaluation descriptive, d'une fonction portée par un système de procédés/produits/services : ACV-A – Fiche M01, PEF – Fiche M01D01, d'une organisation : OEF – Fiche M01D02.

* Sur son besoin de conduire une évaluation ciblée sur une problématique environnementale donnée, par exemple en raison d'un cadre réglementaire ou normatif auquel il souhaite se référer.

* Evaluation d'un changement (action / projet) : Empreinte Projet niveau 2

* Evaluation descriptive.<fnref n="24" /> : Empreinte carbone (appliquée à une fonction - Fiche M01D03, ou à une organisation - Fiche M03D02), Empreinte Eau (idem – Fiche M01D04)

En pratique, les méthodes ciblant une problématique, ou une famille de problématiques données, sont le plus souvent en lien avec la contribution à l'effet de serre (Empreinte Projet niveau 2, Empreinte carbone organisation, Bilan GES – Fiche M03D02, Empreinte carbone fonctionnelle (procédé/produit/service) – Fiche M01D03), plus rarement avec d'autres problématiques (Empreinte Eau organisation ou produit/service – Fiche M01D04).

Dès lors que les travaux à évaluer peuvent amener à des changements (cas des actions / projets / leviers d'éco-conception) ou à s'intéresser à des systèmes différents mais rendant le même service (cas des comparaisons), un travail bibliographique devra être entrepris (ex : études ADEME existantes, autres travaux et sources de référence) afin d'identifier les risques de transferts d'impacts.

<footnote n="24">²⁴ A noter que la méthode MIPS aurait pu être indiquée ici, mais n'est pas une méthode d'évaluation environnementale à proprement parler. L'ADEME n'invitant pas à son utilisation, elle n'est donc pas mentionnée.</footnote>
Exemples de sources bibliographiques (hors ADEME) à investiguer pour identifier les enjeux environnementaux d'un système et les risques de transferts d'impact

<table><caption>**Tableau 11 :** Méthodes et labels étudiant un périmètre circonscrit et/ou un spectre réduit de problématiques environnementales</caption><thead><tr><td>Thématiques</td><td>Sources</td></tr></thead><tbody><tr><td>Documents BREF et conclusions MTD</td><td>Secteurs couverts : Industries d'activités énergétiques, production et transformation des métaux, industrie minérale, industrie chimique, gestion des déchets...<br>https://aida.ineris.fr/guides/directive-ied/documents-bref<br>http://eippcb.jrc.ec.europa.eu/reference/</td></tr><tr><td>Référentiels d'affichage environnemental</td><td>Europe :<br>Référentiels de calcul d'empreintes, utilisables pour faire de l'affichage environnemental (PEF), de l'éco-conception (PEF), des cahiers des charges d'écolabels (PEF), ou de l'évaluation d'empreinte d'organisation (OEF)<br>http://ec.europa.eu/environment/eussd/smgp/PEFC_R_OEFSR_en.htm#final<br>France, documentation pour l'AE : se reporter au site de l'outil ecobalyse</td></tr><tr><td>Ecolabels européens</td><td>http://ec.europa.eu/environment/ecolabel/products-groups-and-criteria.html</td></tr><tr><td>Evaluations environnementales stratégiques de plans et programmes nationaux</td><td>Exemple : Programmation pluriannuelle de l'énergie (PPE) et Stratégie de développement de la mobilité propre, Stratégie Nationale bas carbone, Stratégie Nationale de mobilisation de la biomasse</td></tr></tbody></table>

De manière générale, lorsque l'objectif de l'évaluation vise in fine à :

* prendre une décision (mettre en œuvre ou non une action, soutenir ou non le déploiement d'une nouvelle technologie),

Réduire des impacts (éco-concevoir)

Quantifier les impacts d'une action / d'un projet

Comparez les impacts pour choisir / hiérarchiser

* faire un choix dans une offre existante (ex : choisir un produit plutôt qu'un autre),

Il est alors fortement recommandé d'utiliser les méthodes permettant de prendre en compte les transferts d'impacts.
Dans le cas particulier d'Empreinte projet, la recommandation de l'ADEME est alors d'appliquer a minima
le niveau 3. Ainsi, l'usage du niveau 2 d'Empreinte Projet devrait être réservé aux cas pour lesquels il n'y a
pas de risque de transfert d'impacts.

5.3.1.5. ⑤ Résultats : « J'opte pour des résultats rapportés à une fonction ou à une organisation »

Cette ultime étape du logigramme porte sur le type de résultats escomptés, lorsque l'utilisateur a
préalablement opté pour une méthode d'évaluation descriptive.

En fonction des choix retenus aux questions relatives au périmètre d'évaluation (étape ③ « nécessité d'une approche cycle de vie » et ④ « nécessité d'une approche multi-impacts »), cette ultime question permet de segmenter les méthodes répondant aux choix précédents :

* Entre celles ayant vocation à établir les résultats à l'échelle d'une **organisation** (celle-ci produisant généralement un portefeuille de produits / services), et pour une période de temps à définir (généralement égale à une année) : **Empreinte GES organisation**, **Bilan GES**, **OEF**, **Empreinte Eau organisation**

* Et celles visant à établir des résultats relatifs à une fonction portée par un système de procédés/produits/services : **ACV-A**, **PEF**, **Empreinte Carbone produit/service**, **Empreinte Eau produit/service**.

Les méthodes relevant d'une approche organisationnelle et d'une approche fonctionnelle exploitent les mêmes données sources qui quantifient les entrants (consommation d'énergie, de matériaux, réactifs...) et les sortants (produits, déchets, émissions dans l'air et dans l'eau) d'une activité donnée.

L'approche organisationnelle exploite ces données de manière assez directe, c'est-à-dire sans avoir besoin
de les rapporter à une unité de base.

L'approche fonctionnelle se caractérise en revanche par le fait qu'il est nécessaire de rapporter ces mêmes données aux différentes unités de produits ou de service qui sont délivrés par cette activité. La quantification de cette fonction principale et des fonctions secondaires correspond à l'Unité Fonctionnelle (UF).

Par exemple, dans le cas d'une activité de régénération qui traite des déchets de bouteilles plastiques
et qui produit d'une part du rPET granulés contact alimentaire et d'autre part du rPE broyé :

* Une méthode relevant d'une approche organisationnelle pourra directement exploiter le fait que cette activité consomme annuellement 2 000 GJ sous forme électrique et 2 500 GJ sous forme de gaz naturel.

* Une méthode relevant d'une approche fonctionnelle demandera au contraire de répartir ces deux consommations entre les différentes productions de cette activité, par exemple 7500 t de rPET granulés contact alimentaire et 2500 t de rPE broyé par an. Cet exercice requiert alors d'entrer dans une compréhension fine des opérations qui sont conduites pour produire le rPET d'une part et le rPE d'autre part afin d'allouer correctement la consommation énergétique. Le résultat de cette analyse pourra par exemple montrer au final que la consommation électrique est de 200 MJ/t de rPET produit et de 200 MJ/t de rPE produit et que la consommation de gaz naturel est de 320 MJ/t de rPET produit et de 40 MJ/t de rPE, la différence entre les deux plastiques recyclés s'expliquant par les étapes d'extrusion/granulation et de décontamination (Solid State Polymerization) qui sont spécifiques au cas du rPET.

C'est à UF constante que des scénarios d'éco-conception peuvent être évalués ; de même, une
comparaison entre produits, services ou procédés doit se faire pour une même unité fonctionnelle, c'est-
à-dire une même quantification de la fonction délivrée.

Hormis ce point de distinction méthodologique entre méthodes relevant d'une approche
organisationnelle vs. fonctionnelle, les deux catégories de démarches ont tout en commun et ont
vocation à partager les mêmes règles de modélisation, générales ou sectorielles, à utiliser les mêmes jeux
de données génériques d'ICV et les mêmes méthodes et facteurs de caractérisation (la combinaison des
deux, jeux de données d'ICV multipliés par les FC, étant appelée « facteur d'émission » en approche Bilan
GES). Cette exigence d'intégration est d'ailleurs un objectif du programme européen PEF OEF.
### 5.3.2. Aide à la sélection finale de 17 méthodes

En complément des fiches détaillées et du logigramme, il s'agit d'apporter aux utilisateurs de ce guide une appréciation qualitative à « dire d'experts » sur quelques caractéristiques clés pouvant être discriminantes parmi un groupe de méthodes répondant aux mêmes critères du logigramme. Les critères utilisés ici légèrement différents des critères d'évaluation du panorama et ont été définis en fonction des critères jugés pertinent pour les agents de l'ADEME ou certains utilisateurs externes.

Un groupe de méthode est signalé par le symbole Gx sur le logigramme.

Les critères suivants ont été sélectionnés :

**Subjectivité et la reproductibilité :**

* **Reproductibilité des résultats** : Les méthodes cadrées dans leurs principes méthodologiques mais laissant des marges de liberté importantes dans l'interprétation des règles méthodologiques ou le choix des données à utiliser par exemple seront évaluées comme offrant une reproductibilité « moyenne ». Les méthodes allant loin dans le cadrage des règles méthodologiques et des bases de données à utiliser seront évaluées comme ayant une reproductibilité « élevée ».

Ce critère est très proche du critère C3 «Subjectivité et Reproductibilité» du panorama, mais propose une analyse plus détaillée de l'aspect reproductibilité. Le critère C3 permet de différencier si les méthodes reposent sur des indicateurs qualitatifs ou quantitatifs, si différentes modélisations de chaines de causes à effets sont applicables pour une même méthode et propose une lecture plus grossière de la notion de reproductibilité, telle qu'évaluée dans cette partie du guide. Etant donné que l'ensemble des méthodes sélectionnées ici sont des méthodes quantitatives, avec un niveau de subjectivité déjà important, elles ont toutes un critère C3 élevé. Ainsi une méthode qui aurait une note de 3 ou 4 sur le critère C3, peut ici être considérée comme avec une reproductibilité « moyenne ».

* **Emploi de bases de données consistantes** et offrant une bonne couverture en termes de secteurs d'activité : lorsqu'une base de données génériques d'inventaires ou de résultats d'impacts / facteurs d'émissions est mobilisée dans une évaluation, un point clé pour la pertinence des résultats obtenus est celui de la consistance de cette base de données (règles de modélisation, homogénéité des données d'arrière-plan, etc.). A titre d'exemple, l'emploi de bases d'arrière-plan hétérogènes pour construire des FE carbone induira un biais de consistance de plusieurs dizaines de % sur le résultat final, empêchant de fait toute comparaison. Il s'agit donc de rendre compte si cet enjeu de consistance est pris en compte par la méthode ou son socle technique lorsqu'il existe (cas pour [PEF]) : emploi d'une BDD consistante est imposé, est possible mais reste un choix relevant de la responsabilité du réalisateur de l'étude, ou n'est pas possible (BDD couramment employée ne répondant pas à ce critère). Ce critère est compris dans le critère C3 de la méthodologie du panorama et dans le critère « reproductibilité des résultats » des tableaux de cette section.

**Coût d'accès**

* **Moyens et délais** : ce critère restitue une appréciation indicative de la classe de coût supposée pour la mise en œuvre d'une méthode pour un objectif d'évaluation usuel. Un coût plus élevé impliquera le plus souvent des délais de réalisation croissants. Les méthodes sont ainsi réparties selon trois classes : « € » < 30 K€, « €€ » → 30 à 80 K€, « €€€ » → 80 à 150 K€.

Ce critère est différent du critère E1 du panorama : Le critère E1 donne une estimation du coût d'accès aux outils et à la formation pour appliquer directement la méthode. Le critère « moyens et délais » indique le coût et délai de mise en œuvre, dans le cas où une maitrise d'œuvre est sollicitée. Ces deux critères ne sont pas corrélés : Des outils gratuits peuvent exister pour appliquer une méthode, mais la mise en œuvre peut être coûteuse (temps de collecte des données, d'interprétation des résultats..)

* **Revue critique du rapport d'évaluation** : certaines méthodes peuvent exiger diverses formes de revues ou d'analyses critiques par des tiers, ces exigences pouvant être fonction des contextes d'évaluation. Ce point n'est pas abordé dans la méthodologie du panorama.

**Facilité d'interprétation des résultats**

* **Facilité de compréhension des résultats pour des non spécialistes** : une méthode produisant des résultats jugés aisément accessibles à un public de non-initiés sera évaluée avec un pictogramme

<figure><img src="image_94.png" /></figure>

<figure><img src="image_95.png" /></figure>

<figure><img src="image_96.png" /></figure>
« ». Les méthodes aboutissant à des résultats plus difficiles à appréhender pour des non-initiés (ex : unités scientifiques) seront évaluées « », voire « ». Ce critère est équivalent au critère E4.

* **Technicité pour des non spécialistes** : il s'agit ici de renseigner le niveau de technicité exigé pour suivre la mise en œuvre de la méthode, en particulier du point de vue des personnes non spécialistes devant assurer le suivi d'études. Une évaluation « ⚙️ » sera attribuée aux méthodes dont la technicité est relativement accessible, les évaluations « ⚙️ et ⚙️ » traduisent des méthodes demandant une connaissance plus avancée voire pointue (enjeu possible de formation). Ce critère est différent du critère E2 « Facilité de la mise en œuvre » qui évalue le niveau de qualification nécessaire pour appliquer la méthode. Ces deux critères sont néanmoins liés, car une méthode nécessitant un temps de formation important pour l'appliquer sera également plus technique et complexe à suivre.

## Facilité de mise en œuvre de la méthode

* **Mise en œuvre par les bureaux d'études exerçant en France** : ce critère vise à renseigner l'utilisateur de ce guide sur la possibilité de trouver des bureaux d'études en France qui sont en capacité de mettre en œuvre la méthode. Une mise en œuvre « limitée » qualifie les méthodes pour lesquelles un nombre supposé restreint de bureaux d'études ont une pratique maitrisée de cette méthode ; au contraire, pour une mise en œuvre « courante », les bureaux d'études maitrisant la méthode seront assez nombreux, voire nombreux. Ce critère n'est pas couvert dans la méthodologie du panorama.
* ACV-A couplée « MFA » (material flow analysis). Ce type de couplage permet de modéliser de manière différenciée les flux relatifs à différentes matières ou substances à l'intérieur du périmètre d'étude et éventuellement d'en évaluer les impacts potentiels (partie caractérisation de l'ACV). Ce type d'approche permet de mieux tenir compte des spécificités de chacune des matières pouvant être présentes dans le système étudié, en établissant la trajectoire de chacune d'entre elles. Ce type d'approche peut être particulièrement pertinent pour des évaluations portant sur la gestion des déchets et la fin de vie de produits complexes du fait de leur composition ainsi que pour des évaluations portant sur des substances dont on souhaite modéliser les flux.

Par exemple, lorsque des déchets à dominante métaux ferreux mais contenant également des métaux non ferreux, des plastiques, du verre, etc., sont orientés en aciérie secondaire, les différents matériaux présents dans ces déchets n'auront pas le même devenir lors du process de recyclage : certains matériaux présents dans ces déchets seront orientés dans le bain d'acier tandis que d'autres matériaux seront principalement orientés vers les laitiers, vers les résidus de traitement des fumées ou alors émis dans l'air (matériaux combustibles par exemple).

* ACV-A couplée EEIO : A l'étape de l'inventaire des flux (ICV), un couplage avec des données EEIO peut permettre de combler des lacunes de données et d'éviter d'exclure certaines étapes ou postes qui sont souvent négligés ou mal modélisés en ACV-A du fait de leur faible contribution (ex : infrastructures, R&D, achats de prestations intellectuelles ou de services). L'EEIO intervient ici en complément sur la partie ICV.

* EEIO couplée ACV-A : Un tel couplage peut permettre de raffiner l'évaluation macro proposée par l'EEIO, à l'aide de jeux de données d'ICV d'une granulométrie plus fine. Ceci peut être utile pour répondre à des questions du type : quid de l'intérêt environnemental d'une mesure politique à une échelle nationale ? Très complexe à mettre en œuvre, un tel couplage nécessite une combinaison d'expertise : en modélisation macro-économique, et en évaluation environnementale de type micro (ACV) et macro (de type inventaires nationaux).

* ACV-A couplée SIG : Pour des territoires et/ou des secteurs présentant des enjeux environnementaux locaux forts (ex: agriculture, transport routier, chauffage au bois...), il peut être pertinent d'envisager un couplage avec un système d'information géographique, ceci rendant alors possible une **spatialisation**.<fnref n="25" /> des données d'inventaire et l'utilisation de facteurs de caractérisation **régionalisés**. Cette pratique va toutefois nécessiter des moyens et des outils élaborés ainsi qu'une technicité élevée. Il est à noter que ce type de couplage devrait pouvoir permettre de mixer les approches d'ACV-A et de QA locale.

<footnote n="1">¹ La reproductibilité sera a priori élevée pour les catégories de produits couvertes par un PEFCR (PEF) ou un référentiel catégoriel (AE), avec des référentiels nettement plus détaillés pour PEF que pour AE.</footnote>

<footnote n="2">² Les approches couplant ACV-A avec d'autres méthodes (voir ci-dessous) peuvent impliquer des moyens assez conséquents et nécessiter une évaluation de type €€€.</footnote>

<footnote n="3">³ Les normes ISO 14040 : 2006 et ISO 14044 : 2006 impose une revue critique en cas d'évaluation comparative donc les résultats sont destinés à être divulgués au public</footnote>

<footnote n="4">⁴ Du fait du panel d'indicateurs pouvant être étudié et des unités scientifiques utilisées par les méthodes de caractérisation, les résultats peuvent être délicats à appréhender pour des non-initiés. Les résultats midpoints ne sont interprétables que par des experts alors que des résultats présentés en score unique peuvent permettre une interprétation facile par le grand public. Le recours à des « équivalents » (étalons, équivalent gestes du quotidien, etc.) peut aider à rendre plus signifiants les résultats obtenus</footnote>

<footnote n="5">⁵ Ces méthodes étant très cadrées (modélisation fermée), et laissant donc le moins de place possible à la subjectivité du praticien, la compétence attendue pour un non-initié réalisant la mise en œuvre ou le suivi de l'étude sera largement moindre par rapport à une ACV-A (modélisation ouverte).</footnote>

<footnote>En ce qui concerne la méthode ACV-A, on observe ces dernières années une progression des approches couplant l'ACV attributionnelle avec d'autres méthodes. A ce titre, les couplages suivants méritent d'être signalés :</footnote>

<footnote n="25">²⁵ Inversement, la démarche de spatialisation n'implique pas nécessairement le recours à un SIG.</footnote>
* ACV-A couplée avec modèle de simulation thermique. Ce type de couplage peut s'avérer particulièrement pertinent pour l'étude de bâtiments pour lesquels la phase de vie en œuvre de l'ouvrage est le plus souvent très contributrice aux impacts environnementaux.

**G3** - Approche « descriptive » - Evaluation mono-thématique sur un périmètre global, quantification rapportée à une fonction

<table><thead><tr><th></th><th>Reproductibilité des résultats quantifiés</th><th>Emploi de BDD consistantes</th><th>Moyens / délai</th><th>Revue critique</th><th>Facilité de compréhension résultats</th><th>Technicité</th><th>Mise en œuvre BE en France</th></tr></thead><tbody><tr><td>Empreinte Carbon e P/S</td><td>Moyenne sans PCR ni BDD, élevée avec<sup>1</sup></td><td>Possible, mais choix à faire</td><td>€ à €€</td><td>Recommandée ou exigée, selon les objectifs<sup>2</sup></td><td> walking</td><td> walking</td><td>Courante</td></tr><tr><td>Empreinte Eau P/S</td><td>Moyenne sans PCR ni BDD, élevée avec</td><td>Possible, mais choix à faire</td><td>€ à €€</td><td>Recommandée ou exigée, selon les objectifs<sup>2</sup></td><td> walking</td><td> walking</td><td>Limitée</td></tr><tr><td>MIPS</td><td>Moyenne en théorie. Difficile à évaluer en pratique<sup>3</sup></td><td>Plutôt non (couvertu re limitée)<sup>3</sup></td><td>Difficile à évaluer<sup>3</sup></td><td>Non prévue</td><td> walking</td><td> walking</td><td>Pas pratiquée en France</td></tr></tbody></table>

<figure><img src="image_97.png" /></figure>

<figure><img src="image_98.png" /></figure>

<figure><img src="image_99.png" /></figure>

<figure><img src="image_100.png" /></figure>

<figure><img src="image_101.png" /></figure>

<figure><img src="image_102.png" /></figure>

**G4** - Approche « descriptive » - Evaluation mono-thématique sur un périmètre global, quantification rapportée à une organisation

<footnote n="1">¹ La reproductibilité sera meilleure si des règles spécifiques par catégories de produits/services sont disponibles (PCR : Product Category Rules). Dans le cas contraire, la reproductibilité sera moyenne.</footnote>

<footnote n="2">² Revue nécessaire dans le cas d'une communication externe d'informations comparatives</footnote>

<footnote n="3">³ Cette méthode est peu utilisée en France et peu mise en œuvre de manière générale. La méthode propose des données de facteurs d'intensité matérielle qui permettent d'harmoniser sa mise en œuvre, en théorie. Néanmoins ces facteurs d'intensité matérielle proposent une faible couverture géographique et sectorielle.</footnote>
<table><thead><tr><th></th><th>Reproductibilité des résultats</th><th>Emploi de BDD consistante s</th><th>Moyens / délai</th><th>Revue critique</th><th>Facilité de compréhension résultats</th><th>Technicité</th><th>Mise en œuvre BE en France</th></tr></thead><tbody><tr><td>Empreinte Carbone orga (dont le Bilan GES Français)</td><td>Moyenne sans PCR ni BDD, élevée avec<sup>1</sup></td><td>Non par défaut mais possible<sup>2</sup></td><td>€ à €€</td><td>Non exigée</td><td>☞☞</td><td>☞</td><td>Courante</td></tr><tr><td>Empreinte Eau Orga</td><td>Moyenne sans PCR ni BDD, élevée avec<sup>1</sup></td><td>Plutôt non à date<sup>3</sup></td><td>€ à €€</td><td>Selon les objectifs</td><td>☞☞</td><td>☞☞</td><td>Limitée</td></tr></tbody></table>

## G5 - Approche « descriptive » - Evaluation mono-thématique sur un périmètre restreint, quantification rapportée à une fonction

Ces méthodes portent sur un périmètre restreint plutôt que sur un cycle de vie complet, en ciblant par exemple une ou des étapes (approches de type « gate to gate »).

<table><thead><tr><th></th><th>Reproductibilité des résultats</th><th>Emploi de BDD consistantes</th><th>Moyens / délai</th><th>Revue critique</th><th>Facilité de compréhension résultats</th><th>Technicité</th><th>Mise en œuvre BE en France</th></tr></thead><tbody><tr><td>Empreinte Carbone P/S partielle</td><td>Moyenne sans PCR ni BDD, élevée avec</td><td>Possible mais choix à faire</td><td>€ à €€</td><td>Peu pratiquée sur périmètre restreint</td><td>☞☞</td><td>☞☞</td><td>Possible mais peu pratiquée</td></tr><tr><td>Empreinte Eau P/S partielle</td><td>Moyenne sans PCR ni BDD, élevée avec</td><td>Possible mais choix à faire</td><td>€ à €€</td><td>Peu pratiquée sur périmètre restreint</td><td>☞☞</td><td>☞☞</td><td>Limitée</td></tr></tbody></table>

Voir en complément les explications apportées pour le groupe G4, les méthodes étant proches.

## G6 - Approche « descriptive » - Evaluation mono-thématique sur un périmètre restreint, quantification rapportée à une organisation

<footnote n="1">¹La reproductibilité sera meilleure si des règles spécifiques de mise en œuvre par secteur ou par catégories de produits sont disponibles. Dans le cas contraire, une robustesse moyenne semble plus réaliste.</footnote>

<footnote n="2">²Le mode d'alimentation de la base Carbone® dont l'utilisation est requise pour cette méthode, repose sur une large diversité de fournisseurs de données, la priorité étant donnée à la couverture la plus large possible en termes de secteurs à couvrir. En contrepartie, les exigences en termes de consistance des facteurs d'émissions sont peu contraignantes.</footnote>

<footnote n="3">³Les données relatives à l'eau sont à l'heure actuelle comptabilisées de manière hétérogène dans les bases de données, mais des travaux sont conduits depuis plusieurs années améliorant ce point.</footnote>
<table><thead><tr><th></th><th>Reproductibilité des résultats</th><th>Emploi de BDD consistantes</th><th>Moyens / délai</th><th>Revue critique</th><th>Facilité de compréhension résultats</th><th>Technicité</th><th>Mise en œuvre BE en France</th></tr></thead><tbody><tr><td>Bilan GES scope 1 et Empreinte Carbone org. scope 1</td><td>Moyenne sans PCR ni BDD, élevée avec</td><td>non mais possible</td><td>€ à €€</td><td>Non exigée pour un Bilan GES</td><td> walking, walking</td><td> walking</td><td>Courante</td></tr><tr><td>Empreinte Eau org. scope 1</td><td>Moyenne sans PCR ni BDD, élevée avec</td><td>Plutôt non<sup>2</sup></td><td>€ à €€</td><td>Peu pratiquée sur périmètre restreint</td><td> walking, walking</td><td> walking, walking</td><td>Limitée</td></tr><tr><td>Inventaires nationaux<sup>1</sup></td><td>NA</td><td>A priori non</td><td>Sans objet<sup>1</sup></td><td>Non</td><td> walking, walking</td><td> walking, walking</td><td>Circoncrite au CITEPA</td></tr></tbody></table>

<figure><img src="image_103.png" /></figure>

<figure><img src="image_104.png" /></figure>

<figure><img src="image_105.png" /></figure>

<figure><img src="image_106.png" /></figure>

<figure><img src="image_107.png" /></figure>

<figure><img src="image_108.png" /></figure>

Voir en complément les explications apportées pour le groupe G4, les méthodes étant proches.

### 5.3.3. Complémentarité des méthodes

Il peut exister des complémentarités intéressantes entre certaines des méthodes identifiées dans le cadre de ce guide. Dans le contexte d'études réalisées ou financées par l'ADEME, plusieurs cas de complémentarité méritent plus particulièrement d'être considérés et l'intérêt de leur conduite méritera d'être systématiquement examiné ; il s'agit de la complémentarité entre :

* Une méthode relevant de l'ACV et la méthode [QA locale]

* Une méthode relevant de l'ACV et la méthode [EQRS]

* Les méthodes ACV-A et EEIO

Les complémentarités possibles ne se limitent toutefois pas à ces trois exemples, mais certaines peuvent mettre en œuvre des approches ciblées non développées dans ce guide. A titre d'exemple, l'évaluation de modes de production d'énergie renouvelables peut utilement recourir – en complément d'une évaluation multicritère ACV et des impacts contribuant à l'aire de protection « Qualité des Ecosystèmes » – à une évaluation des pertes locales de biodiversité.

#### 5.3.3.1. Focus : ACV et évaluation de la qualité de l'air locale

La présente section vise à sensibiliser les utilisateurs de ce guide quant aux enjeux locaux relatifs à la pollution /qualité de l'air et aux possibles complémentarités pouvant exister entre des approches

<footnote n="1">¹ Cette méthode est mise en œuvre dans un cadre très spécifique qui est celui des inventaires à produire par les états de l'UE en ce qui concerne les bilans d'émissions dans l'atmosphère. En France, le MTES confie cette mission au CITEPA qui est une association privée.</footnote>

<footnote n="2">² Les données relatives à l'eau sont à l'heure actuelle comptabilisées de manière hétérogène dans les bases de données.</footnote>

<footnote n="3">³ La documentation disponible sur les inventaires, bien que conséquente, ne permet pas une appréciation approfondie de la consistance des données exploitées par le CITEPA ; l'évaluation de cette consistance nécessiterait par ailleurs un temps d'analyse important qui n'est pas envisageable dans le cadre de ces travaux. Toutefois, la construction des inventaires nationaux requiert l'exploitation d'un volume important de données, données d'activité d'une part et données relatives aux facteurs d'émission pris en compte d'autre part ; cette volumétrie importante introduit nécessairement des risques d'incohérence entre les données notamment sur les périmètres précisément pris en compte ; la documentation actuellement accessible, bien que détaillée, ne permet pas véritablement de s'assurer de la consistance des calculs. L'élaboration des inventaires pourrait gagner en termes de transparence et de consistance en associant des experts externes et/ou d'autres tiers à la conduite de ces travaux.</footnote>
d'évaluation environnementale dites « englobantes » (approches multi-étapes et multi-impacts, souvent appelées « systémiques ») et les méthodes de [QA locale].

Cette section va plus particulièrement exposer des points de repère en ce qui concerne la qualité de l'air extérieur. Toutefois, le champ d'intérêt des méthodes QA locale peut également s'étendre à la qualité de l'air intérieur.<fnref n="26" />

On peut identifier deux cas où une évaluation de type QA locale sera pertinente à effectuer en complément d'une approche systémique :

* Dans le cas potentiellement le plus fréquent, une évaluation systémique aura permis d'identifier la pollution de l'air comme un enjeu majeur parmi l'ensemble des enjeux environnementaux considérés. Si par ailleurs une part majeure de cet enjeu de pollution de l'air a lieu sur une zone géographique précise (plutôt qu'une ventilation sur la globalité du cycle de vie), une évaluation de type QA locale sur ladite zone sera intéressante à conduire en complément de l'évaluation globale : elle permettra de préciser l'enjeu et de le situer dans le contexte spécifique de qualité de l'air de la région.

* Un autre motif de complémentarité réside dans le fait que la qualité de l'air peut parfois constituer un enjeu localement important pour un projet, alors même que cet enjeu peut être jugé peu significatif via une évaluation environnementale plus globale de ce même projet (en ACV, ce cas devrait être rare car la pollution de l'air devrait y ressortir comme un enjeu majeur).

L'importance possible d'enjeux locaux ne doit pas être sous-estimée, leur absence de prise en compte pouvant aller jusqu'à remettre en cause la réalisation d'un projet.

Un exemple connu du SEQA est celui d'un projet de création d'une chaufferie pour lequel les conséquences en matière de qualité de l'air dans l'environnement immédiat de l'installation n'ont pas été correctement appréhendées et anticipées (en particulier, les impacts sur la qualité de l'air du trafic routier engendré par la desserte de l'installation). Ce défaut d'acceptation du projet par les riverains a conduit à son l'abandon.

A l'inverse, une approche de type [ACV-A] ou [ACV-C] peut permettre d'identifier ou de confirmer un enjeu de qualité de l'air locale relatif à une étape, un lieu. Il sera alors envisageable d'approfondir cet enjeu par la conduite d'une évaluation locale de la qualité de l'air.

## [QA locale] : pour quels types de territoires ?

Il s'agit de comprendre les caractéristiques du territoire dans lequel s'inscrit le projet. L'implantation d'un projet dans une zone d'ores et déjà concernée par des enjeux de dépassement de seuils réglementaires peut justifier de choisir de conduire une évaluation de la qualité de l'air locale.

Toutefois, la recommandation de l'ADEME est de ne pas limiter le processus d'identification d'enjeux forts autour de la qualité de l'air à la question du dépassement des seuils réglementaires tels qu'ils existent à date. En effet, l'intérêt de ces évaluations portent avant tout sur la recherche de moindres impacts sanitaires, y compris sur le long terme.

Or, le fait d'être situé en dessous des seuils de concentration réglementaires actuellement en vigueur en Europe n'apporte pas la garantie d'une absence de risques sanitaires sur le long terme. L'OMS ou des pays hors UE recommandent ou appliquent d'ailleurs des valeurs plus contraignantes que celles applicables en Europe, notamment pour les particules PM₂.₅. Par ailleurs, il n'existe pas de seuil de concentration réglementaire pour tous les polluants de l'air préoccupants.

De manière générale, l'enjeu local en matière de polluants de l'air sera d'autant plus important à examiner que le projet s'inscrit :

* Dans le périmètre d'un Plan de Protection de l'Atmosphère (PPA),

<footnote n="26">²⁶ En France, la surveillance de la qualité de l'air intérieur est rendue progressivement obligatoire dans certains établissements recevant du public et accueillant des populations sensibles ou exposées sur de longues périodes (cf. LOI n° 2010-788 du 12 juillet 2010). Voir également https://www.ecologique-solidaire.gouv.fr/sites/default/files/Guide-complet-QAI-web.pdf</footnote>
* Dans une zone de contentieux ou de pré-contentieux avec l'Europe ou au niveau national (cf. décision du Conseil d'État du 12 juillet 2017),

* Au niveau régional, dans une zone sensible cartographiée lors de l'élaboration du SRCAE (Schéma Régional Climat Air Energie)<fnref n="27" />.

* Les zones sensibles correspondent à des territoires pour lesquels la qualité de l'air représente un enjeu important, afin de pouvoir y renforcer les mesures destinées à prévenir ou réduire la pollution atmosphérique, ou de les mettre en place en priorité par rapport à d'autres enjeux environnementaux. Leur identification repose sur le croisement de deux données principales : les zones en dépassement (effectives ou potentielles) de valeurs seuils pour certains polluants (PM₁₀ et NO₂, PM₂.₅ plus récemment) et la sensibilité des territoires en raison de la densité de population.

<figure><img src="image_109.png" /></figure>

Source : MTES, septembre 2017

<figure><img src="image_110.png" /></figure>

Source : MTES

<caption>Figure 25 : Zones couvertes par un PPA et zones concernées par des contentieux ou des pré-contentieux en matière de qualité de l'air à fin 2018</caption>

S'agissant de qualité de l'air intérieur, l'opportunité de conduire une évaluation de la qualité de l'air locale pourra se poser notamment pour des projets concernant des établissements recevant du public et en particulier des populations sensibles<fnref n="28" /> ou vulnérables⁷ à la pollution de l'air (ex : écoles, crèches, hôpitaux...).

Exemple : l'évaluation environnementale d'un programme de rénovation des lycées d'un département pourrait être réalisée en sélectionnant deux méthodes complémentaires :

* une méthode d'évaluation multi-problématiques et multi-étapes en raison des enjeux associés aux matériaux de construction tout au long de leur cycle de vie et aux besoins énergétiques des bâtiments en phase d'utilisation,

* la méthode [QA locale] appliquée aux émissions de polluants dans l'air intérieur, en étudiant notamment l'influence du choix des matériaux sur les émissions de polluants dans l'air intérieur des bâtiments,

* le tout en essayant d'aligner les deux approches pour la phase d'utilisation du bâtiment pour les indicateurs de QA intérieure.

**[QA locale] : pour quels polluants ?**

<figure><img src="image_111.png" /></figure>

<footnote n="27">²⁷ Ceux-ci sont remplacés depuis 2019 par les SRADDET (Schéma Régional d'Aménagement, de Développement Durable et d'Egalité des Territoires).</footnote>

<footnote n="28">²⁸ Population vulnérable : femmes enceintes, nourrissons et jeunes enfants, personnes de plus de 65 ans, personnes souffrant de pathologies cardio-vasculaires, insuffisantes cardiaques ou respiratoires, personnes asthmatiques.</footnote>

<footnote>Population sensible : personnes diabétiques, personnes immunodéprimées, personnes souffrant d'affections neurologiques ou à risque cardiaque, respiratoires, infectieux</footnote>

<footnote>Source : https://solidarites-sante.gouv.fr/IMG/pdf/qr.air et sante.pdf</footnote>
Les polluants de l'air réglementés (voir encart), en particulier les plus emblématiques (ex : particules, dioxyde d'azote, ozone, dioxyde de soufre), constituent une première catégorie de polluants sur lesquels faire porter une évaluation de la qualité de l'air locale.

Au-delà de cette catégorie, bien d'autres polluants de l'air peuvent être préoccupants pour la santé publique sans que des seuils réglementaires de concentration dans l'air ambiant extérieur existent pour autant. Il conviendra donc de les identifier de manière spécifique à chaque projet.

A titre d'exemple, les dioxines et les furanes ou encore le mercure ne font pas partie des polluants réglementés au niveau européen en termes de concentration dans l'air ambiant extérieur. Pour autant, ces polluants sont connus comme pouvant présenter un enjeu local fort pour certaines installations telles que des incinérateurs par exemple.

Deux rapports de l'ANSES portant sur les « Polluants émergents dans l'air ambiant » et sur une « Proposition de modalités pour une surveillance des pesticides dans l'air ambiant », publiés récemment, constituent également des sources d'information utiles pour les utilisateurs de ce guide.

Différentes catégories de priorités ont été définies par l'ANSES dans chacun de ces rapports, les catégories prioritaires pour une surveillance de l'air ambiant portant :

* sur quelques dizaines de substances actives de type « pesticides »

* sur treize polluants « émergents » autres que des pesticides : l'acrylonitrile, l'antimoine, le 1,3-butadiène, le carbone suie, le cobalt, le cuivre, le manganèse, le naphtalène, les particules ultrafines (PUF), le sulfure d'hydrogène, le 1,1,2-trichloroéthane, le trichloroéthylène, et le vanadium.

## [QA locale] : anticiper les éventuelles spécificités de mise en œuvre

La mise en œuvre d'une évaluation de la qualité de l'air à une échelle locale donnée pourra conduire à des exigences différentes en matière de granularité ou encore de représentativité des données en comparaison des données utilisées pour réaliser une évaluation systémique de type ACV.

Il pourra par exemple être nécessaire de rechercher des données plus spécifiques que celles qui sont accessibles dans les bases de jeux de données génériques d'inventaires couramment utilisés en ACV. En effet, les données génériques relatives au transport routier permettent généralement de quantifier les émissions en fonction du gabarit de véhicule en jeu et de leur norme Euro ; la précision de ces données est généralement suffisante dans le cadre d'études ACV pour lesquelles les étapes de transport en jeu ne s'inscrivent pas sur une zone territoriale où il existe un enjeu identifié en termes de pollution de l'air. En revanche, si une étape de transport mérite un approfondissement du fait d'un enjeu local identifié en termes de pollution de l'air, il pourra alors s'avérer nécessaire d'approfondir certains aspects tels que les horaires auxquels se déroule cette étape de transport et les situations de trafic en jeu (Stop and Go, Fluide, ...) en fonction de ces horaires : la nature et la quantité de polluants émis par kilomètre varie en fonction de ces situations de trafic ; outre le fait de fournir une indication indirecte sur les situations de trafic, les horaires permettent de déterminer si les émissions de cette étape de transport ont lieu dans un contexte qui se caractérise par un fond de pollution plus ou moins important.

**Exemple** : pour un projet pour lequel le trafic routier est une source majeure de polluants de l'air, les facteurs d'émissions différenciés par mode de trafic (ex : fluide, stop and go, etc.), par classe d'âge des véhicules, etc. pourront être nécessaires et donc demander un travail de collecte de données et de modélisation plus poussé que ce qui est usuellement réalisé pour une évaluation environnementale plus globale.

Pour l'évaluation de la qualité de l'air locale, il est assez courant de devoir positionner les résultats par rapport à des valeurs seuils réglementaires exprimées en émissions et/ou en concentration (µg/m3 le plus fréquemment) et pour cela, les données seront restituées le plus souvent à l'échelle de chaque flux élémentaire (ex : PM₁₀ et PM₂,₅) plutôt que par des résultats d'impacts mid-points qui agrègent les impacts de différents polluants en les exprimant via une unité commune (ex : équivalent PM₁₀).

De plus, l'ACV ne vise pas à calculer l'impact d'un projet en termes de concentration (µg/m3). Il faudra donc mettre en œuvre des outils spécifiques de modélisations de la dispersion atmosphérique des polluants si l'objectif est de mettre en relation le projet avec les seuils réglementaires exprimés en concentrations.
## Pollution de l'air extérieur, enjeux sanitaires et valeurs réglementaires : points de repère

Les polluants émis dans l'air peuvent avoir des effets sur la santé humaine ainsi que sur celle des écosystèmes. En matière sanitaire, rappelons tout d'abord certains constats établis par l'OMS :

* La pollution de l'air constitue un « facteur de risque majeur » des maladies humaines non transmissibles à l'origine de décès prématurés.

* La pollution de l'air peut avoir divers effets à court et à long terme sur la santé. Ainsi, la pollution de l'air en milieu urbain accroît le risque de maladies respiratoires aiguës (pneumonie, par exemple) et chroniques (cancer du poumon, par exemple) ainsi que de maladies cardio-vasculaires

* Différents groupes d'individus sont touchés différemment par la pollution de l'air. Des effets plus graves sur la santé sont observés chez les personnes déjà malades. En outre, les populations plus vulnérables comme les enfants, les personnes âgées et les ménages à faible revenu ayant un accès limité aux soins de santé sont plus sensibles aux effets préjudiciables de l'exposition à la pollution de l'air.

* L'OMS établit depuis 1987 des valeurs guides de qualité d'air ambiant, dénommées Air quality guidelines (AQGs)

Au niveau européen, il existe pour certains polluants atmosphériques - des normes réglementaires de concentration dans l'air extérieur ambiant en vue de protéger la santé humaine et l'environnement. Douze polluants sont ainsi réglementés à ce jour en Europe par les Directives 2008/50/CE et 2004/107/CE : dioxyde de soufre, dioxyde d'azote, ozone, PM₁₀, PM₂.₅, monoxyde de carbone, benzène, métaux (Arsenic, Cadmium, Nickel, Plomb), benzo(a)pyrène.

Le non-respect de certaines de ces normes de qualité de l'air - dioxyde d'azote et particules notamment - a d'ores et déjà conduit la Commission européenne à saisir la Cour de justice de l'Union Européenne à l'encontre de plusieurs pays européens, dont la France, pour non-respect de ces normes. Le 24 octobre 2019, la cour européenne de justice a condamné la France pour ses dépassements systématiques et persistants depuis le 1er janvier 2010 de la valeur limite annuelle pour le dioxyde d'azote.

Notons également que la Directive de 2008 devrait être révisée prochainement avec un probable durcissement de certaines valeurs seuils. Afin d'illustrer ce possible durcissement, le lecteur pourra prendre connaissance de l'avis de l'ANSES relatif aux normes de qualité de l'air ambiant qui établit que :

* pour certains polluants (particules PM₁₀ et PM₂.₅, dioxyde de soufre et ozone) les normes européennes et/ou françaises ont fixé des valeurs qui n'atteignent pas les valeurs guides de l'OMS ;

* certains pays appliquent des normes plus basses (c'est-à-dire plus ambitieuses) que celles applicables dans l'Union européenne et en France pour les particules PM₁₀ et PM₂.₅, le dioxyde de soufre, l'ozone, le dioxyde d'azote.

### Pour aller plus loin :

Ministère de la Transition Ecologique et Solidaire

https://www.ecologique-solidaire.gouv.fr/politiques-publiques-reduire-pollution-lair

https://www.ecologique-solidaire.gouv.fr/pollution-lair-origines-situation-et-impacts

ANSES : Agence nationale de sécurité sanitaire de l'alimentation, de l'environnement et du travail

* Polluants « émergents » dans l'air ambiant. Identification, catégorisation et hiérarchisation de polluants actuellement non réglementés pour la surveillance de la qualité de l'air. Juin 2018

* Les normes de qualité de l'air ambiant (saisine n°2016-SA-0092). Rapport d'avril 2017

* Proposition de modalités pour une surveillance des pesticides dans l'air ambiant (saisine 2014-SA-0200). Rapport de septembre 2017

### 5.3.3.2. Focus : ACV et EQRS

La présente section expose les différences et les complémentarités pouvant exister entre des approches d'évaluation environnementale dites « englobantes » (multi-étapes et multi-impacts) et la méthode [EQRS] portant sur l'évaluation de risques sur la santé humaine.
## Evaluation des impacts toxicité humaine en ACV : démarche et finalités

En ACV, certaines méthodes d'évaluation multi-impacts intègrent un ou des indicateurs portant sur la toxicité humaine, cet ou ces indicateurs faisant donc parti d'un set d'indicateurs (entre 10 et 15 en général). Dans le cas de calcul de type endpoint, l'enjeu de la santé humaine est également considéré en tant qu'aire de protection, à laquelle contribuent plusieurs impacts (midpoint) dont la toxicité, l'émission de particules, la formation d'ozone troposphérique, le réchauffement climatique.

Sur le principe, ces méthodes ACV relatives à la toxicité humaine cherchent à évaluer des impacts **potentiels** sur la base de profils qui peuvent être considérés comme « moyens » ou « génériques » car basés sur :

* Un devenir « moyen » des substances dans les différents compartiments de l'environnement. Ce devenir est déterminé en tenant essentiellement compte de leurs propriétés physico-chimiques intrinsèques (ex : capacité à migrer dans l'environnement, biodégradabilité, bioaccumulation, ...). En revanche, en l'état actuel de la pratique ACV, la prise en compte des spécificités géographiques et temporelles des émissions n'est pas ou peu réalisée dans les méthodes de caractérisation de la toxicité humaine<fnref n="29" />.

* Une population exposée « moyenne », celle-ci correspondant à une population mondiale « générique ». Les particularités des populations qui pourraient effectivement être exposées, leurs fragilités spécifiques ne sont pas prises en compte dans les méthodes de toxicité mises en œuvre en ACV.

* Un scénario d'exposition « moyen » de la population exposée, différentes voies d'exposition directes et indirectes étant considérés. Là aussi, des situations « moyennes » sont utilisées pour rendre compte de paramètres tels que le volume d'air respiré par personne et par jour, la quantité d'eau ingérée par personne et par jour, etc.

* La relation dose-réponse, qui nécessite d'exploiter des données relatives à la toxicité, va généralement être construite par extrapolation en utilisant des résultats de tests sur animaux. Pour cela, des moyennes portant sur plusieurs types d'animaux seront prises en compte plutôt que de prendre l'espèce la plus sensible. Toutefois, pour certaines substances, si des données toxicologiques humaines existent, elles peuvent être utilisées. Rappelons également que l'ACV considère une relation dose-réponse linéaire : elle ne prend pas en compte les effets de seuils pouvant exister pour certaines substances ni les effets de synergie ou d'antagonisme (effets cocktails).

Dans leur pratique actuelle la plus courante, les méthodes d'évaluation de la toxicité en ACV ne sont pas mises en œuvre afin d'évaluer un risque réel d'exposition d'une population précise et survenant dans un contexte donné avec ses spécificités.

L'interprétation des résultats obtenus<fnref n="30" /> est utile pour identifier les principaux « hotspot » environnementaux pressentis en termes d'étapes du cycle de vie ou de substances préoccupantes. Certains praticiens proposent de plus d'utiliser les résultats obtenus comme des indicateurs de « performance relative », en considérant toutefois des niveaux d'incertitudes très élevés pour que deux résultats soient considérés comme significativement différents (un facteur 1000 est recommandé).

Toutefois, l'usage qui peut être fait des indicateurs de toxicité humaine dans les études ACV fait débat au sein de la communauté des praticiens ACV et des toxicologues et autres experts de l'évaluation des risques sanitaires.

<footnote n="29">²⁹ La pratique la plus courante en ACV est d'agréger les émissions sans tenir compte du lieu d'émission ni de la temporalité (limite théoriquement dépassable mais qui nécessite des bases de données construites dans ce but et qui implique une volumétrie importante de données à exploiter). Toutefois, suite à des développements méthodologiques récents, une méthode telle que USEtox 2.0 prend désormais en compte des spécificités de zones d'échelle subcontinentale.</footnote>

<footnote n="30">³⁰ En indicateur mid-point, et selon les méthodes, les résultats peuvent être exprimés en équivalence par rapport à une substance de référence ou encore en potentiel de nombre de cas de maladie. En indicateur end-point, le résultat sera exprimé en nombre d'année de vie affectés ou perdues (DALY – Disability Adjusted Life Years).</footnote>
Certains travaux de chercheurs visant à mieux intégrer la dimension locale dans l'évaluation de la toxicité en ACV ont pu être conduits ces dernières années, notamment en s'appuyant sur les outils de modélisation mis à disposition par les créateurs de la méthode USEtox et permettant à un utilisateur d'élaborer ses propres facteurs de caractérisation. En particulier, le lecteur averti pourra prendre connaissance de la publication suivante : Marchand, Mathilde & Aissani, Lynda & Mallard, Pascal & Béline, Fabrice & Revéret, Jean-Pierre. (2013). Évaluation locale de la toxicité liée à la gestion des déchets ménagers au travers de l'analyse du cycle de vie (ACV) et de USEtox. Techniques Sciences Méthodes. 36-49. 10.1051/tsm/201309036.

## Principe d'élaboration des facteurs de caractérisation pour la toxicité humaine en ACV (d'après étude Score-LCA, 2016)

Les facteurs de caractérisation pour la toxicité humaine sont construits dans l'objectif de rendre compte de la chaine de cause à effet à partir de l'émission d'une substance dans un compartiment donné de l'environnement (air, eau, sol). Ils sont calculés en faisant le produit de trois « sous-facteurs » :

* Facteur de devenir (fate factor, FF): rend compte du temps de résidence moyen de la substance dans le compartiment environnemental

* Facteur d'exposition (exposure factor, XF): proportion de substance potentiellement ingérée via l'alimentation (différentes voies d'exposition possibles : fruits & légumes, viandes, lait, eau) ou inhalée par la population

* Facteur d'effet (effect factor, EF) : représente l'impact de la substance une fois intégrée dans le corps humain via la relation dose-réponse en général basée sur les ED50

soit $CF$ (caractérisation factor) $= FF * XF * EF$

<figure><img src="image_112.png" /><figcaption>Figure 26 : Principe de calcul des facteurs de caractérisation de toxicité humaine utilisés en ACV (d'après SCORE-LCA)</figcaption></figure>

## Pour aller plus loin :

Evea, INERIS, Ralph Rosenbaum pour SCORE-LCA : évaluation de la toxicité humaine en ACV. Rapport final. Novembre 2016. 82 pages

Magali Boize, Anne-laure Borie, Anne Landrin, Marion Papadopoulo, Denis Le Boulch, Romain Richard. Pertinence de l'analyse de cycle de vie (ACV) pour l'évaluation des impacts sanitaires : comparaison avec l'évaluation quantitative des risques sanitaires (EQRS). Environnement, Risques & Santé. 2008;7(4):265-277. doi:10.1684/ers.2008.0159
## Evaluation quantitative des risques sanitaires (EQRS) : démarche et finalités

Les éléments ci-dessous sont tirés de l'étude SCORE-LCA : Evea, INERIS, Ralph Rosenbaum pour SCORE-LCA : évaluation de la toxicité humaine en ACV. Rapport final. Novembre 2016. 82 pages

L'EQRS prend son sens lorsqu'elle est conduite à une échelle locale et vis-à-vis d'une population cible (fictive ou réelle) que l'on doit alors qualifier. La conduite d'une EQRS va nécessiter d'établir une chaine causale, et les spécificités du contexte local seront prises en compte (cela peut concerner la population cible, les voies de transfert, l'usage des milieux...). Ainsi, l'échelle spatio-temporelle est caractérisée par les scénarios d'exposition spécifiques à la source (ex : source propre à une étape donnée, par exemple une étape de production sur un site) et aux populations étudiées.

Elle peut être mise en œuvre lorsque l'on souhaite, de manière préventive, vérifier qu'une situation donnée n'implique pas d'impact sanitaire potentiellement préoccupant. Elle peut permettre de se prononcer sur le niveau de risques que l'on accepte de prendre, ou encore contribuer à établir des propositions de gestion du risque (ex : mesure de réduction des émissions, mise en place de protections collectives ou individuelles, fixation d'objectifs de dépollution...), en ayant au préalable identifié et hiérarchisé les substances, les sources ou encore des voies d'exposition contribuant au risque.

Selon le contexte de l'évaluation, la population ciblée peut concerner la population générale, mais également les travailleurs (ex : risques professionnels) ou des utilisateurs par exemple.

En EQRS, deux types d'effets sont distingués :

* Les **effets à seuil** pour lesquels la dose d'exposition accroît la gravité de l'effet. Pour ces effets, on calcule un quotient de danger (QD) correspondant au ratio entre la dose d'exposition et le seuil d'effet (VTR ou Valeurs Toxicologiques de Référence). Si QD < 1, le risque est considéré « non préoccupant » et donc acceptable.

* Les **effets sans seuil** pour lesquels la dose n'accroît pas la gravité de l'effet mais uniquement sa probabilité de survenue. Ces effets concernent plus particulièrement les substances cancérogènes génotoxiques. Pour ces effets, on calcule un excès de risque individuel (ERI), celui-ci exprimant pour un individu la probabilité supplémentaire d'apparition de l'effet critique (cancer) liée à l'exposition par rapport à une personne non exposée. L'interprétation des résultats s'effectue ensuite par comparaison à des niveaux de risque jugés socialement acceptables. La valeur de 10⁻⁵, soit un cas sur 100 000, est généralement utilisée.

Les indicateurs de risques, QD et ERI, sont calculés pour chaque substance, chaque voie d'exposition et chaque sous-population identifiée le cas échéant. Ils peuvent ensuite être classés pour hiérarchiser les substances et voies d'exposition contribuant au risque sanitaire. Ils peuvent éventuellement être sommés pour calculer des indicateurs de risque cumulé « multi-substances ».

La fiche [EQRS] apporte des précisions supplémentaires sur le déroulement type d'une étude EQRS et sur les références bibliographiques permettant d'aller plus loin.
## Vue synthétique des principales divergences entre ACV et EQRS

Le tableau suivant, adapté des travaux de SCORELCA, met en évidence les principales divergences entre les deux méthodes étudiées.

<table><caption>Tableau 12 : Synthèse des divergences des méthodes ACV et EQRS pour l'évaluation de la toxicité humaine. D'après Cornelus et al. SETAC Nantes 2016, avec adaptations selon expertise ADEME</caption><thead><tr><th></th><th>Toxicité humaine en ACV</th><th>Evaluation quantitative des risques sanitaires</th></tr></thead><tbody><tr><td>Population</td><td>Mondiale (moyenne)</td><td>Locale et spécifique (travailleurs, consommateurs, enfants...)</td></tr><tr><td>Nombre de substances évaluables</td><td>Plusieurs centaines (facteurs de caractérisation totalement ou partiellement disponibles) pour les méthodes les plus complètes</td><td>Plusieurs centaines (VTR disponibles)</td></tr><tr><td>Nombre de substances prises en compte dans une même évaluation</td><td>Possiblement plusieurs centaines (si les flux de substances sont quantifiés dans l'inventaire)</td><td>Généralement de quelques substances à une dizaine</td></tr><tr><td>Représentativité</td><td>Moyenne</td><td>Choix possibles entre situations normale ou pénalisante " Worst case "</td></tr><tr><td>Temps d'exposition</td><td>Vie entière d'un individu à plusieurs générations selon les cas</td><td>Court terme à vie entière d'un individu</td></tr><tr><td>Echelle spatiale</td><td>Générique : approche globale via un modèle représentant un monde moyen</td><td>Spécifique : cadre défini spécifiquement par des scénarios d'exposition selon le contexte</td></tr><tr><td>Référence</td><td>Unité de produit</td><td>Production sur un site ou représentatif d'une activité</td></tr><tr><td>Dose-réponse</td><td>Linéaire, pas de seuil</td><td>Non linéaire pour les effets avec seuil Linéaire pour les effets sans seuil</td></tr><tr><td>Sources</td><td>Toutes les émissions sur le cycle de vie</td><td>Toutes les émissions d'un site ou d'un produit</td></tr><tr><td>Conclusion</td><td>Méthode globale et exhaustive (cycle de vie, milliers de substances) mais peu précise et peu spécifique</td><td>Méthode précise et adaptée à un contexte spécifique</td></tr></tbody></table>

## L'ACV comme outil de pré-diagnostic pour identifier des substances chimiques à enjeux pour une EQRS

De même que dans le cas des enjeux de QA locale, une évaluation globale par l'ACV est utile comme « pré-diagnostic » en vue d'évaluer la pertinence de conduire une EQRS. Ceci semble être plus particulièrement possible en ce qui concerne les substances organiques ou inorganiques pouvant être toxiques pour l'homme<fnref n="31" />.

Pour cela, il est recommandé :

<footnote n="31">³¹ Au-delà des substances chimiques, d'autres agents peuvent à l'origine de risques sanitaires : les particules fines, les rayonnements ionisants ou encore les agents infectieux.</footnote>
1) A partir des travaux ACV réalisés, d'identifier la dizaine, voire la vingtaine, de substances ressortant comme étant les plus contributrices sur le périmètre global étudié.

2) Pour chacune de ces substances les plus contributrices, de s'interroger sur la plausibilité de leur émission effective à chacune des étapes concernées ; une attention particulière doit être portée au cas de substances associées à des jeux de données génériques d'inventaire et à la plausibilité que ces substances y soient effectivement émises, notamment si des approximations ont été faites sur ces inventaires d'arrière-plan afin par exemple de combler des lacunes en termes de données disponibles. Il pourra alors être nécessaire de corriger les jeux de données génériques employés.

3) D'effectuer une lecture croisée entre les substances contributrices plausibles et les étapes afin de rechercher s'il peut exister des combinaisons de lieux (zones d'émissions / zones d'exposition) et de temporalité pour lesquelles la conduite d'une EQRS serait in fine pertinente.

4) Il est par ailleurs recommander de ne pas chercher à hiérarchiser les polluants les uns par rapport aux autres, en raison notamment des incertitudes importantes pouvant entacher les facteurs de caractérisation utilisés en ACV pour la toxicité humaine.<fnref n="32" />

Autres complémentarités

Lors d'une démarche visant à rechercher des solutions de substitution à des molécules posant des problèmes de toxicité, l'ACV mérite d'être utilisée en complément d'une EQRS afin d'identifier d'éventuels transfert d'impacts sur d'autres indicateurs que la toxicité humaine.

5.3.3.3. Focus : ACV-A et EEIO, deux complémentarités possibles

5.3.3.3.1. L'utilisation de données EEIO en ACV-A

Depuis quelques années, des travaux notamment académiques ont mis en avant les complémentarités possibles entre une ACV attributionnelle conventionnelle, consistant en une évaluation détaillée des processus et flux élémentaires contributeurs aux impacts environnementaux d'un produit / service (approche couramment désignée comme « bottom-up) et une approche EEIO <fnref n="33" /> (cf. 4.1.1).

Ces complémentarités ont notamment fait l'objet d'une étude SCORELCA intitulée « La méthode Input-Output et son utilisation en ACV » publiée en décembre 2015. Une des complémentarités est décrite ci-après.

Intérêt d'un couplage ACV et EEIO

Une évaluation ACV attributionnelle conventionnelle est principalement centrée sur l'identification et la quantification de flux physiques, c'est-à-dire de matières et d'énergies. En revanche, de manière générale, elle ne considère pas (ou peu dans le meilleur des cas) les activités faiblement matérialisées qui sont nécessaires à toute activité, y compris industrielle. Il s'agit plus particulièrement des activités administratives, des biens en capitaux, des déplacements humains (voyages d'affaire, transport des employés), des activités de développement pré-industriel (R&D) et des services (architectes, consultants, assurances, etc.). Elle sous-estime de fait de façon systématique les impacts des systèmes qu'elle évalue, bien que cette sous-estimation ne soit pas problématique pour répondre aux objectifs d'une telle évaluation.

L'analyse Entrée-Sortie ou Input-Ouput quant à elle permet de décrire les flux économiques existants entre les différents secteurs économiques et donc de définir des chaînes de dépendances économiques

<footnote n="32">³² En cas d'utilisation de la méthode Usetox, il est ainsi à préciser que cette méthode présente des faiblesses pour l'évaluation des métaux par exemple.</footnote>

<footnote n="33">³³ Analyse entrées-sorties avec extensions environnementales ou Environmentally Extended Input-Output Analysis. Voir fiche méthode dédiée à l'EEIO.</footnote>
entre les secteurs. Son point fort est qu'elle vise à donner une **vision complète** de l'économie. Son extension à l'analyse environnementale (EEIO) permet d'attribuer à chaque secteur un ensemble de flux environnementaux, ceux-ci étant relatifs aux processus de production mais également aux activités peu matérialisées mentionnées précédemment.

Un couplage possible entre ces deux types de méthodes réside donc dans l'opportunité de compléter une évaluation ACV (spécifique à un produit/service) en quantifiant des postes d'impacts généralement non couverts en ACV à l'aide de l'EEIO, via des jeux de données génériques beaucoup plus grossiers (par exemple, impact d'un € dépensé dans tel secteur) que ne le ferait un jeu de donnée ICV conventionnel.

## Focus sur quelques points clés de mise en œuvre

### Choisir les tableaux EEIO adaptées et comprendre leur portée

La mise en œuvre de l'approche EEIO requiert l'utilisation de bases de données, appelées tableaux EEIO. Il n'existe pas **un tableau mais des** tableaux EEIO qui se distinguent en ce qui concerne leurs périmètres géographiques (certains tableaux sont nationaux, d'autres multi-régionaux, on parle alors de MRIO pour les tableurs économiques sous-jacents), une granularité plus ou moins fine des secteurs économiques/produits.<fnref n="34" />, leur représentativité temporelle et leur fréquence de mise à jour, la couverture plus ou moins élevée des types de flux environnementaux, etc.

Toute étude visant un couplage entre ACV et EEIO devra donc débuter par une analyse des tableaux EEIO sélectionnables compte tenu des objectifs et du champ de l'étude ACV. Les critères mentionnés ci-dessus constituent autant de points à analyser en vue du choix de la base de données EEIO de départ.

### Gérer les double-comptages

A partir des jeux de données EEIO d'intérêt pour l'évaluation conduite, un travail de retrait systématique des échanges économiques qui sont déjà présents dans les processus modélisés par l'ACV doit être réalisé, ceci afin d'éviter les double-comptages.

Il s'agit ainsi d'identifier tous les intrants provenant de secteurs économiques que l'on juge suffisamment bien couverts dans l'ICV. Ces appariements nécessitent une attention particulière, notamment parce que les dénominations sont rarement équivalentes entre jeux de données génériques d'ICV et données EEIO.

L'exemple ci-après, extrait de l'étude SCORELCA, illustre ce processus de travail. Il concerne un cas d'étude d'une batterie Li-ion, ici l'évaluation d'un kilogramme. Dans l'approche EEIO sélectionnée, cette batterie appartient à la catégorie de produits « machinerie électrique » car il n'existe pas de catégorie « batterie », ce qui illustre le caractère assez générique des tableaux EEIO. La description pour produire 1 euro de machinerie électrique est multipliée par le prix moyen d'un kilogramme de machinerie électrique de façon à obtenir des données d'intrants pour un kilogramme de machinerie électrique.

<figure><img src="image_113.png" /></figure>

<figure><img src="image_114.png" /></figure>

<footnote n="34">³⁴ Le niveau d'agrégation peut parfois être très élevé. Par exemple, les activités de traitement des déchets sont généralement représentées de manière très grossière dans la plupart des tableaux EEIO.</footnote>
<figure><img src="image_115.png" /><figcaption>Figure 27 : Processus de couplage ACV et EEIO avec gestion des double comptages</figcaption></figure>

Il est recommandé que le praticien en charge d'un couplage ACV-EEIO réalise plusieurs itérations de calcul et d'interprétation pour éliminer les doubles comptages, cet exercice étant essentiel pour atteindre un niveau de confiance suffisant dans le couplage final.

Les auteurs de l'étude SCORELCA précisent d'ailleurs que « des impacts supérieurs de 30% ou plus après hybridation sont suspects et méritent que le processus hybridé soit corrigé, i.e. que le processus EEIO modifié qui le complémente soit corrigé pour des double comptages restants ».

## Appréhender les apports mais également les limites du couplage ACV-EEIO

### Une couverture partielle des flux environnementaux

D'un point de vue théorique, l'EEIO devrait pouvoir couvrir les mêmes problématiques environnementales que l'ACV. Cependant, dans la pratique, les bases de données EEIO disponibles à l'heure actuelle se centrent sur les ressources (énergie, minerais et métaux) et certaines émissions dans l'air (GES, SOx, NOx...). Elles ont une couverture le plus souvent très partielle voire inexistante des autres enjeux, notamment liés aux émissions dans l'eau et dans le sol, d'occupation d'espace, de toxicité et d'écotoxicité.

Autrement dit, bien qu'une analyse EEIO assure la prise en compte exhaustive des activités économiques, sa couverture des enjeux environnementaux sera nécessairement très incomplète, du fait du nombre limité d'enjeux couverts par le tableau EEIO. Le praticien devra prêter attention aux enjeux mal couverts lors du choix de la base de données et en tenir compte lors de l'interprétation des résultats.

### Une meilleure complétude, mais avec une forte imprécision

Dès lors que les tableaux EEIO s'appuient sur des données sources par secteur très agrégées, le niveau de précision des compléments calculés grâce aux données EEIO sera faible. Ainsi, il conviendra de garder à l'esprit que ce couplage permet de maximiser la compléture de l'évaluation (on ne néglige plus les flux faiblement matérialisés par exemple) mais au prix d'une plus forte imprécision.

### Pour aller plus loin

Parmi les articles les plus récents sur le sujet :
### 5.3.3.3.2. L'utilisation de données ACV en EEIO

Dans la pratique, les « coefficients techniques » utilisés dans les matrices EEIO agrègent des flux physiques et des facteurs de caractérisation.

Les apports de l'ACV en matière de robustesse, de représentativité ou de consistance devraient permettre d'améliorer grandement la qualité, au sens large, de ces coefficients techniques.

Cet enjeu, bien que majeur pour l'ADEME dans le cadre de ces travaux en EEIO, n'a toutefois pas pu être évalué dans la première version de ce guide d'aide. Il semble d'ailleurs que peu d'études soient encore disponibles sur ce type de lien entre les deux approches.

## 5.4. Empreinte carbone, consistance et complétude

### 5.4.1. Différences entre empreinte carbone, bilan carbone et inventaire national

La notion d'empreinte carbone est utilisée très largement de nos jours sans précision, alors qu'elle renvoie à une multiplicité d'objets et de méthodes, que nous allons distinguer dans ce paragraphe :

- L'empreinte carbone d'une organisation, autrement appelée –en France – bilan carbone ou BEGES,

- L'empreinte carbone d'une fonction, par exemple portée par un produit ou service,

- L'empreinte carbone d'un pays et une de ses composantes, l'inventaire national des émissions de gaz à effet de serre (GES)

- Et enfin, l'empreinte carbone d'un projet, d'un plan d'action, voire d'un changement à large échelle.

Une empreinte carbone est donc d'abord un résultat – et non une méthode. Il ne peut toutefois être obtenu qu'à partir d'une modélisation faisant appel à une méthode dite « cycle de vie ». Nous allons préciser ici comment ce caractère systémique se met en place en fonction de la méthode employée.

#### 5.4.1.1. Empreinte carbone d'une fonction

**Définition** : L'empreinte carbone d'une fonction mesure la quantité totale de GES émise directement et indirectement par un système portant une fonction principale. Il peut s'agir d'une activité ou d'un ensemble d'activités, d'un produit ou d'un service, ou encore d'un système plus complexe combinant produits, procédés, services, etc. L'entièreté du cycle de vie du système doit être modélisé pour que l'on puisse parler d'empreinte : extraction et/ou fabrication des matières premières, production et assemblage, distribution, utilisation et fin de vie.

**Méthodologie** : La méthodologie permettant d'estimer l'empreinte carbone d'une fonction est ascendante ou bottom-up. L'empreinte carbone d'une fonction est une déclinaison de l'ACV-A (Analyse de Cycle de Vie Attributionnelle). La norme ISO 14067 (empreinte carbone d'un produit ou service) est ainsi une déclinaison des normes ISO 14040 et 14044 de l'ACV-A. Là où l'ACV-A permet de calculer une quinzaine d'indicateurs d'impacts potentiels, l'empreinte carbone est restreinte à un seul indicateur : les gaz à effet de serre. Les impacts GES des différentes étapes sont sommés et rapportés à la fonction du système.

**Exemple** : pour calculer l'empreinte carbone d'un t-shirt, on modélisera en réalité l'ensemble de son cycle de vie, si bien que le système n'inclura pas seulement le T-shirt et sa fabrication, mais aussi les impacts associés à son utilisation (et donc une part des impacts du détergent par exemple, voire du lave-linge en théorie). Le système ainsi modélisé permettra de prendre en compte les impacts liés à la production des matières premières (qu'elles soient d'origine pétrolière comme le polyester, ou végétales comme le coton), à la fabrication du produit, à sa distribution, son utilisation par le consommateur (lavage,
repassage...), et la gestion de sa fin de vie (recyclage, incinération...). On détermine d'abord la fonction principale du T-shirt qui peut par exemple être de vêtir une personne pour une journée, ce qui permettra de ramener tous les impacts comptabilisés sur le cycle de vie à la fonction.

### 5.4.1.2. Empreinte carbone des organisations, Bilan carbone ou BEGES

**Définition** : L'empreinte carbone des organisations (souvent appelé « bilan carbone » en France, ou BEGES par la réglementation) est une **méthode** qui permet de modéliser les émissions de GES d'une organisation (entreprise, collectivité) ou d'un territoire<fnref n="35" />. Elle repose sur une méthode normalisée (norme ISO 14064) pour comptabiliser les émissions directes et indirectes, en distinguant les émissions selon les scopes 1, 2 et 3, afin d'identifier les principales sources d'émissions et mettre en place des actions de réduction.

**Méthodologie** : La méthodologie permettant d'estimer l'empreinte carbone d'une organisation est (majoritairement) ascendante ou bottom-up. Elle est encadrée par des règlements comme la Loi Grenelle II et peut inclure l'utilisation de logiciels spécialisés pour faciliter la comptabilité des émissions. En France, la réalisation de BEGES est obligatoire tous les 3 ans pour les entreprises de plus de 500 salariés et collectivités de plus de 50 000 habitants. On y retrouve la notion de cycle de vie, qui s'exprime dans l'approche française par la notion de « scopes » :

* **Scope 1** : Émissions directes provenant des activités de l'organisation (par exemple, combustion de carburant dans les machines).

* **Scope 2** : Émissions indirectes liées à la consommation d'énergie (électricité, chauffage).

* **Scope 3** : Émissions indirectes provenant de la chaîne de valeur (achats de matières premières, transport, etc.).

Depuis 2022, le Scope 3 est devenu obligatoire pour les émissions indirectes significatives.

<figure><img src="image_116.png" /><figcaption>Figure 28 : Illustration de la notion de scopes et d'approche en cycle de vie</figcaption></figure>

De manière élargie et plus générique, l'empreinte carbone des organisations s'appuie sur le concept d'ACV organisationnelle (ACV-O), régit par la norme ISO 14072:2014, complétant les normes ISO 14040 et 14044 de l'ACV-A. Elle introduit la notion d'unité fonctionnelle organisationnelle (ex. : « 1 an d'activité de l'entreprise X »). Pour la France, on pourra s'appuyer sur le guide pratique AFNOR BP X30-323-15 pour l'application de l'ACV aux organisations.

**Exemple** : Le bilan carbone d'une entreprise de textile pourrait inclure :

<figure><img src="image_117.png" /></figure>

<footnote n="35">³⁵ La notion de « Bilan Carbone » ou de « BEGES » se voulant plus large, puisqu'au-delà du bilan comptable, elle inclut un plan d'actions.</footnote>
* **Scope 1** : Émissions dues à l'utilisation des machines de production de textiles.

* **Scope 2** : Consommation d'électricité pour les machines et les installations.

* **Scope 3** : Transport des produits, utilisation des vêtements (lavage par les consommateurs), fin de vie des produits (recyclage ou mise en décharge).

#### 5.4.1.3. Empreinte carbone d'un pays vs. Inventaire national des émissions de GES

* **Inventaire national des émissions de GES d'un pays**

**Définition** : L'inventaire national des GES est une **démarche comptable systématique** pour mesurer et suivre les émissions de GES à l'échelle d'un pays ou d'un territoire. Il permet de suivre les émissions dans le temps, d'évaluer l'impact des politiques publiques, et de comparer les émissions entre différents pays, dans le cadre des engagements climatiques internationaux. Elle n'inclut toutefois pas les émissions importées (ni ne retranche les émissions exportées) : elle ne peut donc pas suffire à un pays à mesurer ni à monitorer son empreinte carbone et à définir son plan d'actions.

**Méthodologie** : L'inventaire est une approche ascendante ou **bottom-up**. Il est basé sur la collecte de données sectorielles, recueillies dans différents secteurs tels que l'énergie, l'industrie, le transport, l'agriculture, les déchets, etc. Ce processus est généralement réalisé par des organismes tels que le CITEPA en France. Les données sont collectées suivant des normes internationales comme le Protocole de Kyoto et la Convention-Cadre des Nations Unies sur les Changements Climatiques (CCNUCC). Les pays doivent régulièrement mettre à jour ces inventaires et rendre compte de leurs émissions dans le cadre des Accords de Paris.

La somme des inventaires nationaux de tous les pays est équivalente à l'empreinte carbone mondiale (et donc également à la somme des empreintes carbones nationales). Ces inventaires sont utilisés par des organismes comme le GIEC et l'Agence Internationale de l'Énergie (AIE).

* **Empreinte carbone d'un pays**

**Définition** : L'empreinte carbone d'un pays représente la quantité totale de gaz à effet de serre émise à l'échelle mondiale pour satisfaire la **consommation finale** de sa population. Elle inclut à la fois les émissions **domestiques directes** (chauffage, déplacements...) et les émissions **importées**, c'est-à-dire associées à la production des biens et services consommés sur le territoire mais fabriqués à l'étranger, et exclut les émissions **exportées** (liées aux biens et services exportés). Contrairement à l'inventaire national, qui comptabilise les émissions **sur le sol national**, l'empreinte carbone adopte une approche **cycle de vie**.

**Méthodologie** : Pour calculer cette empreinte, on utilise une approche descendante ou **top-down** : la méthode EEIO (Environmentally Extended Input-Output), qui s'appuie sur des **tableaux économiques d'entrées-sorties** élargis à des données environnementales. Ces tableaux décrivent les relations entre secteurs économiques (production, échanges, consommation) et permettent de retracer les chaînes d'approvisionnement, y compris internationales. En y intégrant les **facteurs d'émission par branche d'activité**, on peut estimer l'ensemble des émissions induites par la consommation finale nationale, quelle que soit leur origine géographique. Cette approche **top-down** est utilisée par des institutions comme Eurostat ou l'OCDE, et en France, par le **Service des données et études statistiques (SDES)** du ministère de la Transition écologique. Elle est complémentaire de l'inventaire national, en offrant une vision systémique des impacts carbone liés aux choix de consommation.

L'empreinte carbone d'un citoyen est calculé à partir de l'empreinte carbone de son pays, divisé par le nombre d'habitants. Du aux incertitudes de modélisation et de périmètre, on trouve des valeurs différentes pour l'empreinte carbone moyenne d'un français, le plus souvent entre 9 et 12 tCO₂eq/hab/an :

<figure><img src="image_118.png" /></figure>
par exemple 9,4 d'après [Statistiques Développement Durable, 2023.<fnref n="36" />] ou 11,5 d'après [Haut Conseil pour le Climat, 2020.<fnref n="37" />].

• Comparaison des approches

<table><thead><tr><th>Critère</th><th>Inventaire national des GES</th><th>Empreinte carbone (EEIO)</th></tr></thead><tbody><tr><td>Définition</td><td>Mesure des émissions sur le territoire national</td><td>Mesure des émissions liées à la consommation finale d'un pays</td></tr><tr><td>Approche</td><td>Bottom-up (secteurs → émissions)</td><td>Top-down (flux économiques → émissions)</td></tr><tr><td>Responsabilité</td><td>Pays producteur</td><td>Pays consommateur</td></tr><tr><td>Émissions incluses</td><td>Directes sur le territoire (production, agriculture...)</td><td>Directes + indirectes, y compris importées</td></tr><tr><td>Méthode utilisée</td><td>Données sectorielles + facteurs d'émission (approche « physique »)</td><td>Tableaux entrées-sorties (IO) + facteurs d'émission sectoriels (approche macro-économique)</td></tr><tr><td>Objectif</td><td>Suivi limité des politiques climatiques nationales</td><td>Suivi complet des politiques climatiques nationales : Évaluation de l'impact climatique des choix de consommation</td></tr><tr><td>Utilisateurs</td><td>CCNUCC, GIEC, CITEPA, gouvernements</td><td>Eurostat, OCDE, SDES (France), ONG</td></tr><tr><td>Fréquence de mise à jour</td><td>Obligatoire et régulière (reporting international)</td><td>Variable selon les pays, souvent annuelle</td></tr><tr><td>Unité</td><td>Émissions nationales en MtCO<sub>2</sub>eq</td><td>Émissions par habitant en tCO<sub>2</sub>eq/hab</td></tr><tr><td>Exemple (2023)</td><td>~373 MtCO<sub>2</sub>eq (CITEPA, 2025, Rapport SECTEN année 2023.<fnref n="38" />)</td><td>~9,4 tCO<sub>2</sub>eq/hab (soit 644 MtCO<sub>2</sub>eq) (Statistiques Développement Durable, 2025)</td></tr></tbody></table>

<footnote n="36">36 https://www.statistiques.developpement-durable.gouv.fr/lempreinte-carbone-de-la-france-de-1990-2023</footnote>

<footnote n="37">37 https://www.hautconseilclimat.fr/wp-content/uploads/2020/12/hcc_rapportEmpreinte-carbone-en.pdf</footnote>

<footnote n="38">38 https://www.citepa.org/emissions-de-gaz-a-effet-de-serre-en-france-nouvelle-estimation-lannee-2023-avec-les-donnees-secten-du-citepa/</footnote>
<figure><img src="image_119.png" /><figcaption>Figure 29: Illustration des périmètres inclus dans la notion d'empreinte et celle de bilan ou inventaire national à l'échelle de la France.</figcaption></figure>

Se limiter à l'inventaire national des GES conduit à sous-estimer l'impact de secteurs fortement dépendants des importations, comme le textile ou le numérique, qui sont en revanche pleinement pris en compte dans le calcul de l'empreinte carbone d'un pays.

#### 5.4.1.4. Empreinte carbone d'un projet, d'un plan d'action voire d'un changement à large échelle

**Définition** : L'empreinte carbone d'un projet, d'un plan d'action ou d'un changement systémique représente l'estimation des émissions nettes de GES générées ou évitées par la mise en œuvre de cette action. Elle vise à répondre à la question : "Quel est l'impact climatique réel de ce projet par rapport à un scénario de référence ?"

Deux niveaux d'analyse peuvent être distingués :

* Sans effet d'échelle : la méthode Empreinte Projet de l'ADEME, déclinée de l'ACV et située entre ACV-A et ACV-C, permet d'évaluer les impacts (y compris l'empreinte carbone) d'un projet, d'une action ou d'un plan d'actions, comparativement à un scénario de référence (ou contrefactuel), sans modifier les conditions du système global. Exemple : passage à l'électrique d'une flotte de véhicules d'entreprise.

* Avec effet d'échelle : l'Analyse du Cycle de Vie Conséquentielle (ACV-C) permet d'évaluer les conséquences environnementales d'un changement à large échelle, prenant en compte les effets de marché, les modifications de comportements, ou les reallocations de ressources. Exemple : passage à l'électrique d'une flotte de véhicules d'un pays.

##### • Empreinte Projet

**Méthodologie** : Plusieurs niveaux d'approfondissement sont possibles avec la méthode Empreinte projet, mais la méthodologie générique suit ces 5 étapes.

1. Définir le périmètre du projet (géographique, temporel, acteurs impliqués).

2. Construire deux scénarios :

* **Scénario de référence** : situation sans projet.

* **Scénario avec projet** : situation avec le projet.

3. Recueillir les données d'émissions pour les deux scénarios (utilisation de facteurs d'émission, données réelles ou estimées).
4. Calculer les émissions différentielles :

Empreinte Projet = Émissions avec projet – Émissions sans projet

5. Présenter les résultats : souvent en tCO2eq évitées ou générées, sur un pas de temps donné (ex. : 10 ou 20 ans).

Pas de modélisation macroéconomique ni de changement de comportement induit. L'approche reste localisée et sans effet d'échelle.

Exemple : Mise en service d'une ligne de bus à haut niveau de service (BHNS)

1. Périmètre du projet

Objectif : Réduire l'usage de la voiture individuelle sur un axe urbain très fréquenté

Durée d'analyse : 15 ans

Périmètre géographique : agglomération urbaine

Acteurs concernés : collectivité locale, exploitant de transport public, usagers

2. Scénarios :

Scénario de référence ("sans projet") : Maintien des flux de circulation actuels (voiture individuelle) + Aucun changement dans le système de transport + Émissions associées aux kilomètres parcourus en voiture (calculées à partir de statistiques de trafic, consommation moyenne, etc.)

Scénario "avec projet" : Mise en place d'une ligne de BHNS électrique + Transfert modal partiel depuis la voiture (ex. : 20 % des trajets en voiture basculent sur le BHNS) + Ajout des émissions liées à la fabrication et à la maintenance des bus, de l'infrastructure, à la production d'électricité pour la recharge, etc.

3. Recueil des données

Émissions sans projet/de référence : Émissions des voitures maintenues dans le temps

Émissions avec projet :

* Construction et matériel roulant (ACV simplifiée)

* Émissions opérationnelles du BHNS (électricité) – Réduction des émissions des voitures supprimées

4. Calcul des émissions différentielles et présentation des résultats

Sur 15 ans, le projet permet d'éviter 22 000 tCO2eq, soit une moyenne de 1 467 tCO2eq/an, malgré l'empreinte initiale de construction de 5 000 tCO2eq.

• ACV conséquentielle

**Méthodologie** : L'ACV-C est une méthode issue de la famille des ACV, mais qui se distingue de l'ACV-A classique. Elle repose sur les principes suivants :

1. Définition du **scénario de référence** (baseline) : « Que se passerait-il sans le projet ? »

2. Modélisation du **changement** : « Quelles transformations le projet induit-il dans le système ? »

3. Identification des **conséquences indirectes** : effets d'échelle, changements de marché, substitutions, délocalisations...

4. Utilisation de **bases de données étendues** : bases économiques (ex. EXIOBASE) ou modèles hybrides (ACV + modélisation économique).

5. Calcul du **différentiel d'émissions** : on quantifie la différence d'impacts entre scénario projet et scénario de référence.

Cette approche permet de capturer des **effets à grande échelle** souvent absents des analyses classiques (ACV-A).

Exemple : Mise en place d'un BHNS (bus à haut niveau de service)
## Contexte identique au projet précédent :

* Projet : Lancement d'une ligne de BHNS dans une agglomération urbaine

* Objectif : Diminuer l'usage de la voiture individuelle

* Durée d'étude : 15 ans

* Portée : Effets à **grande échelle** (potentiellement nationale ou sectorielle)

## 1 & 2. Définition du changement marginal à grande échelle

Le projet n'est plus vu comme un cas isolé, mais comme un déploiement généralisé du BHNS à l'échelle d'un territoire ou d'une politique publique (ex. : plan national de mobilité bas carbone).

## 3. Modélisation des effets d'échelle

Analyse des effets indirects à long terme et à travers plusieurs secteurs (mobilité, énergie, économie locale...).

Plusieurs effets peuvent être considérés, liés à l'échelle du projet :

- une meilleure offre de transport peut générer plus de déplacements, donc une augmentation modérée des distances parcourues

- baisse de la demande de carburant fossile → baisse des prix → effet incitatif ailleurs

- Modification des investissements publics : une enveloppe budgétaire dédiée au BHNS peut réduire le financement d'autres infrastructures (voirie, écoles...)

- Effet sur le parc automobile : report modal à grande échelle → diminution de la production de véhicules neufs → baisse des émissions amont de fabrication.

## 4. Utilisation de bases économiques et environnementales intégrées

La réalisation d'une ACV-C peut nécessiter un couplage entre modèles macroéconomiques (ex. : EXIOBASE) et données d'ICV/ACV (électricité, infrastructure, véhicules).

## 5. Résultats possibles (illustratifs)

<table><tr><td>Impact direct</td><td>-25 000 tCO<sub>2</sub>eq sur 15 ans (par réduction du trafic auto)</td></tr><tr><td>Effets rebonds (mobilité induite, effet prix)</td><td>+5 000 tCO<sub>2</sub>eq</td></tr><tr><td>Effets positifs indirects (moindre fabrication de voitures)</td><td>-8 000 tCO<sub>2</sub>eq</td></tr><tr><td>Investissements publics modifiés</td><td>+2 000 tCO<sub>2</sub>eq (report vers activités plus émissives)</td></tr><tr><td>Bilan net ACV-C</td><td>≈ -26 000 tCO<sub>2</sub>eq sur 15 ans</td></tr></table>

## Comparaison des approches Empreinte Projet et ACV-C

<table><thead><tr><th>Critère</th><th>Empreinte Projet</th><th>ACV-C</th></tr></thead><tbody><tr><td>Niveau d'analyse</td><td>Projet local ou territorial</td><td>Changement systémique à grande échelle</td></tr><tr><td>Données requises</td><td>Données spécifiques au projet</td><td>Données économiques + modèles intersectoriels</td></tr><tr><td>Vision temporelle</td><td>Fixe / directe</td><td>Dynamique / prospective</td></tr><tr><td>Prise en compte des effets indirects</td><td>Non</td><td>Oui (effet rebond, substitution, saturation...)</td></tr><tr><td>Complexité</td><td>Moyenne</td><td>Élevée</td></tr><tr><td>Utilisation</td><td>Évaluation carbone d'un projet ou plan d'action</td><td>Évaluation de scénarios de politiques ou mutations sectorielles</td></tr></tbody></table>

L'Empreinte Projet et l'ACV-C se distinguent notamment par le **type de données mobilisées**. L'approche Empreinte Projet utilise des **valeurs moyennes**, qui reflètent la situation actuelle d'un système, tandis que l'ACV-C mobilisera en partie des **valeurs marginales**, qui estiment l'impact additionnel ou évité d'un changement dans le système. Cette distinction est essentielle lorsqu'on cherche à évaluer les effets d'un
projet à **grande échelle**, où les ressources, technologies ou comportements induits peuvent différer de la situation de référence.

## 5.4.2. Consistance, complétude et application à l'empreinte carbone

Les principes de **consistance** et de **compléture** sont essentiels dans l'évaluation environnementale, notamment lorsqu'il s'agit de quantifier les émissions de gaz à effet de serre (GES) et d'évaluer les impacts potentiels d'un système, qu'il s'agisse d'un pays, d'un citoyen, d'une organisation ou encore d'un produit, service ou projet... Ces principes assurent que les résultats sont fiables, reproductibles et permettent des comparaisons significatives entre différentes études. Ils constituent les bases pour une **analyse robuste** et pour la mise en place de **stratégies de réduction des émissions**. Nous verrons dans ce paragraphe que les méthodes mobilisées lors de la modélisation de chaque type de système ne font pas appel aux mêmes exigences pour ces différents critères.

### 5.4.2.1. Définition des concepts

* **Consistance**

La **consistance** dans une étude d'évaluation environnementale permet d'assurer la **comparabilité des résultats**, ou même des briques de données mobilisées lors de la comptabilisation ainsi qu'entre différentes études, tout en appliquant des méthodologies cohérentes. Ce principe est fondamental pour garantir que les données recueillies et les conclusions tirées d'une analyse sont **cohérentes** et **comparables**, que ce soit à l'échelle d'une organisation, d'un secteur ou d'un territoire. En absence de consistance, il devient impossible d'établir des tendances fiables ou d'évaluer les **effets d'actions correctives** ou de réduction des émissions. La consistance est donc nécessaire pour pouvoir faire des comparaisons, dans les cas d'approche différentielle ou encore pour de la communication de résultats à l'externe. Par contre, elle est dispensable lorsque les démarches cherchent à mettre en avant les principaux postes d'émission pour réaliser des plans d'action (BEGES par exemple).

Pour assurer la consistance, il est primordial d'utiliser des **hypothèses communes**, un périmètre d'étude identique, des bases de données génériques d'ICV (dénommés **facteurs d'émission pour les BEGES**) consistantes (**notamment en termes d'arrière-plan**), et des approches de modélisation cohérentes tout au long du processus. Ces éléments doivent être définis dès le départ et appliqués de manière uniforme dans toutes les étapes de l'étude. Par exemple, lorsqu'une analyse de cycle de vie (ACV) est réalisée, la **modélisation des flux de matière** ou la **quantification des émissions** doit se faire selon un cadre rigoureux et conforme aux standards de l'étude précédente.

L'application stricte de ce principe permet de détecter des **tendances dans les résultats** au fil du temps et de suivre l'évolution des émissions dans un cadre donné, tout en assurant la **comparabilité entre études** réalisées dans des contextes différents.

* **Compléture**

Le principe de **compléture** en évaluation environnementale fait référence à l'*exhaustivité* des données et des sources d'émissions prises en compte dans l'analyse. Une analyse **incomplète** risque de fausser l'interprétation des résultats, de sous-estimer les émissions et de ne pas refléter la réalité des impacts environnementaux. Ce principe se décline en plusieurs **types de compléture** qu'il convient de respecter ou non dans le cadre de l'évaluation des émissions de GES :

* ✓ **Compléture en terme de de périmètre de cycle de vie ou scopes**

La **compléture de périmètre** fait référence à l'inclusion de toutes les sources significatives d'émissions de GES relevant du périmètre défini de l'étude. Pour garantir cette compléture, il est essentiel d'identifier et de considérer toutes les étapes du cycle de vie ou tous les « scopes », toutes les activités et sources susceptibles de générer des émissions.

Exemple de périmètre complet :
* **Emissions directes (Scope 1)**: Les émissions générées par les processus internes de l'organisation (combustion de carburant, production sur site, etc.).

* **Emissions indirectes liées à l'énergie (Scope 2)**: Les émissions associées à la consommation d'énergie, notamment la consommation d'électricité, de chauffage ou de refroidissement.

* **Emissions indirectes significatives (Scope 3)**: Les émissions provenant des activités en dehors du contrôle direct de l'organisation, telles que l'approvisionnement en matières premières, le transport des produits ou l'utilisation des produits par les consommateurs.

Une **complétude de périmètre** implique donc que **tous les scopes** soient intégrés et que **toutes les sources d'émissions** aient été prises en compte pour une vision globale des impacts : c'est le principe d'une « empreinte ».

#### ✓ Complétude en terme de périmètre des enjeux environnementaux couverts

La **complétude de couverture des enjeux** se réfère à l'inclusion des **catégories d'impacts environnementaux** au-delà des seules émissions de GES. Elle consiste à évaluer non seulement les émissions de CO₂ et leurs équivalences, mais aussi d'autres types d'impacts, comme ceux liés à la consommation d'eau, la biodiversité, ou les polluants chimiques.

Une **méthode mono-critère**, type BEGES, se concentre uniquement sur un impact principal (émissions de GES dans ce cas), tandis qu'une **méthode multi-critères** permet de considérer plusieurs types d'impacts simultanément, offrant ainsi une vision plus complète des effets environnementaux, comme les méthodes ACV-A ou ACV-C.

#### ✓ Complétude en terme de couverture des services de l'État

Les émissions liées aux **services de l'État** (santé, éducation, justice, etc.) ne sont pas inclus dans la plupart des exercices de modélisation comptables, comme dans les approches BEGES, ACV ou ses déclinaisons. Ce n'est pas nécessaire et cela induirait un niveau de complexité supplémentaire. Lorsqu'il s'agit d'évaluer l'empreinte carbone d'un pays, ou sa restriction aux émissions directes qu'est l'inventaire national, la comptabilisation de ces émissions est en revanche nécessaire. Selon l'objectif de l'évaluation, il est pertinent de se demander si cette complétude est nécessaire.

Les principes de **consistance** et de **complétude** sont essentiels pour garantir la fiabilité et la qualité des résultats dans une **évaluation environnementale**, mais **tous n'ont pas besoin d'être appliqués tout le temps**. La **consistance** assure la **comparabilité** des résultats au fil du temps et entre différentes études, tandis que la **complétude** garantit qu'aucune source significative d'émissions n'est omise, en élargissant le périmètre d'analyse pour inclure toutes les catégories d'impacts pertinentes. En respectant ces principes, on obtient une **évaluation robuste** et représentative des **impacts environnementaux**, sur laquelle des décisions stratégiques, telles que les actions de réduction des émissions de GES, peuvent être basées.

#### 5.4.2.2. Application à différent objets d'étude

Dans le cadre de l'évaluation de l'empreinte carbone, les principes de **consistance** et de **complétude** sont des critères essentiels pour garantir la fiabilité et la comparabilité des résultats. Toutefois, l'importance de ces principes varie en fonction de l'objet de l'évaluation (entreprise, projet, pays, etc.). Le tableau suivant présente les situations spécifiques où ces principes sont nécessaires, ainsi que les raisons pour lesquelles ils sont ou non appliqués.
<table><thead><tr><td>Pour réaliser l'empreinte carbone de ...</td><td>Est-ce que la consistance est nécessaire ?</td><td>Complétude d'empreinte / scope</td><td>Complétude enjeux</td><td>Est-ce que la complétude des services de l'Etat est nécessaire ?</td><td>Commentaires</td></tr></thead><tbody><tr><td>Une entreprise ou collectivité</td><td>Non</td><td>Oui</td><td>Non (focus carbone)</td><td>Non</td><td>L'objectif est d'identifier les postes principaux d'émissions pour mettre un plan d'action en route.</td></tr><tr><td>Un projet (vs une situation de référence)</td><td>Oui</td><td>Oui</td><td>Non (focus carbone)</td><td>Non Applicable</td><td>La consistance est nécessaire dans ce cas, par contre la complétude d'empreinte ne s'applique pas car on compare à une situation de référence. Les impacts liés aux institutions seront donc similaires dans les deux évaluations (avant et après projet) et seraient donc retranchées à eux-mêmes si on les considérait.</td></tr><tr><td>Une fonction, un produit ou service</td><td>Oui</td><td>Oui</td><td>Non (focus carbone)</td><td>Non</td><td>Objectifs de comparaison ou d'écoconception.</td></tr><tr><td>Un pays</td><td>NA</td><td>Oui</td><td>Non (focus carbone)</td><td>Oui</td><td>Il est essentiel de prendre en compte tous les éléments liés à l'activité du pays, dont les infrastructures et les institutions. Mais l'inventaire national ne mobilise que des émissions directes, pas d'arrière-plan donc la notion de consistance ne s'applique pas.</td></tr><tr><td>Un citoyen</td><td>Oui</td><td>Oui</td><td>Non (focus carbone)</td><td>Oui</td><td>L'échelle de l'objet représente un mode de vie, qui est donc assez large. Il est essentiel de prendre en compte les impacts liés aux institutions (en France, elles comptent pour environ 2 t éq CO2/hab/an).</td></tr><tr><td>Une décision de déploiement d'une technologie à l'échelle française</td><td>Oui</td><td>Oui</td><td>Non (focus carbone)</td><td>Non</td><td>La consistance est nécessaire dans ce cas, par contre la complétude d'empreinte ne s'applique pas car on compare à une situation de référence. Les impacts liés aux institutions seront donc similaires dans les deux évaluations (avant et après projet).</td></tr></tbody></table>
### 5.4.3. Pour conclure

L'**empreinte carbone** est à la fois un résultat et une **approche globale** de modélisation des systèmes (cycle de vie ou scope 1+2+3). Elle renvoie à différentes méthodes, ascendantes ou descendantes, mais toutes systémiques ou englobantes. Il est essentiel de choisir la méthode adéquate selon l'objectif et le périmètre, au risque de mésusage méthodologique pouvant aboutir à des résultats erronés :

* Pour l'empreinte carbone d'une **organisation** : la méthode BEGES.

* Pour l'empreinte carbone de **produit ou de service** : la méthode ACV-A (réduite au mono-critère).

* Pour l'empreinte carbone d'un **pays** : la méthode EEIO, qui permet de dépasser les limites de l'inventaire national.

* Pour l'empreinte carbone d'un **projet**, ou d'un **plan d'action** sans effet d'échelle : Empreinte Projet.

* Pour l'empreinte carbone d'un **projet**, ou d'un **plan d'action** avec effet d'échelle : l'ACV-C (idem, réduite aux GES).

Le BEGES est une démarche **obligatoire** pour certaines organisations et collectivités en France, et est souvent utilisé pour suivre les émissions dans un cadre stratégique, avec des **outils normalisés** (feuille de calcul, logiciel, formation).

L'inventaire national des GES est une démarche **obligatoire** pour les pays. Il est utilisé pour évaluer l'impact des politiques climatiques et suivre les engagements internationaux.

Dans tous les cas, les principes de **consistance** et de **complétude** jouent un rôle structurant. Leur application rigoureuse garantit des résultats fiables, traçables et comparables. Mais leur niveau d'exigence doit être adapté à la finalité de l'étude : un exercice de hiérarchisation d'actions ne requiert pas la même complétude qu'un travail de comparaison inter-études ou un reporting public. Autrement dit, la qualité de l'évaluation repose moins sur une exhaustivité absolue que sur la cohérence entre méthode, périmètre et objectif.

Intégrer ces principes avec discernement permet de produire des évaluations à la fois utiles pour l'action et robustes scientifiquement, servant d'appui à la transition écologique à toutes les échelles.

La **neutralité carbone** ne peut être évaluée de manière cohérente qu'en lien avec une **empreinte carbone bien définie**, c'est-à-dire en prenant en compte l'ensemble des émissions directes et indirectes associées à un système donné. Affirmer qu'un projet, une organisation ou un territoire est neutre en carbone suppose donc d'avoir clairement déterminé les sources d'émissions tout au long de la chaîne de valeur, y compris celles liées aux importations, aux usages finaux, ou aux comportements induits.

Par ailleurs, **changer d'échelle** dans un périmètre d'étude – passer d'un projet pilote à une généralisation, ou d'une entreprise à un secteur – **ne peut se faire par simple extrapolation linéaire (ou règle de 3)**. Cela nécessite une **modélisation approfondie** des effets systémiques, car les ressources mobilisées à grande échelle (matières premières, énergie, terres, financements, etc.) **ne sont pas équivalentes** à celles disponibles à l'échelle marginale. Il faut donc redéfinir le périmètre, considérer les **ressources marginales vs moyennes**, les **effets de saturation**, et les **changements de contexte économique ou politique**.

En somme, que ce soit pour évaluer une trajectoire de neutralité ou pour anticiper les impacts d'un changement d'échelle, une approche rigoureuse et systémique est indispensable afin d'éviter des conclusions trompeuses ou des effets contre-productifs.

<figure><img src="image_120.png" /></figure>
### 5.5. Sensibilisation à quelques enjeux clés de mise en œuvre des méthodes d'évaluation environnementale systémiques

Bien que ce guide ne traite pas de la mise en œuvre des méthodes d'évaluation environnementale (il faudrait pour cela un guide ou cahier des charges type par méthode), quelques enjeux de mise en œuvre des méthodes d'environnementales systémiques (ACV, EEIO...) qui peuvent être particulièrement sensibles, en particulier dans des contextes de comparaison et d'aide à la décision :

#### Veiller autant que possible à la **consistance** des données génériques utilisées dans le cadre d'une évaluation

A l'heure actuelle, il existe de multiples bases de jeux de données génériques d'ICV, voire d'impacts (en multi-critères ACV, ou en mono-critère GES, on parle de bases de « facteurs d'émissions » pour ce dernier cas).

On peut d'abord vouloir les différencier selon deux types majeurs :

* Les bases de données (BDD) "natives", telles qu'coinvent ou Gabi.

* Les BDD « filles », construites à partir de BDD natives. Il peut alors s'agir de BDD nationales (comme US LCI, les bases Impacts et Carbone), sectorielles (comme Agribalyse ou INIES), dédiées à un objectif particulier (Base Impacts pour l'AE et l'éco-conception, ou Base Carbone pour les BGES), certaines multi-critères, d'autres mono-critères (GES), totalement agrégées ou présentant différents niveaux d'agrégation et donc de transparence et de reproductibilité, etc.

Pour un même jeu d'indicateurs et pour un même procédé (ex : kWh électrique moyen produit en Europe pour l'année 2016), les résultats d'impacts fournis par ces bases sont susceptibles d'être très différents d'une base de données à une autre, pour plusieurs raisons :

* D'une part du fait du choix de règles de modélisation différentes,

* D'autre part en raison de la (ou des) BDD d'arrière-plan utilisée pour obtenir un jeu de données dit « agrégé » (c'est-à-dire sous la forme de flux élémentaires seuls, débarrassé des flux de la technosphère, permettant de fait d'être caractérisé en impact ou dommage potentiel).

Dans le cas des BDD non natives particulièrement, ces enjeux de consistance vont se retrouver à l'intérieur même d'une seule et même base de données, par exemple en l'absence de règles clairement établies en vue de sa construction ou du fait de difficultés à suivre précisément les règles établies lors du travail de construction des inventaires, et du fait de l'emploi de BDD différentes (y compris de versions différentes d'une même base, par exemple ecoinvent 2.0 et 3.2) lors de la construction de jeux de données.

De manière plus générale, les différences observées entre les bases de données natives peuvent notamment résulter de choix méthodologiques (ex : règles d'allocation, modalités pour combler des données manquantes, autres choix de modélisation), d'écarts dans les représentativités technologique ou encore temporelle, de différences dans les sources à l'origine des données, des nomenclatures utilisées pour faire correspondre les flux élémentaires et les modèles de caractérisation, etc.

Pour les BDD non natives, s'y ajoutera la problématique de l'emploi de BDD d'arrière-plan hétérogènes. Cet aspect très sensible de l'évaluation est d'autant plus critique que l'évaluation porte sur des comparaisons ou vise à constituer une aide à la décision concernant l'intérêt environnemental d'une action ou d'un projet par rapport à un scénario de référence (la comparaison est alors intrinsèque). Mais la question de la consistance des données peut également s'avérer d'importance dans d'autres approches, par exemple dans le cas d'un suivi temporel des impacts d'un système (ex : un produit, une organisation, un pays) ; des précautions particulières seront à prendre dans l'interprétation de l'évolution des impacts lors d'un changement de la base de données exploitée ou même lors d'une actualisation de cette base.

Les biais introduits par une hétérogénéité, ne serait-ce que des bases d'arrière-plan employés pour construire les jeux de données d'une base fille, sont encore mal quantifiés aujourd'hui. On peut cependant citer une étude datant de 2018 (Frank Werner, 2018) et qui avait analysé une sélection de déclarations environnementales produits (EPD) portant sur des mêmes produits de construction mais calculées avec des bases d'arrière-plan différentes (ecoinvent et GaBi). Les auteurs avaient ainsi mis en évidence des différences significatives, a priori en lien avec les bases d'arrière-plan, de l'ordre de -25 % à +9 % pour les émissions de gaz à effet de serre, de -45 % à +2 % pour l'acidification et de -81 % à -14 % pour l'eutrophisation.

Pour des besoins de comparaison, y compris en approche différentielle pour laquelle la comparaison est intrinsèque, il est donc **recommandé** de privilégier l'utilisation d'une base de données à la fois **unique** et **la plus consistante possible** (c'est-à-dire notamment constitué de procédés inter-reliés).
Cet enjeu de consistance devra plus particulièrement porter sur les inventaires relatifs à la production de sources d'énergie (électricité, production et combustion de carburants, etc.), aux transports, à la production de consommables courants qui sont souvent utilisés « en arrière-plan » dans de nombreux inventaires génériques.

Cet aspect sera à discuter avec le praticien en charge de l'évaluation et devra – dans l'idéal – être documenté dans le rapport d'évaluation.

## Adéquation entre l'exigence de représentativité des données attendues et les données génériques disponibles

Plusieurs critères sont généralement pris en compte pour évaluer la qualité des données mobilisées pour conduire une évaluation environnementale (données spécifiques ou primaires / données génériques ou secondaires), parmi lesquels les représentativités temporelle, géographique et technologique.

Il s'agira donc d'établir les exigences de représentativité des données propres à l'évaluation à réaliser puis d'évaluer dans quelle mesure les données génériques disponibles répondent plus ou moins bien à ces exigences, indépendamment de la qualité intrinsèque de ces données spécifiques.

Les questions suivantes mériteront ainsi d'être traitées :

* Le jeu de données que j'emploie est-il bien représentatif du procédé qu'il revendique représenter ? (Représentativité « absolue »)

* Le jeu de données que j'emploie est-il représentatif du procédé que je cherche à modéliser (représentativité « relative »)

Exemple : une entreprise souhaite conduire une évaluation environnementale de façon à comparer deux emballages qui assurent la même fonction et qui sont utilisés au sein de cette entreprise. Une des solutions d'emballage étudiée consiste en un emballage dont l'élément principal est monommatériau et constitué d'un polymère plastique ; cet élément d'emballage est mis en forme en France (ex : thermoformage) à partir de granules vierges du polymère qui sont quant à eux soient produits par un fournisseur basé en Chine, soient produits par un fournisseur basé en France.

L'entreprise dispose de données spécifiques en ce qui concerne la masse de l'emballage et les entrants et sortants de l'étape de mise en forme (réalisée dans une de ses usines) mais ne dispose pas de données spécifiques à ses fournisseurs chinois et français pour la production de granules vierges. Elle utilise alors un inventaire générique de production du polymère vierge mais dont les représentativités géographique et technologique correspondent à celles de l'Europe.

Pour l'évaluation de la qualité des données, l'entreprise devra donc veiller à ne pas simplement évaluer la représentativité intrinsèque de cet inventaire générique (ex : très bonne représentativité technologique et géographique pour la zone Europe) mais s'interroger sur la note de qualité à retenir dès lors qu'un inventaire générique « Europe » est utilisé pour modéliser une production donnée située en France ou en Chine. Un point d'attention portera sur la contribution des consommations d'électricité aux impacts environnementaux de cette étape.

Il s'agit d'un aspect fondamental de l'évaluation et de l'interprétation des résultats, en particulier lorsque des seuils de significativité ou de tendance doivent être considérés en cohérence avec l'évaluation de la qualité des données pour établir des évaluations comparatives ou pour évaluer les actions ou des projets par rapport à un scénario de référence.

## Choisir une méthode de caractérisation et s'assurer de sa bonne adéquation avec les données d'inventaires

Pour une catégorie d'impact donnée (ex : acidification de l'air, pollution photochimique), il existe en général plusieurs méthodes de caractérisation. On entend par méthode de caractérisation l'ensemble constitué d'un modèle de caractérisation et de facteurs de caractérisation permettant de convertir des flux d'inventaire élémentaires selon une unité commune et ainsi d'agréger les résultats et de les exprimer dans cette unité commune pour un même indicateur de catégorie.
<figure><img src="image_121.png" /><figcaption>Figure 30 : Principe de calcul des résultats d'impacts midpoint à partir des flux élémentaires</figcaption></figure>

Certaines méthodes étudiées dans ce guide imposent la méthode de caractérisation à appliquer par catégorie d'impact, comme c'est le cas pour [PEF], d'autres méthodes laissent le choix au praticien qui devra alors justifier son choix.

Parmi les points d'attention devant guider cette sélection de méthodes, des éléments d'appréciation sont à prendre en compte sur les quatre enjeux suivants : la **robustesse** de la méthode, sa **transparence**, sa **reproductibilité**, ainsi que la **compléture** des FC fournis. Pour cela, les praticiens peuvent notamment s'appuyer sur les recommandations récemment développées par la Commission européenne dans le cadre du programme « Environmental Footprint » (PEF - Product Environmental Footprint et OEF - Organisation Environmental Footprint), les méthodes de caractérisation étant celles du package « EF reference package 3.1 » publié dans le courant de l'année 2022. S'agissant des études commanditées par l'ADEME ou de projets soutenus par l'ADEME, certains cahiers des charges d'étude ou appels à projet peuvent établir des recommandations ou des exigences quant aux méthodes de caractérisation à mettre en œuvre (cf. modèle de CDC ADEME pour les études ACV internes et autres études d'impacts systémiques).

Un autre aspect important concerne l'adéquation entre les données d'inventaires et les facteurs de caractérisation disponibles dans la méthode envisagée. En effet, certaines méthodes de caractérisation proposent des facteurs de caractérisation pour un nombre restreint de flux élémentaires susceptibles de participer à une catégorie d'impacts. Cela peut par exemple être le cas pour des catégories d'impacts telles que l'oxydation photochimique ou l'écotoxicité.

Ainsi, il conviendra d'examiner la bonne adéquation entre les flux élémentaires pris en compte dans l'inventaire et les facteurs de caractérisation disponibles via la ou les méthodes de caractérisation envisagées pour une catégorie d'impacts donnée ; il faudra notamment veiller à ce que des substances réputées participer à un impact donné dispose bien d'un facteur de caractérisation dans la méthode employée pour caractériser cet impact.

Exemple : un système étudié conduit à des émissions de composés organiques volatils (COV) en phase d'utilisation, en particulier différents éthers de glycol pouvant être identifiés et quantifiés. Ces composés pouvant contribuer à certains impacts (par exemple, l'oxydation photochimique s'agissant de COV), il conviendra de s'assurer que des facteurs de caractérisation existent bien pour ces composés dans la méthode de caractérisation envisagée. Si tel n'est pas le cas, une alternative sera nécessaire (par exemple approximation via une autre substance disposant d'un facteur de caractérisation, voire choix d'une autre méthode de caractérisation).
<figure><img src="image_122.png" /></figure>
# 6. CONCLUSION

Les préoccupations environnementales actuelles entrainent un foisonnement d'indicateurs, de méthodes d'évaluation, de systèmes de garantie écologique, de cadres réglementaires, d'outils informatiques ... Les parties prenantes se retrouvent perdues dans cette jungle de démarches et d'outils d'autant plus que l'analyse des méthodes disponibles (benchmark) et l'évaluation de la qualité des méthodes d'évaluation environnementale identifiées demandent un temps et une expertise importante. Nous avons essayé dans ce guide de proposer des éléments qui rendent compte de la capacité d'une méthode à appréhender les problématiques environnementales, dans un cadre de durabilité forte.

Pour autant, ce cadre d'analyse a été établi dans une démarche d'amélioration continue. Aussi son utilisation lors de l'évaluation de nouvelles méthodes ainsi que des retours des utilisateurs permettront de le faire évoluer afin qu'il s'améliore tout en complétant le corpus de méthodes analysées. Des travaux supplémentaires sont probablement nécessaires notamment pour les méthodes spécifiques à certains domaines. Ceci étant, ce cadre permet de poser les premières bases d'une méthodologie critique et standardisée ayant pour objectif d'évaluer et de comparer la plupart des méthodes d'évaluation environnementale, quel que soit leur domaine d'application. Il n'aura donc pas la même finesse d'analyse qu'un cadre d'analyse dédié à l'évaluation de méthodes spécifiques à la qualité de l'eau ou des sols par exemple, ou pour comparer en détail deux logiciels réalisant un bilan carbone. A l'objectif de ce guide est donc de fournir des informations pédagogiques et transparentes sur les grandes familles de méthodes et leurs principales déclinaisons. La méthodologie du panorama ne permet pas de comparer finement deux méthodes ou outils très proches (tel que par exemple comparer l'empreinte eau réalisée avec les indicateurs WSI ou avec l'indicateur AWARE). Un focus est fait sur une sélection de 17 méthodes avec une comparaison et une analyse plus fine.

Le présent guide méthodologique, la grille de notation, le logigramme et une analyse plus poussée sur 17 méthodes, ainsi que le portfolio de fiches appliquant la méthode du panorama, constituent des outils d'aide à la décision nouveaux et efficaces. Ces outils transparents et en accès libre permettent aux utilisateurs de se faire une idée rapide et précise des objectifs mais également des forces et des faiblesses d'une méthode.

<figure><img src="image_123.png" /></figure>
**Aire de protection** : Les aires de protection correspondent aux différents domaines de l'environnement qu'il importe de préserver, comme la biodiversité les ressources naturelles. Les indicateurs sélectionnés par les méthodes d'évaluation environnementale dépendent directement des aires de protections.

**Auto-déclaration environnementale** : C'est une déclaration qui présente un produit (bien ou service) comme plus respectueux de l'environnement. Elle est effectuée sans certification par une tierce partie indépendante, par des fabricants, des importateurs, des distributeurs, des détaillants ou toute autre entité susceptible d'apposer cette déclaration. Elle est donc sous la propre responsabilité de l'entreprise qui l'appose sur son produit ou service. (Avis de l'ADEME sur labels environnementaux, 2018)

**Cadre méthodologique** : Le cadre méthodologique correspond au corpus scientifique et technique auquel se rapporte la méthode. Il délimite les frontières des outils, idées, résultats, etc. sur lesquels reposent le fonctionnement de l'évaluation.

**Caractéristiques** : Qualité qui peut être attribuée à une méthode d'évaluation environnementale.

**Comité d'experts** : Pour répondre à certaines questions de cette analyse avec plus de pertinence et d'objectivité, nous avons fait appel à plusieurs experts. Le comité d'experts précise le nom et la fonction des personnes ayant travaillé sur le contenu d'un élément en particulier.

**Critère** : Les critères sont des variables qui décomposent les dimensions de l'évaluation environnementale. Ils sont toujours couplés à des valeurs permettant leur interprétation et ils sont associés à des objectifs de minimisation, de maximisation ou d'optimisation. Les indicateurs permettent de les mesurer ou de les estimer. (Lairez, Feschet, Aubin, Bockstaller, & Bouvarel, 2015)

**Cycle de vie (ISO 14040:2006)** : Phases consécutives et liées d'un système de produits, de l'acquisition des matières premières ou de la génération des ressources naturelles à l'élimination finale

**Eclairage ADEME** : dans cette formulation proposée par la norme, on notera que ces phases sont beaucoup plus linéaires que cycliques

**Discriminant** : Pour attribuer une note aux différents éléments d'appréciation, nous sommes basés sur des informations standardisées. Les discriminants correspondent aux informations nous permettant de déterminer cette note.

**Durabilité faible** : La durabilité faible admet le principe de substitution entre les « stocks de capitaux » (économiques, sociaux, environnementaux), du moment que la somme totale des stocks reste inchangée. Dans ce cas, si le stock de capital environnemental est réduit d'une unité mais que le stock de capital est augmenté d'une unité en contrepartie, on considère le développement comme durable.

**Durabilité forte** : La durabilité forte, quant à elle, considère que les trois stocks ne sont pas substituables, mais qu'ils doivent être perçus comme complémentaires. Dans ce cas, réduire le stock de capital environnemental dans le but d'accroître le stock de capital économique est perçu comme non durable.

**Domaine d'application** : Les domaines d'applications sont les différentes activités économiques ou aires de protection concernées par la méthode d'évaluation environnementale

**Ecolabel** : C'est un label qui est en conformité avec la norme ISO 14024 et définit les exigences d'utilisation et d'attribution des labels environnementaux (en particulier : une certification par tierce partie indépendante, l'aptitude à l'usage du produit, la révision régulière des critères, l'approche cycle de vie et multi impacts des critères environnementaux dans le référentiel, etc.). (Avis de l'ADEME sur labels environnementaux, 2018)

**Effet direct** : Effet ayant lieu sur le site concerné
**Effet indirect** : Effet ayant lieu au-delà du site mais en lien avec l'activité concernée, ce terme couvre également les effets conséquentiels et effets d'échelle.

**Effet conséquentiel** : Effets économiques indirects à l'échelle macroscopique (ex : indirect land use change ; Utiliser un hectare pour un agro carburant = augmentation des importations de soja brésilien)

**Effet d'échelle** : Effet indirect qui modifie les conditions de fonctionnement d'acteurs directement impliqué ou extérieurs au périmètre du système évalué. L'impact de l'effet n'est pas proportionnel à son amplitude.

**Effet potentiel** : Concerne seulement les méthodes qui sont niveau S ou I du DPSRI. La méthode n'a pour objectif de n'évaluer que (i) les effets moyens sur un écosystème théorique sans prise en compte des spécificités locales et/ou (ii) les effets marginaux d'une activité humaine sur les écosystèmes sans préjuger du volume global de cette activité, ni des autres activités humaines sur le ou les sites concernés. Sont aussi considérés comme effet potentiel, les études prospectives avec des hypothèses à plus ou moins long terme.

**Effet rebond** : Effets indirects liés au comportement humain (par exemple, une réduction des dépenses dans l'activité A augmente l'activité B).

**Effet réel** : quand la méthode a pour objectif d'évaluer ou de modéliser les effets réels sur les écosystèmes d'une activité humaine. Cela nécessite une prise en compte (i) de l'état actuel des écosystèmes (à minima méthode site dépendant ou site spécifique), (ii) des autres activités humaines impactant sur le site concerné et (iii) de mettre en œuvre des modèles mécanistes (S ou I de DPSIR).

**Elément d'appréciation** : Ce sont les caractéristiques d'une méthode sur lesquelles nous souhaitons porter un jugement. Les éléments d'appréciation sont au nombre de 16, regroupés dans 5 domaines, et nous permettent d'évaluer les méthodes d'évaluation environnementale selon leurs principales qualités attendues.

**Elément de description** : Ce sont les caractéristiques d'une méthode qui nous permettent de rapidement comprendre son fonctionnement, et sur lesquelles nous ne souhaitons pas porter de jugement (à moins qu'il n'apparaisse dans les éléments d'appréciation également). Les éléments de description nous permettent de synthétiser le fonctionnement des méthodes d'évaluation environnementale

**Flux élémentaire (ISO 14040 : 2006)** : Matière ou énergie entrant dans le système étudié, qui a été puisée dans l'environnement sans transformation humaine préalable, ou matière ou énergie sortant du système étudié, qui est rejetée dans l'environnement sans transformation humaine ultérieure.

**Eclairage ADEME** : Flux à l'interface technosphère-écosphère. Par exemple, les émissions directes dans les BGES sont un type de flux élémentaire.

**Facteur de caractérisation (ISO 14040 : 2006)** : Facteur établi à partir d'un modèle de caractérisation qui est utilisé pour convertir les résultats de l'inventaire du cycle de vie en unité commune d'indicateur de catégorie. L'unité commune permet le regroupement des résultats dans un même indicateur de catégorie.

**Eclairage ADEME** : par exemple, le FC du méthane dans une des dernières méthodes IPCC était de 28 g éq. CO2, mais évolue presque à chaque nouvelle version.

**Indicateur (définition du comité d'aide au développement de l'OCDE)** : Facteur ou variable, de nature quantitatif ou qualitatif, qui constitue un moyen simple et fiable de mesurer et d'informer des changements liés à une intervention. Un indicateur quantifie ou qualifie la satisfaction d'un critère.

**Indicateurs de categories midpoint / endpoint** : Un indicateur « midpoint » est un indicateur de catégorie intermédiaire dans la chaîne de causes à effets car il vise à quantifier un « problème » environnemental tel que l'acidification, l'eutrophisation, etc. Les indicateurs orientés problème peuvent ensuite être relies à des indicateurs orientés « dommage » ou « endpoint », visant à estimer les dommages potentiels sur des aires de protection telles que la santé humaine, les écosystèmes ou les ressources.
Eclairage ADEME : pour les bilans GES, on parle de « facteur d'émissions » pour les indicateurs GES generiques (indicateur d'impact / midpoint) fournis dans les bases comme l'ex-Base Carbone.

**Indicateur quantitatif** : Les indicateurs quantitatifs révèlent une réalité objective et dénombrable. Ils permettent de chiffrer la valeur d'un phénomène, d'un impact, etc. au travers d'un système de mesure
<fnref n="39" />

**Indicateur qualitatif** : Les indicateurs qualitatifs décrivent une réalité de façon subjective en intégrant des opinions, des perceptions du changement, des constats ou appréciations d'une situation. <fnref n="40" />

**Inventaire du cycle de vie (ICV) (ISO 14040:2006)** : Phase de l'analyse du cycle de vie impliquant la compilation et la quantification des intrants (flux de produit, de matière ou d'énergie entrant dans un processus élémentaire) et des extrants (flux de produit, de matière ou d'énergie sortant d'un processus élémentaire), pour un système de produits donné au cours de son cycle de vie

**Label environnemental** : C'est est un outil de promotion d'un moindre impact environnemental d'un produit (bien ou service). Il se matérialise par un logo et un nom. Selon s'il est soumis ou non à un référentiel et s'il est certifié ou non par une tierce partie indépendante, il peut être considéré comme de qualité. (Avis de l'ADEME sur labels environnementaux, 2018)

**Limites planétaires** : Définies par une équipe de 26 chercheurs en 2009, ce sont les limites que l'humanité ne doit pas dépasser pour ne pas compromettre les conditions favorables dans lesquelles elle a pu de développer et pouvoir durablement vivre durablement. Elles sont au nombre de 9, et permettent de réguler la stabilité de la biosphère.

**Méthode d'évaluation** : La méthode d'évaluation est un cadre d'analyse reposant sur un ensemble de règles prédéfinies et sur une liste organisée de critères et d'indicateurs (Lairez, Feschet, Aubin, Bockstaller, & Bouvarel, 2015)

**Méthode d'évaluation environnementale** : Cadre d'analyse reposant sur un ensemble de règles prédéfinies et éventuellement sur une liste organisée de critères et d'indicateurs afin d'évaluer les effets environnementaux d'activités humaines dans un but d'aide à la décision pour les minimiser. Ces méthodes peuvent être mise en œuvre pour des usages retenus dans le guide (cf. rubrique usages revendiqués ou potentiels de la méthode) : aide à la décision, écoconception, communication environnementale, diagnostique environnemental d'une activité humaine, benchmark

**Méthode générique** : Une méthode d'évaluation environnementale générique est une méthode généraliste qui ne revendique pas un contexte ou un domaine d'application particulier (ACV, études d'impacts, ACB, ...).
Exemples : L'ACV est une méthode générique applicable à une multitude de systèmes.

**Méthode spécifique** : Une méthode d'évaluation environnementale spécifique est une méthode dédiée à un contexte ou un domaine d'application particulier. Ces méthodes peuvent être des déclinaisons de méthodes génériques, appliquées à un champ d'application ou un contexte spécifique.
Exemples : Le logiciel ACV4E est une méthode spécifique dédiée à l'assainissement et fondée sur l'ACV. La méthode INDIGO est une méthode spécifique dédiée à l'agriculture

**Méthode procédurale** : Une méthode procédurale est une méthode d'évaluation environnementale qui indique la procédure à suivre pour réaliser l'évaluation environnementale, mais pas quels indicateurs utiliser. (Finnveden & Moberg, 2005)

**Méthode analytique** : Une méthode analytique est une méthode d'évaluation environnementale qui indique les indicateurs à utiliser et comment les calculer, mais qui laisse le choix de leur utilisation à l'évaluateur.

<figure><img src="image_124.png" /></figure>

<footnote n="39">³⁹ https://www.eval.fr/etape-3-selection-des-methodes/indicateurs/</footnote>

<footnote n="40">⁴⁰ http://www.endvawnow.org/fr/articles/336-indicateurs.html</footnote>
**Méthode comparative**: Une méthode comparative est une méthode d'évaluation environnementale dont les résultats servent à comparer deux systèmes. Leurs résultats n'ont de valeur qu'au regard de l'évaluation d'un autre système, ils n'ont pas de valeur en soi.

**Méthode absolue**: Une méthode absolue est une méthode d'évaluation environnementale proposant des résultats pertinents en soi, qui n'ont pas besoin d'être comparés à un autre système.

**Multifonctionnalité** (d'après ISO 14044 : 2006): Si un process ou une installation remplit plusieurs fonctions, c'est-à-dire qu'il fournit plusieurs biens ou services ("coproduits"), il est alors multifonctionnel. Dans ces situations, l' ISO 14040 propose la démarche suivante :

**Étape 1** : on cherche en premier lieu a éviter autant que possible l'affectation : i) soit en recourant à la subdivision du processus ii) soit en étendant le système de produits pour y inclure les fonctions supplémentaires des coproduits. On parle d' « expansion de système » ou d'« extension des frontières du système ».

**Étape 2** : lorsque l'affectation est inévitable, une affectation entre les coproduits reposant sur les relations physiques sous-jacentes existant entre eux est à envisager

**Étape 3** : lorsqu'une relation physique seule ne peut pas être établie ou utilisée, d'autres modalités sont à établir, l'une d'entre elle pouvant être de considérer la valeur économique des coproduits.

**Norme DPSIR**: La norme DPSIR est un cadre conceptuel promu par l'Agence Européenne de l'Environnement permettant d'établir les relations de cause à effet entre différents indicateurs environnementaux

- D (Force motrice): Ce sont les activités humaines qui peuvent avoir un effet sur l'environnement et qui consomment des ressources naturelles.

- P (Pression): Ce sont les

- S (Etat): C'est une description de la qualité ou quantité à la fois des facteurs naturels et anthropiques d'un élément donné

- I (Impact): Ce sont les conséquences économiques, sociales et environnementales occasionnées par les pressions.

- R (Response): Ce sont les actions mises en œuvre pour résoudre le problème environnemental cible

**Parties prenantes (Stakeholders)**: Individus, groupes ou entités qui ont un rôle et un intérêt dans les objectifs et l'exécution d'une action

**Pondération**: La pondération est l'étape au cours de laquelle des poids sont attribués aux éléments à agréger. Il est par exemple possible de pondérer des indicateurs élémentaires lors d'une agrégation sur un critère et plusieurs critères lors d'une agrégation sur les piliers du développement durable (Lairez, Feschet, Aubin, Bockstaller, & Bouvarel, 2015)

**Redondance**: On dit qu'il y a redondance entre deux indicateurs lorsqu'ils apportent une information ou une part d'information déjà présente.

**Référentiel**: C'est un cahier des charges qui décrit des critères environnementaux. Le respect de ces critères par un produit permet d'obtenir un label environnemental et de l'apposer sur le produit (par exemple : Ecolabel européen, AB, Nature et Progrès...). Pour un même label, chaque catégorie de produits peut avoir un référentiel adapté. (Avis de l'ADEME sur labels environnementaux, 2018)

**Service écosystémique**: Les services écosystémique sont les composantes biophysiques des écosystèmes dont l'homme tire des bénéfices (Millennium Ecosystem Assessment, 2005)

**Site spécifique**: La méthode fournit des résultats qui dépendent précisément du lieu sur lequel a eu lieu les émissions.

**Site dépendant**: La méthode fournit des résultats qui dépendent moyennement du lieu (échelle régionale) sur lequel a eu lieu les émissions.
**Site générique** : La méthode fournit des résultats qui dépendent d'une typologie très générale de lieu sur lequel a eu lieu les émissions.

**Socle technique d'une méthode** : l'ensemble des éléments relatifs à la méthodologie : ensemble des indicateurs, règles de modélisation, bases de données, périmètre d'étude, méthodes de caractérisation, modèle de présentation des résultats, etc... )

**Soutenabilité absolue** : Une méthode qui s'inscrit dans le cadre de la soutenabilité absolue s'appuie sur le concept de limites planétaires, et relève donc uniquement d'indicateurs biophysiques ayant pour but de maintenir les impacts anthropiques dans la limite de ce que la biosphère est capable de supporter durablement.

**Soutenabilité relative** : Une méthode qui s'inscrit dans le cadre de la soutenabilité relative cherche à minimiser localement les impacts anthropiques sur la biosphère, sans tenir compte de ses limites absolues et des points de basculement potentiels des grands cycles qui gouvernent notre biosphère (cycle du carbone, cycle de l'eau, dynamiques et équilibres de la biodiversité, cycle de l'azote, etc.). Ce type de méthode répond à la question « est-ce que A est moins impactant que B » (évaluation relative), mais pas à la question « est-ce que A est suffisamment bon pour la planète » (évaluation absolue).

**Système** : Ensemble d'éléments en interaction dynamique, organisé en fonction d'un ou plusieurs buts. Il est identifié par les éléments qu'il contient, les liens entre ces éléments ainsi que par les limites qui le distinguent du milieu environnant (Jolliet, Saadé-Sbeih, Crettaz, Jolliet-Gavin, & Shaked, 2017).

**Unité fonctionnelle (ISO 14040 : 2006)** : Performance quantifiée d'un système de produits destinée à être utilisée comme unité de référence dans une analyse du cycle de vie

**Eclairage ADEME** : L'UF fait de l'ACV une approche intrinsèquement fonctionnelle (plutôt que « produit »), de fait plus facilement applicable à un service (dont la fonction sera facile à définir) qu'à un produit multifonctionnel par exemple. Exemple : emballer 10 litres de liquide dans un contenant satisfaisant les exigences du contact alimentaire et qui puisse être gerbable
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# INDEX DES TABLEAUX ET FIGURES

## TABLEAUX

<table><tr><td>Tableau 1 : Durabilité faible et forte (synthèse)</td><td>17</td></tr><tr><td>Tableau 2 Synthèse des enjeux environnementaux d'intérêt majeur retenus comme socle de la méthodologie d'évaluation (n/c = Non concerné)</td><td>24</td></tr><tr><td>Tableau 3 Echelle de notation des éléments d'appréciation</td><td>48</td></tr><tr><td>Tableau 4 Exemple de notation pour le critère Homogénéité des niveaux DPSIR des indicateurs</td><td>51</td></tr><tr><td>Tableau 5 Exemples de recherche SCOPUS</td><td>64</td></tr><tr><td>Tableau 6 Matrice de calcul pour la pondération des éléments d'appréciation du domaine A. Méthode de comparaison par paires</td><td>70</td></tr><tr><td>Tableau 7 Pondération à dires d'experts pour les domaines A et B</td><td>71</td></tr><tr><td>Tableau 8 Équipondération par défaut pour les domaines C, D et E</td><td>72</td></tr><tr><td>Tableau 9 : Explicitation de la portée des méthodes et de leur couverture des enjeux environnementaux</td><td>79</td></tr><tr><td>Tableau 10 : Liste des méthodes visant à l'évaluation de situation (photographie) versus d'action (différentiel)</td><td>80</td></tr><tr><td>Tableau 11 : Méthodes et labels étudiant un périmètre circonscrit et/ou un spectre réduit de problématiques environnementales</td><td>97</td></tr></table>

## FIGURES

<table><tr><td>Figure 1 : Exemples de fiches « méthode mère » (à gauche) et « méthode déclinaison » (à droite) avec des couleurs différenciées des pages de garde</td><td>13</td></tr><tr><td>Figure 2 : Présentation des 7 pages d'une fiche « méthode mère »</td><td>14</td></tr><tr><td>Figure 3 : Présentation des feuillets constitutifs d'une fiche descriptive d'une « déclinaison de méthode ». A noter que cette fiche permet de visualiser des différences par rapport à la « méthode mère » (pages 5 et 6)</td><td>15</td></tr><tr><td>Figure 4 : Théorie du Donut de l'économiste Kate Raworth déclinée par Oxfam France (à droite)</td><td>18</td></tr><tr><td>Figure 5 : Les 17 Objectifs Développement Durable (ODD)</td><td>19</td></tr><tr><td>Figure 6 : Illustration des 5 facteurs du déclin de la biodiversité, Source : Infographie Empreinte Biodiversité des entreprises, France Stratégie</td><td>20</td></tr><tr><td>Figure 7 Les liens entre les facteurs directs d'effondrement de la biodiversité et les facteurs indirects de causalité, Source : Rapport IPBES 2019</td><td>21</td></tr><tr><td>Figure 8 Limites planétaires, d'après Steffen et al. 2015</td><td>22</td></tr><tr><td>Figure 9 Approche "One Health", source: INRAE</td><td>23</td></tr><tr><td>Figure 10 Illustration du cadre conceptuel DPSIR inspiré du modèle défini par l'Agence Européenne de l'environnement (EEA)</td><td>26</td></tr><tr><td>Figure 11 représentation du cadre DPSIR adapté de (Bockstaller, et al., 2013) et agrément d'exemples</td><td>26</td></tr><tr><td>Figure 12 Tableau récapitulatif des différentes natures des indicateurs environnementaux selon la norme DPSIR</td><td>27</td></tr><tr><td>Figure 13 Analyse de la typologie DPSIR des indicateurs utilisés en ACV. Source (Bjørn & Hauschild, 2015)</td><td>27</td></tr><tr><td>Figure 14 Illustration de l'approche cycle de vie</td><td>29</td></tr><tr><td>Figure 15 : Illustration factice du greenwashing sur le SIRCOME (source : http://sircome.fr/prevenir-le-greenwashing-dans-la-pub-automobile/)</td><td>30</td></tr><tr><td>Figure 17 : 1ère page d'une fiche: description textuelle de la méthode</td><td>34</td></tr><tr><td>Figure 18 : 2ème page des éléments de description d'une méthode</td><td>36</td></tr><tr><td>Figure 20 : 3ème page des éléments de description d'une méthode</td><td>42</td></tr><tr><td>Figure 21 Extrait d'une fiche présentant les enjeux environnementaux concernés par une méthode (sur les 7 enjeux, dans cet exemple, 7 sont considérés par la méthode évaluée)</td><td>46</td></tr><tr><td>Figure 22 Gradation de la notation de l'élément d'appréciation « fondements institutionnels »</td><td>66</td></tr><tr><td>Figure 23 : Cartographie des méthodes selon leur lien de parenté et certains attributs méthodologiques clés</td><td>75</td></tr><tr><td>Figure 24 : Périmètre d'évaluation - divers périmètres possibles pour l'évaluation d'une organisation ou d'un produit</td><td>93</td></tr><tr><td>Figure 27 : Processus de couplage ACV et EEIO avec gestion des double comptages</td><td>116</td></tr><tr><td>Figure 28 : Principe de calcul des résultats d'impacts midpoint à partir des flux élémentaires</td><td>130</td></tr><tr><td>Figure 30 : Illustration de la notion de scopes et d'approche en cycle de vie</td><td>118</td></tr></table>
<table><tr><td>Figure 31: Illustration des périmètres inclus dans la notion d'empreinte et celle de bilan ou inventaire national à l'échelle de la France.</td><td>121</td></tr></table>
## L'ADEME EN BREF

À l'ADEME - l'Agence de la transition écologique -, nous sommes résolument engagés dans la lutte contre le réchauffement climatique et la dégradation des ressources.

Sur tous les fronts, nous mobilisons les citoyens, les acteurs économiques et les territoires, leur donnons les moyens de progresser vers une société économe en ressources, plus sobre en carbone, plus juste et harmonieuse.

Dans tous les domaines - énergie, économie circulaire, alimentation, mobilité, qualité de l'air, adaptation au changement climatique, sols... - nous conseillons, facilitons et aidons au financement de nombreux projets, de la recherche jusqu'au partage des solutions.

À tous les niveaux, nous mettons nos capacités d'expertise et de prospective au service des politiques publiques.

L'ADEME est un établissement public sous la tutelle du ministère de la Transition écologique et du ministère de l'Enseignement supérieur, de la Recherche et de l'Innovation.

## LES COLLECTIONS DE L'ADEME

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### FAITS ET CHIFFRES

L'ADEME référent : Elle fournit des analyses objectives à partir d'indicateurs chiffrés régulièrement mis à jour.

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### CLÉS POUR AGIR

L'ADEME facilitateur : Elle élabore des guides pratiques pour aider les acteurs à mettre en œuvre leurs projets de façon méthodique et/ou en conformité avec la réglementation.

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### ILS L'ONT FAIT

L'ADEME catalyseur : Les acteurs témoignent de leurs expériences et partagent leur savoir-faire.

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### EXPERTISES

L'ADEME expert : Elle rend compte des résultats de recherches, études et réalisations collectives menées sous son regard

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### HORIZONS

L'ADEME tournée vers l'avenir : Elle propose une vision prospective et réaliste des enjeux de la transition énergétique et écologique, pour un futur désirable à construire ensemble.
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RÉPUBLIQUE
FRANÇAISE

Liberté
Égalité
Fraternité

ADEME

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AGENCE DE LA
TRANSITION
ECOLOGIQUE

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EXPERTISES

# PANORAMA DES METHODES D'EVALUATION ENVIRONNEMENTALE

Ce guide propose une vue d'ensemble des méthodes d'évaluation environnementales, en proposant un cadre de référence pour comprendre et analyser les méthodes d'évaluation environnementale.

Il est destiné à toute personne confrontée à des méthodes d'évaluation environnementales, notamment aux ingénieurs et chargés de mission de l'ADEME et plus largement ses parties prenantes.

Il présente un système de notation basé sur cinq grands domaines : la qualité du jeu d'indicateur, la complétude, la transparence et objectivité, la reconnaissance et la faisabilité et accessibilité.

Sur une sélection de 17 méthodes d'évaluation environnementales, le guide propose des cartographies et un logigramme décisionnel pour aider à la sélection d'une ou des méthodes adaptées au besoin. Certaines complémentarités possibles entre méthodes sont mises en exergue.

En complément, un portfolio de fiches descriptives, applique la grille de notation et permet en quelques pages de se familiariser avec une méthode donnée.

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