<figure><img src="image_1.png" /></figure>

Programme REACTIF
« REcherche sur l'Atténuation du Changement Climatique par l'agriculture et la Forêt »

**PROJET SOCLE: SOIL ORGANIC CARBON CHANGES IN LCA, WHICH EVALUATIONS TO IMPROVE ENVIRONMENTAL ASSESSMENTS?**

# PRISE EN COMPTE EN ANALYSE DE CYCLE DE VIE (ACV)
DU LIEN USAGE DES SOLS – CHANGEMENT CLIMATIQUE :
REVUE CRITIQUE DES METHODOLOGIES EXISTANTES

Avril 2018

Étude réalisée pour le compte de l'ADEME par :

Anthony BENOIST & Cécile BESSOU

N° de contrat : 1360C0097

Date d'exécution : 12/2014-12/2017

Coordination technique ADEME : Vincent Colomb – Direction\Service : Évaluation
Environnementale et écoconception, Filières alimentaires\Service Foret, Alimentation,
Bioéconomie

ADEME

<figure><img src="image_2.png" /></figure>

Agence de l'Environnement
et de la Maltrise de l'Energie

LIVRABLE DE PROJET
# REMERCIEMENTS

Nous remercions chaleureusement les membres du comité de pilotage listés ci-dessous :

<table><thead><tr><td>NOMS</td><td>INSTITUTS</td><td>THEMES</td></tr></thead><tbody><tr><td>Antonio Bispo</td><td>ADEME</td><td>Sol + animation transversale</td></tr><tr><td>Vincent Colomb</td><td></td><td>ACV + animation transversale</td></tr><tr><td>Manuel Martin</td><td>INRA Infosol Orléans</td><td>Sol + animation transversale</td></tr><tr><td>Pascal Carrere</td><td>UREP Clermont-Ferrand</td><td>Sol, Prairies</td></tr><tr><td>Katja Klumpp</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Samy Ait-Amar</td><td>ACTA</td><td>ACV, inventaire</td></tr><tr><td>Raia Massad</td><td>INRA ECOSYS</td><td>Modélisation + animation transversale</td></tr><tr><td>Sandra Eady</td><td>CSIRO</td><td>ACV, Sol</td></tr><tr><td>Etienne Mathias</td><td>CITEPA</td><td>LULUC, inventaire</td></tr><tr><td>Colas Robert</td><td></td><td></td></tr><tr><td>Claire Cornillier</td><td>FCBA</td><td>Forêt + animation transversale</td></tr><tr><td>Martial Bernoux</td><td>IRD</td><td>LULUC, inventaire</td></tr><tr><td>Bruno Mary</td><td>INRA Laon</td><td>Modèle de culture, Carbone, Sol</td></tr><tr><td>Sophie Penavayre</td><td>IFV</td><td>Cultures pérennes, ACV</td></tr><tr><td>Hayo Van der Werf</td><td>INRA Rennes</td><td>ACV, Sol</td></tr><tr><td>Eric Ceschia</td><td>CESBIO (CNES/CNRS/UPS/IRD)</td><td>Modèle de culture, télédétection, Albedo</td></tr></tbody></table>

# CITATION DE CE RAPPORT

ADEME. Anthony Benoist, Cécile Bessou, 2018, Prise en compte en analyse de cycle de vie (ACV) du lien usage des sols – changement climatique : revue critique des méthodologies existantes. Projet SOCLE, soil organic carbon changes in LCA, which evaluations to improve environmental assessments? 101p.

Toute représentation ou reproduction intégrale ou partielle faite sans le consentement de l'auteur ou de ses ayants droit ou ayants cause est illicite selon le Code de la propriété intellectuelle (art. L 122-4) et constitue une contrefaçon réprimée par le Code pénal. Seules sont autorisées (art. 122-5) les copies ou reproductions strictement réservées à l'usage privé de copiste et non destinées à une utilisation collective, ainsi que les analyses et courtes citations justifiées par le caractère critique, pédagogique ou d'information de l'œuvre à laquelle elles sont incorporées, sous réserve, toutefois, du respect des dispositions des articles L 122-10 à L 122-12 du même Code, relatives à la reproduction par reprographie.
# 1. Introduction

L'agriculture et les changements d'usage des sols représentent environ 30% des émissions de gaz à effet de serre ou GES à l'échelle globale (Baumert et al. 2005 ; Smith et al. 2007). Usages et changements d'usage sont intrinsèquement liés du fait du socle commun qu'ils affectent, le sol. Plus de 57% des émissions de carbone dues à l'agriculture et aux changements d'usage des sols sont issues du déstockage de carbone du sol (Lal 2004).

D'autre part, le carbone en lien avec la matière organique du sol joue un rôle essentiel notamment dans le maintien de la fertilité et de la résistance à l'érosion du sol ou dans le devenir des polluants dans l'environnement (Arrouays et al. 2002 ; Lal 2004 ; Germon et al. In INRA 2009). La prise en compte du devenir du carbone du sol en fonction d'une activité agricole nécessite donc une approche holistique, l'analyse de cycle de vie (ACV).

Malgré de récents développements, l'application de l'ACV au secteur agricole suscite toujours des questions scientifiques et méthodologiques (Reap et al. 2008), particulièrement sur les impacts liés à l'usage et au changement d'usage des sols (Lindeijer 2000 ; Milà i Canals et al. 2007a ; Kløverpris et al. 2008 ; Koellner et al. 2013b). Si des cadres méthodologiques ou réglementaires existent (IPCC<fnref n="1" />, ILCD<fnref n="2" />, PAS2050³, MDP<fnref n="4" />, RED<fnref n="5" /> etc.), ils ne s'appuient pas tous sur un consensus scientifique unique et ne sont pas immédiatement applicables pour améliorer les ACV agricoles. Ce manque de consensus et de prise en compte holistique de l'usage des sols dans l'ACV contrastent avec les enjeux majeurs liés au rôle potentiel du carbone du sol dans le changement climatique.

A la lumière du contexte, il apparaît que :

i. la prise en compte du carbone du sol et des impacts de l'usage et du changement d'usage sur ce carbone est primordiale ;

ii. des cadres méthodologiques et des données sont disponibles ;

iii. ces méthodes ne sont pas encore harmonisées et valorisées pour une intégration opérationnelle et une caractérisation des impacts dans les ACV agricoles.

Le projet SOCLE a pour objectif de pallier ce manque en faisant coïncider les informations issues des différentes approches et méthodes afin d'intégrer le carbone du sol et l'influence des usages et changements d'usage des sols dans l'ACV des produits agricoles. Cette intégration doit être cohérente (en accord avec le cadre ACV et en valorisant les résultats de recherche qui sont aboutis et consensuels) et complète (en étant attentif aux effets antagonistes ou en cascade lorsque le rôle du carbone du sol est considéré dans l'impact changement climatique, qualité du sol, etc.).

Les objectifs séquentiels de SOCLE sont :

1. Dresser un état des lieux et une étude comparative des méthodologies existantes parmi les références bibliographiques et lignes directrices afin de mettre en évidence les différences en termes d'hypothèses, de mise en œuvre, de domaine de validité et de portée des résultats ;

2. Identifier les enjeux méthodologiques et scientifiques liés aux objectifs d'application des diverses méthodes ;

3. Tester et comparer différentes options méthodologiques à intégrer dans l'ACV et évaluer leurs influences quant aux résultats pour différentes filières ;

4. Faire des recommandations sur les meilleures options méthodologiques.

<footnote n="1">¹ Intergovernmental Panel on Climate Change</footnote>

<footnote n="2">² International Reference Life Cycle Data System (ILCD) Handbook—Recommendations for Life Cycle Impact Assessment in the European context. First edition November 2011. EUR 24571 EN. Luxemburg. Publications Office of the European Union; 2011. 159p</footnote>

<footnote n="3">³ PAS2050 by BSI (2011) specification for the assessment of the life cycle greenhouse gas emissions of goods and services by The British Standards Institution. 45 p</footnote>

<footnote n="4">⁴ Mécanismes de Développement Propre</footnote>

<footnote n="5">⁵ Renewable Energy Directive of the European Commission (2009)</footnote>
Ce rapport présente l'état des lieux et l'analyse critique des méthodologies existantes (objectif 1). Les principaux thèmes abordés dans cette revue bibliographique peuvent être distingués en deux parties, de la façon suivante :

- Les principaux éléments de contexte (section 2), relatifs à la prise en compte du lien usage des sols – changement climatique en ACV, incluant notamment :

* Une description du cadre conceptuel de prise en compte de l'usage des sols en ACV, qui s'est développé à partir de la fin des années 1990 et s'est formalisé au cours des années 2000 (Lindeijer 2000; Milà i Canals et al. 2007a; Koellner et al. 2013a) (section 2.1) ;

* Une synthèse des principales critiques ou limitations de ce cadre conceptuel, en lien notamment avec la définition d'un usage des sols de référence, dont le rôle et l'utilité sont questionnés dans la littérature et ont fait l'objet de publications récentes (Brander 2015; Soimakallio et al. 2015; Soimakallio et al. 2016) (section 2.1.4) ;

* Un éclairage plus large sur la prise en compte de la qualité des sols en ACV, dont la teneur en carbone des sols est, de fait, une des composantes (section 2.2) ; et

- Une revue critique des méthodes disponibles actuellement (section 3), en particulier pour la prise en compte du lien entre stock de carbone des sols et changement climatique (section 3.2.1). Cette revue est également élargie aux méthodes proches sur le plan conceptuel, considérant soit les stocks de carbone des sols mais vis-à-vis d'autres enjeux environnementaux, relatifs à la qualité des sols (section 3.2.3), soit la question du cycle du carbone et de son effet sur le changement climatique, mais de manière non spécifique aux usages et changements d'usages des sols et au stockage de carbone des sols (section 3.2.2).

## 2. Cadres conceptuels de prise en compte du lien usage des sols – changement climatique : consensus et divergences

### 2.1. Cadre conceptuel de prise en compte de l'usage des sols en ACV

#### 2.1.1. Prise en compte du sol en ACV et origines du cadre conceptuel

Il est généralement estimé que la conception de l'approche ACV s'est déroulée aux cours des années 1970 et 1980 (Hunt and Franklin 1996; Guinée et al. 2011). Bien qu'initialement absent des enjeux environnementaux d'intérêt, centrés plutôt sur la production de déchets solides, la consommation d'énergie et de minerais, et la qualité de l'air et de l'eau, le sol est progressivement pris en compte. Au terme des années 1980, le sol a un statut en ACV de milieu récepteur des pollutions vers l'environnement, au même titre que l'air et que l'eau (Heijungs et al. 1996).

Au cours des années 1990, l'application croissante de l'ACV à des systèmes agricoles a mis en valeur les limites de cette vision (Wegener Sleeswijk et al. 1996; Audsley et al. 2003). Le sol n'apparaît alors plus seulement comme un milieu récepteur de polluants, relevant uniquement de l'environnement, mais comme une composante à part entière des systèmes anthropiques décrits. La notion d'usage des sols apparaît ainsi en ACV. Celui-ci constitue alors une intervention humaine à prendre en compte, au même titre qu'une consommation de ressources, qui possède un impact sur l'environnement à un double niveau :

- Au niveau quantitatif, l'utilisation de surfaces peut se faire au détriment d'autres usages et ainsi créer une compétition sur une ressource limitée ; et

- Au niveau qualitatif, l'utilisation des sols peut entraîner une altération de leur qualité, que ce soit à l'échelle des sols eux-mêmes, considérant notamment leurs propriétés physico-chimiques et leurs états de surface, ou à l'échelle du paysage, ce qui inclut la disponibilité et la diversité d'habitats pour la faune et la flore.
À partir de la fin des années 1990, un nombre croissant de travaux de recherche est publié sur la prise en compte de l'usage des sols. Ces travaux peuvent être distingués selon deux grands types d'objectifs :

- Le développement de modèles de caractérisation et d'indicateurs, afin de mettre à disposition des praticiens d'ACV des méthodes leur permettant de quantifier par ACV l'impact de l'usage des sols sur sa disponibilité en tant que ressource, la biodiversité, et la qualité des sols (Steen 1999; Baitz et al. 2000; Goedkoop and Spriensma 2001; Guinée et al. 2001) (voir section 0 pour le panorama des méthodes traitant plus spécifiquement de la qualité des sols et notamment du stockage de carbone) ; et

- La construction et la formalisation d'un cadre conceptuel de prise en compte de l'usage des sols, visant à définir des bases harmonisées de caractérisation des impacts liés à l'usage des sols (Blonk et al. 1997; Cowell and Clift 2000; Lindeijer 2000; Lindeijer et al. 2002).

Ces travaux de définition d'un cadre conceptuel ont notamment été réalisés à travers différents groupes de travail successifs de l'UNEP-SETAC<fnref n="6" />. Ces travaux ont conduit à une première formalisation de ce cadre conceptuel en 2007, mise à jour en 2013 (Milà i Canals et al. 2007a; Koellner et al. 2013a). À l'heure actuelle, bien que la mise en œuvre pratique de ce cadre puisse s'avérer difficile et que certains choix méthodologiques, intimement liés à des jugements de valeurs, soient discutés dans la littérature (voir section 2.1.4), les principes généraux de ce cadre ne sont pas fondamentalement remis en cause dans la littérature.

### 2.1.2. Déclinaison du cadre conceptuel au niveau de l'inventaire de cycle de vie

Les travaux de définition du cadre conceptuel de prise en compte de l'usage des sols en ACV ont très rapidement distingué deux types d'interventions humaines pour décrire l'usage des sols au niveau de l'étape d'inventaire de cycle de vie : la transformation et l'occupation (Lindeijer 2000; Guinée et al. 2001). Ces deux interventions sont généralement explicitées de la manière générale suivante (Koellner et al. 2013a) :

- La transformation désigne les modifications des propriétés du sol réalisées en vue de rendre celui-ci compatible avec un usage donné ; et

- L'occupation représente l'utilisation d'un sol pour un usage donné.

Du point de vue du praticien, chacune de ces deux interventions correspond à des flux d'inventaire distincts, qui doivent décrits quantitativement et qualitativement. Ces différents éléments de description sont donnés au Tableau 1 suivant.

<table><caption>Tableau 1 : Éléments de description des flux d'inventaire associés à la transformation et à l'occupation des sols</caption><thead><tr><th></th><th>Transformation</th><th>Occupation</th></tr></thead><tbody><tr><th scope="row">Description quantitative</th><td>Surface affectée par la transformation, généralement exprimée en ha</td><td>Surface utilisée et durée d'utilisation, généralement exprimées par un flux agrégé en ha.an</td></tr><tr><th scope="row">Description qualitative</th><td>Classes d'usage des sols avant et après la transformation décrite</td><td>Classe d'usage des sols de l'utilisation décrite</td></tr><tr><th scope="row">Exemples de flux d'inventaire</th><td>Transformation de 10 ha, depuis un usage forêt<br>Transformation de 10 ha, vers un usage terre arable</td><td>Occupation de 10 ha.an (2 ha pendant 5 ans) pour un usage terre arable</td></tr></tbody></table>

Concernant la description qualitative des usages des sols, de nombreuses classifications, plus ou moins différentes entre elles, existent dans la littérature, pour l'ACV (e.g. classifications adoptées par la base de données ecoinvent 2.0 ou par la méthode de caractérisation ReCiPe) ou pour d'autres finalités (e.g.

<footnote n="6">⁶ UNEP : *United Nations Environment Program* – SETAC : *Society of Environmental Toxicology And Chemistry*. Depuis les années 1990, l'UNEP et la SETAC sont deux acteurs majeurs dans le domaine de l'ACV. Depuis 2002, elles collaborent activement sur les sujets relatifs à l'ACV, sous le nom de *Life Cycle Initiative*.</footnote>
CORINE Land Cover, développée par l'EEA<fnref n="7" />, ou Land Cover Classification System, développée par deux organisations des Nations Unies, la FAO<fnref n="8" /> et l'UNEP) (Koellner et al. 2013b). Afin de permettre un développement harmonisé de méthodes opérationnelles de caractérisation des impacts liés à l'usage des sols, une proposition de classification adaptée aux besoins de l'ACV a été réalisée dans le cadre des travaux de l'UNEP-SETAC (Koellner et al. 2013b). Cette classification est basée sur le croisement d'une classification d'usages de sols et d'une classification de régionalisation. Chacune de ces deux sous-classifications possède différents niveaux de détails, précisés dans le Tableau 2.

<table><caption>Tableau 2 : Description des différents niveaux de détails de la classification des usages des sols proposée pour l'ACV par l'UNEP-SETAC (Koellner et al. 2013b)</caption><thead><tr><td>Niveaux de détail</td><td>Sous-classification d'usages des sols</td><td>Sous-classification de régionalisation</td></tr></thead><tbody><tr><td>1</td><td>Classes générales d'usage et de couverture<br>Exemples : Agriculture ; Prairies ; Forêts</td><td>Différenciation selon 5 biomes généraux<br>Exemples de biomes : Terrestre ; Eau douce</td></tr><tr><td>2</td><td>Classes plus précises d'usage et de couverture<br>Exemples de la classe « Agriculture » : Terres arables ; Cultures permanentes</td><td>Différenciation selon 5 biomes et 4 zones climatiques<br>Exemples de zones : Tropical ; Tempéré ; Boréal ; Polaire</td></tr><tr><td>3</td><td>Classes intégrant les pratiques de gestion<br>Exemples de la classe « Terres arables » : Jachère ; Non-irrigué ; Serre</td><td>Différenciation plus précise par biome et par zone climatique<br>Exemples de la classe « Biomes terrestres tempérés » : Forêts tempérées de conifères ; Prairies et savanes tempérées</td></tr><tr><td>4</td><td>Classes intégrant le niveau d'intensification des pratiques<br>Exemples : Intensif ; Extensif</td><td>Différenciation par écorégions, soit 1338 classes</td></tr><tr><td>5</td><td>N/A</td><td>Coordonnées géographiques</td></tr></tbody></table>

Un changement d'usages d'un sol (ou Land use change en anglais) est généralement compris comme une transformation dans l'exploitation faite de la ressource sol et de son couvert. Selon une première approche générale, un changement d'usages peut correspondre à un changement d'exploitation entre des types d'usage communs et peu précis, e.g. une transformation d'une parcelle de forêt en parcelle agricole (voir Tableau 2, niveau 1 de la sous-classification d'usages des sols). Plus le niveau de détail dans la classe d'usage est grand, plus la distinction des changements d'usages peut être fine, e.g. une parcelle en culture annuelle avec labour en parcelle en culture annuelle sans labour (voir Tableau 2, niveau 3 de la sous-classification d'usages des sols). Dans ces derniers exemples, néanmoins, le pas de temps des impacts de la transformation et leur nature a priori réversible semblent définir un changement d'usage moins intensif en termes de changement de mode d'exploitation comparé à une transformation de forêt à parcelle agricole. Dès lors, il est important de noter que la détermination d'un changement d'usage dépend de la définition subjective du seuil défini pour déterminer la nature du changement d'exploitation de la ressource sol. Ce seuil doit être défini de manière transparente, en cohérence avec les objectifs de l'étude et les données utilisées pour caractériser les flux associés aux changements d'usage. En particulier, ce seuil doit prendre en compte de manière cohérente les durées de persistance supposée ou effective d'un changement d'usages et les durées d'atteinte des équilibres pour les stocks considérés pour chaque type d'usage. Dans la pratique, ce seuil est communément défini par défaut en fonction des données disponibles pour caractériser les types d'usage et les stocks associés, par exemple selon la méthode et les données de l'approche stock-difference IPCC 2006 Tier 1 (voir sections 3.2.1 et 3.4).

<footnote n="7">⁷ EEA : European Environmental Agency.</footnote>

<footnote n="8">⁸ FAO : Food and Agriculture Organization.</footnote>
### 2.1.3.Déclinaison du cadre conceptuel au niveau de l'évaluation des impacts

Au niveau de l'évaluation des impacts, la formalisation du cadre conceptuel de prise en compte de l'usage des sols couvre deux aspects :

- Le recensement des différents mécanismes environnementaux liés à l'usage des sols, via la transformation ou l'occupation des sols ; et

- La définition de principes communs pour la caractérisation des impacts associés à ces différents mécanismes environnementaux.

Le recensement des mécanismes environnementaux liés à l'usage des sols vise à établir l'ensemble des chaînes de causes à effets liant la transformation et l'occupation des sols aux trois aires de protection classiquement utilisées en ACV : les ressources naturelles, la santé ou le bien-être humain, et la qualité des écosystèmes. Différents travaux de recensements sont disponibles dans la littérature, plus ou moins complets et exhaustifs selon leurs objectifs (Koellner et al. 2013a; Milà i Canals and de Baan 2015; Vidal-Legaz et al. 2016; Vidal Legaz et al. 2017). La Figure 1 illustre les résultats obtenus et publiés dans le cadre de l'UNEP-SETAC (Koellner et al. 2013a) ; dans ces travaux, une quatrième aire de protection, l'environnement culturel humain, est considérée, en accord avec certaines propositions de la littérature (Udo de Haes et al. 1999).

Il est néanmoins important de signaler que, parmi les différents mécanismes identifiés de manière théorique à la Figure 1, tous ne sont pas considérés à l'heure actuelle dans les méthodes opérationnelles d'évaluation des impacts utilisées en ACV. Les sections 3.2.1 et 3.2.3 décriront les éléments pris en compte par les méthodes considérant le carbone des sols, en lien, respectivement, avec le changement climatique et la qualité des sols. Pour les méthodes relevant d'autres mécanismes, tels que les effets de l'usage des sols sur les habitats et la biodiversité, des analyses spécifiques sont disponibles dans la littérature (EC-JRC 2011; Milà i Canals and de Baan 2015; Gabel et al. 2016; Teixeira et al. 2016; Winter et al. 2017).

<figure><img src="image_3.png" /><figcaption>Figure 1 : Panorama des différents mécanismes environnementaux associés à l'usage des sols, d'après les travaux de l'UNEP-SETAC (Koellner et al. 2013a)</figcaption></figure>
En termes de caractérisation des impacts, le cadre conceptuel permet de fixer des principes communs d'évaluation des impacts, potentiellement applicables à tous les mécanismes environnementaux associés à l'usage des sols (voir Figure 1). Ces principes sont représentés schématiquement aux Figure 2 et Figure 3, d'après les dernières recommandations de l'UNEP-SETAC (Koellner et al. 2013a). En accord avec l'inventaire de cycle de vie (voir section 2.1.2 précédente), deux types d'impacts sont définis : les impacts de transformation, et les impacts d'occupation. Dans la représentation schématique de la Figure 3, les impacts sont représentés par des volumes, qui intègrent donc trois dimensions :

- La surface affectée par le système étudié, qui est directement renseignée par le praticien lors de l'inventaire de cycle de vie via la quantification du flux de transformation (en ha), et d'occupation (en ha.an).

- La dimension temporelle, à travers deux aspects :

- La durée d'occupation, elle aussi directement renseignée par le praticien via la quantification du flux d'occupation (en ha.an) ; et

- Les temps de régénération des écosystèmes vers un certain état de référence ; ces durées peuvent varier selon les usages et sont généralement renseignées directement au sein des méthodes.

- Une dimension de qualité des écosystèmes, décrite par un paramètre variable selon le mécanisme environnemental considéré, caractérisé par la méthode pour les usages précédent et étudié selon la description qualitative précisée par le praticien lors de l'inventaire (voir section 2.1.2 précédente), et renseignée par la méthode pour l'usage de référence.

<figure><img src="image_4.png" /><figcaption>Figure 2 : Représentation schématique du cadre conceptuel de prise en compte de l'usage des sols en ACV, pour des usages successifs incluant une transformation irréversible (adaptée de (Koellner et al. 2013a))</figcaption></figure>

<figure><img src="image_5.png" /><figcaption>Figure 3 : Représentation schématique du cadre conceptuel de prise en compte de l'usage des sols en ACV, pour une transformation réversible (adaptée de (Koellner et al. 2013a))</figcaption></figure>
L'impact de transformation (volume en rouge sur la Figure 3) désigne l'impact environnemental résultant d'une modification réelle de qualité des sols due à un changement d'usages ou de pratiques, d'un usage dit précédent à un usage dit étudié. Néanmoins, l'originalité essentielle du cadre conceptuel est de ne pas limiter l'évaluation de cet impact de transformation à la seule différence de qualité entre ces deux usages, mais d'intégrer également des éléments de dynamique, via les temps potentiels de régénération de ces deux usages vers un usage de référence.

L'impact d'occupation (volume en vert sur la Figure 3) désigne quant à lui l'impact environnemental associé au maintien, du fait de l'usage étudié, de la qualité du sol à un niveau différent de celui de la référence. Cet impact n'est pas observable directement, et vise à prendre en compte le fait qu'une occupation des sols empêche et retarde le potentiel retour de cet usage à un état de référence. Le sens exact de cet impact peut alors varier selon la définition de cet état de référence, qui peut elle-même varier selon les objectifs de l'étude (voir section 2.1.4 suivante).

Enfin, afin de faciliter le développement des méthodes de caractérisation associées à l'usage des sols, le cadre conceptuel introduit un certain nombre d'hypothèses simplificatrices, éventuellement variables selon la version du cadre conceptuel. Parmi celles-ci, il peut notamment être cité que (Koellner et al. 2013a) :

- Les transformations sont supposées instantanées, ce qui n'est pas le cas notamment pour les modifications de teneur en carbone des sols, tout particulièrement dans les cas de stockage.

- La qualité des sols est supposée constante au cours d'une occupation, d'après les dernières recommandations de l'UNEP-SETAC (Koellner et al. 2013a) ; cette hypothèse a été introduite en 2013 et n'était pas présente dans la version précédente du cadre (Milà i Canals et al. 2007a).

- Les temps de régénération sont supposés ne dépendre que du type d'usage immédiatement précédent et donc, en particulier, ne dépendre ni de la durée de cet usage ni des autres usages historiques. Cette hypothèse signifie également que le cadre conceptuel ne prend pas en compte les régénérations dites actives, c'est-à-dire favorisées par des actions anthropiques de restauration.

A ces différentes hypothèses, explicitées dans les dernières recommandations de l'UNEP-SETAC (Koellner et al. 2013a), il peut être ajouté que les méthodes développées à l'heure actuelle ne considèrent généralement pas d'impacts de transformations irréversibles (Milà i Canals et al. 2007b; Milà i Canals et al. 2007c; Müller-Wenk and Brandão 2010). Dit autrement, cela signifie qu'il est supposé que l'état de référence peut toujours être retrouvé après régénération (comme illustré à la Figure 3).

### 2.1.4.Définition de l'usage de référence pour l'évaluation des impacts associés à l'usage des sols

Au-delà de l'accessibilité des données nécessaires à la quantification des différents paramètres définis par le cadre conceptuel (niveaux de qualité des différents états, temps de régénération), un des points clefs de la caractérisation des impacts selon ce cadre est la définition de l'usage de référence. Sur ce point, les recommandations de l'UNEP-SETAC publiées en 2007 sont plus complètes que celles de 2013, tout en restant cohérentes avec celles-ci (Milà i Canals et al. 2007a; Koellner et al. 2013a). En effet, si les deux versions reconnaissent que la définition de l'usage de référence doit dépendre du champ et des objectifs de l'étude, la version de 2007 différencie ses recommandations selon le caractère attributionnel ou conséquentiel de l'étude d'ACV réalisée<fnref n="9" />, tandis que la version de 2013 n'exprime qu'une seule recommandation. Selon les recommandations de l'UNEP-SETAC de 2007, l'usage de référence à adopter est défini par l'usage potentiel qui existerait en l'absence du système étudié, soit plus précisément (Milà i Canals et al. 2007a) :

- En approche attributionnelle, qui constitue une description comptable du système étudié, l'usage naturel qui serait atteint après régénération du sol, sans intervention humaine ; et

<footnote n="9">⁹ Voir Annexe 6.1 pour un résumé de l'influence de la définition des objectifs sur la réalisation d'une ACV, et notamment la section 6.1.2 pour l'introduction des notions d'approches attributionnelle et conséquentielle.</footnote>
- En approche conséquentielle, qui étudie plus particulièrement les conséquences environnementales d'une modification du système étudié, l'usage qui existerait en l'absence de cette modification, que celui-ci soit anthropique ou naturel.

Les résultats des travaux de l'UNEP-SETAC publiés en 2013 prolongent ceux de 2007, en recommandant d'utiliser comme référence l'état naturel prédominant de couverture des sols, selon le biome ou l'écorégion, ou Végétation Naturelle Potentielle (VNP) (Koellner et al. 2013a). En cela, ces recommandations sont en adéquation avec celles de 2007 relatives à l'approche attributionnelle, même si la distinction entre approches attributionnelle et conséquentielle n'est pas utilisée dans les travaux de 2013.

Concernant les méthodes de caractérisation développées selon le cadre conceptuel de prise en compte de l'usage des sols, toutes respectent ces recommandations, en privilégiant dans tous les cas la Végétation Naturelle Potentielle (Cao et al. 2017). Cette utilisation systématique de la recommandation appropriée en approche attributionnelle, selon Milà i Canals et al. (2007a), peut être expliquée notamment par la difficulté de développer des méthodes génériques valables en approche conséquentielle, pour laquelle l'usage de référence est défini au cas par cas, selon la modification étudiée du système.

Néanmoins, la pratique de l'ACV diffère généralement des recommandations du cadre conceptuel. Une revue de la littérature, réalisée en 2015 et portant spécifiquement sur l'ACV attributionnelle, montre que dans la majorité des études, le choix d'un usage de référence pour la prise en compte des impacts associés à l'usage des sols n'est pas explicité, et le choix implicite qui est alors fait est généralement en contradiction avec les recommandations de l'UNEP-SETAC (Soimakallio et al. 2015). Dans les cas où ces recommandations ne sont pas respectées, la pratique peut alors conduire soit à ne pas considérer de référence, soit à utiliser une référence autre que la VNP. Dans le cas spécifique des impacts de l'usage des sols sur le changement climatique, la section 3.2.1 montrera que cette situation peut notamment s'expliquer par l'existence de recommandations divergentes de celles de l'UNEP-SETAC : les lignes directrices de l'IPCC pour la réalisation d'inventaires nationaux de gaz à effet de serre, reprises dans le cadre de l'ACV par différents guides, dont celui de l'ILCD (IPCC 2006; EC-JRC 2010).

Dans le prolongement de l'étude de Soimakallio et al. (2015), des travaux plus récents ont proposé des recommandations pour le choix d'un usage de référence plus précises que les éléments disponibles dans les publications de l'UNEP-SETAC (Cao et al. 2017; Koponen et al. 2018). Notamment, les travaux de Cao et al. (2017) différencient les recommandations selon deux critères principaux : l'approche de l'étude (attributionnelle ou conséquentielle), et la perspective culturelle <fnref n="10" /> (égalitaire, hiérarchique, ou individualiste) ; la préférence temporelle y est également mise en valeur mais largement incluse dans la perspective culturelle. Le Tableau 3 suivant synthétise ces différentes recommandations disponibles dans la littérature pour le choix de l'usage de référence.

Le Tableau 3 montre qu'en approche conséquentielle, les recommandations concordent : l'objet d'étude d'une ACV conséquentielle étant les conséquences d'une décision ou d'une modification du système étudié, la référence adéquate à considérer est l'usage attendu en l'absence de cette modification. En dehors de la

<footnote n="10">¹⁰ Les perspectives culturelles ont été introduites en ACV pour structurer les différents choix de valeurs inhérents à la pratique de l'ACV et à la modélisation d'impacts environnementaux, selon trois ensembles cohérents (Hofstetter et al. 2000). Celles-ci peuvent être exprimées de la manière simplifiée suivante (Hofstetter et al. 2000; Steg and Sievers 2000; Goedkoop et al. 2009; EC-JRC 2011; Goedkoop et al. 2013; Rosenbaum et al. 2018) :</footnote>

<footnote>- La perspective égalitaire met en avant le principe de précaution, considérant que l'environnement naturel est fragile, et que sa préservation pour les générations futures nécessite de considérer tous les risques potentiels le menaçant, qu'ils soient incertains ou de long terme.</footnote>

<footnote>- La perspective hiérarchique considère que l'environnement naturel possède une certaine résilience, et que les risques environnementaux peuvent être correctement gérés, sur la base des consensus scientifiques et d'une perception équilibrée entre les enjeux de court et long terme.</footnote>

<footnote>- La perspective individualiste envisage l'environnement naturel comme un milieu stable et abondant, vis-à-vis duquel seuls les risques environnementaux avérés et immédiats doivent être considérés, puisque les risques lointains ou plus incertains pourront être résolus en temps et en heure grâce au progrès technologique.</footnote>
pratique stricte de l'ACV, ce type de référence est d'ailleurs communément utilisé dans les outils et méthodes d'évaluation de projets carbone (voir section 3.2.1).

<table><caption>Tableau 3 : Synthèse des principales recommandations existantes pour la définition de l'usage de référence pour la caractérisation des impacts associés à l'usage des sols</caption><thead><tr><th rowspan="2">Procédure adoptée</th><th rowspan="2">Recommandations UNEP-SETAC 2007</th><th rowspan="2">Recommandations UNEP-SETAC 2013</th><th colspan="3">Travaux de Cao et al. (2017)</th><th rowspan="2">Travaux de Koponen et al. (2018)<sup>(1)</sup></th></tr><tr><th>Perspective individualiste</th><th>Perspective égalitaire</th><th>Perspective hiérarchique</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="2">Attributionnelle</td><td rowspan="2">VNP (après régénération naturelle)</td><td rowspan="2">VNP</td><td>Evaluation absolue : « Référence = 0 »</td><td rowspan="2">VNP (état historique)</td><td>Evaluation normative : Niveau seuil</td><td>Evaluation absolue : « Référence = 0 »</td></tr><tr><td>Etude d'une évolution en cours : « Business as usual »</td><td>Préférence au futur : VNP (après régénération naturelle)</td><td>Evaluation de la contribution aux impacts anthropiques globaux : VNP (après régénération naturelle)</td></tr><tr><td>Conséquentielle</td><td>Usage alternatif (en l'absence du changement étudié)</td><td>Non traité</td><td>Usage alternatif (en l'absence du changement étudié)</td><td></td><td></td><td>Usage alternatif le plus probable</td></tr></tbody></table>

VNP : Végétation Naturelle Potentielle

(1) : Les auteurs de cette étude ont préféré formuler des recommandations différenciées selon la question posée, pour l'évaluation de systèmes de biomasse-énergie dans leur cas, plutôt que par catégories, telles qu'approches attributionnelle ou conséquentielle. Le lien fait ici entre ces travaux et ces deux approches constitue donc une interprétation par les auteurs de la présente étude.

En approche attributionnelle, la VNP est un usage de référence recommandé dans l'ensemble des travaux. Sa définition théorique peut être discutée, voire être controversée, dans la littérature (e.g. Chiarucci et al. 2010), et son application en ACV en tant que référence peut varier selon les recommandations, notamment selon qu'elle se réfère à un état historique ou à un état potentiel futur après régénération naturelle (Cao et al. 2017). Néanmoins, il est généralement admis que son utilisation en ACV est suffisamment rudimentaire pour s'affranchir de ces différences (Koellner et al. 2013a; Cao et al. 2017).

Néanmoins, si les travaux de l'UNEP-SETAC font de la VNP leur recommandation principale en approche attributionnelle, les travaux plus récents de Cao et al. (2017) et de Koponen et al. (2018), basés en partie sur l'observation des pratiques telle que réalisée par Soimakallio et al. (2015), différencient plus leurs recommandations selon le champ et l'objectif de l'étude d'ACV. Trois autres types d'usages de référence sont alors introduits :

- La « Référence = 0 », qui désigne une évaluation absolue où la qualité de la référence est prise comme nulle.

Cette référence, conceptualisée par les travaux de Soimakallio et al. (2015), vise à traduire les pratiques implicites observées dans la majorité des cas d'étude d'ACV revus par ces auteurs. Toutefois, cet effort d'explicitation et de traduction de ces études dans les termes du cadre conceptuel introduit un biais dans le sens notamment où ces études ne caractérisent aucun impact d'occupation, pour lequel la définition d'un usage de référence est pourtant essentielle (voir section 0 précédente). Comme précisé précédemment, la section 3.2.1 montrera que cette différence peut s'expliquer par le fait que la majorité des études d'ACV se réfèrent en réalité à d'autres lignes
directrices que celles de l'UNEP-SETAC pour la caractérisation des impacts des usages et changements d'usages des sols sur le changement climatique.

Cette référence, révélée par les travaux de Soimakallio et al. (2015), est ensuite reprise dans les travaux et recommandations de Cao et al. (2017) et de Koponen et al. (2018). Toutefois, dans le cas des travaux de Cao et al. (2017), l'utilisation de cette référence dépasse la formalisation faite par Soimakallio et al. (2015) puisque celle-ci est également appliquée aux impacts d'occupation ; il peut toutefois être noté que ces travaux caractérisent les impacts de l'occupation des sols sur la qualité des sols selon la méthode LANCA (voir section 3.2.3), qui n'intègrent pas l'effet des stocks de carbone des sols sur le changement climatique.

- La référence « Business as usual », qui traduit les cas où usage étudié et usage de référence se confondent (voir Figure 3).

Cette référence est également révélée par les travaux de Soimakallio et al. (2015), et reprise dans les recommandations de Cao et al. (2017). Bien que cette référence soit révélée à partir de cas d'étude d'ACV attributionnelles, Soimakallio et al. (2015) notent que celle-ci peut notamment être plus appropriée en ACV conséquentielle, le scénario « business as usual » pouvant souvent définir l'usage alternatif le plus probable.

- Le niveau seuil, qui a pour vocation de définir une norme en termes de qualité « acceptable » des sols.

Cette référence, introduite par les travaux de Cao et al. (2017), s'inscrit dans la continuité des travaux portant sur la définition de limites environnementales planétaires, qui proposent des seuils minimaux en termes de couverture forestière des sols, selon un état historique ou un état potentiel en fonction du biome (Rockström et al. 2009; Steffen et al. 2015).

## 2.2. Cadre conceptuel de la prise en compte de la qualité des sols en ACV

### 2.2.1.Le concept de qualité des sols en ACV

Le concept de qualité des sols interpelle depuis peu la communauté scientifique en sciences environnementales mais il procède d'une longue histoire adossée notamment aux sciences agricoles. Au XIXe siècle, la notion de fertilité des sols s'apparentait à la notion actuelle de qualité des sols d'un point de vue de la fonction de support de vie du sol (Patzel et al. 2000; Manlay et al. 2007) (ferre signifie « porter, supporter »). Cette notion mettait alors en exergue les propriétés physico-chimiques du sol contribuant à favoriser la croissance des plantes. Ce n'est que vers la fin du XXe siècle, dès lors que les limites de la révolution verte et ses impacts environnementaux furent dénoncés, que l'importance d'autres fonctions du sol et de ses propriétés biologiques fut actée conceptuellement. Dans les années 1980s, des chercheurs américains commencèrent à discuter et définir le concept de qualité du sol prenant en compte les multiples dimensions, physique, chimique et biologique du sol, et ses diverses fonctions (Warkentin and Fletcher 1977¹¹; Doran and Parkin 1994; Karlen et al. 2003; Patzel et al. 2000).

Dès ses premières définitions, la qualité du sol fut intrinsèquement corrélée au concept d'agriculture durable. Par essence, préserver ou améliorer la qualité des sols signifie maintenir ses capacités de fonctionnement, favoriser leur résilience et donc la durabilité du système (Doran et al., 1996). Une des définitions la plus holistique, quoiqu'anthropocentrique, est la suivante : « La qualité d'un sol est la capacité d'un sol donné à fonctionner dans son environnement afin de supporter la production biotique, de maintenir ou améliorer la qualité de l'eau et de l'air et de permettre la qualité des habitats et ultimement le maintien de la santé humaine (Karlen et al. 1997). L'accent est ici porté sur la superposition des propriétés inhérentes d'un sol ("un sol donné") et des processus dynamiques en lien avec les fonctions attendues (Larson and Pierce 1991). Il existe d'autres termes rejoignant cette définition, e.g. santé du sol ; tous n'ont pas exactement les mêmes connotations. Néanmoins, les auteurs tendent à s'accorder sur ces deux aspects principaux : 1) les sols ont à la fois de propriétés inhérentes plus ou moins stables, que l'on peut comprendre dans la notion de « type de sol », et des propriétés qui évoluent en fonction de processus dynamiques ; 2) l'évaluation de

<footnote n="11">¹¹ Les premiers auteurs qui introduisirent les termes de "qualité des sols"</footnote>
la qualité des sols doit intégrer les propriétés physico-chimiques et biologiques du sol, les processus dynamiques et les interactions entre ces processus et les propriétés du sol (Karlen et al. 2003).

De fait la qualité des sols est un concept large, intégrateur et dépendant du contexte ne pouvant pas être mesurée directement. A la place, des proxys peuvent être mesurés et servir d'indicateurs de qualité en fonction des objectifs de fonction du sol analysés. Il existe diverses méthodes mettant en œuvre des indicateurs plus ou moins nombreux et intégrés mais pas de consensus international sur un cadre harmonisé (Nortcliff 2002). La difficulté pour définir un jeu minimum de données et d'indicateurs permettant d'évaluer la qualité des sols est liée à la nature locale et de long cours des variations de qualité (Lewandowski et al. 1999). L'évaluation doit prendre en compte à la fois 1) les spécificités locales aussi bien en termes de type de sols que d'usages de sol, et 2) les dimensions spatiales et temporelles dans les caractéristiques du sol et les processus dynamiques. D'autre part, étant donné les multiples propriétés en jeu, quelles soient inhérentes ou modifiables, et les nombreuses fonctions potentiellement analysées, il est impossible d'établir une méthode d'évaluation clef en main avec un système d'étalonnage universel permettant de comparer les sols à travers un système de notation unique (Karlen et al. 2003). Ainsi les indicateurs choisis devraient être mesurés et évalués à travers une gamme représentative de sols et d'usages de sols.

De nos jours, le thème le plus courant de recherche sur la qualité des sols est focalisé sur la sélection et l'évaluation d'indicateurs et peut se schématiser par la démarche d'évaluation présentée Figure 4 (Karlen et al. 2003). Un set d'indicateurs efficace doit permettre de prendre des décisions éclairées en fonction des particularités d'un site et de surveiller les évolutions au cours du temps notamment suite à un changement de pratique. Mettre en œuvre des indicateurs efficaces et utiles nécessitent des connaissances scientifiques robustes tout autant qu'un sens pratique fiable pour définir un ensemble cohérent et informatif. Une des principales difficultés est liée aux nombreuses interactions entre divers paramètres et processus. Il est alors indispensable de veiller à éviter des superpositions et double comptages entre indicateurs ainsi que des mesures de terrains non fiables (Moebius-Clune et al. 2011). Des efforts de recherche sont encore nécessaires pour mieux comprendre et modéliser toutes les interactions entre pratiques, processus et qualité des sols.

<figure><img src="image_6.png" /><figcaption>Figure 4 : Démarche d'évaluation pour sélectionner et pondérer des indicateurs de qualité des sols, en intégrant les fonctions et les objectifs de gestion du sol (a) et proposant une pondération des scores à dire d'expert (b). Adaptée de Karlen et al. (2003)</figcaption></figure>
### 2.2.1.La prise en compte de la qualité des sols en ACV

Les premiers développements méthodologiques en ACV visant à introduire la prise en compte d'impacts sur les propriétés et les fonctions du sol datent de la fin des années 1990s avec les divers travaux sur le développement de la prise en compte des impacts, notamment physiques, de l'usage des sols (voir section 2.1) notamment par les auteurs Blonk et al. (1997), Heijungs et al. (1996), Baitz et al. (2000), etc. Dans la continuité, divers auteurs introduisirent des modèles de prise en compte d'impact sur la qualité des sols incluant généralement un indicateur d'impact « érosion » (Cowell and Clift 1997; Cowell and Clift 2000; Mattsson et al. 2000), et « matière organique du sol » (Cowell and Clift 1997, 2000; Mattsson et al., 2000), et moins fréquemment des indicateurs « tassement » (Cowell and Clift 1997, 2000), ou « impact hydrique » (Mattsson et al. 2000). Weidema (2001), avec la contribution de Lindeijer, fut parmi les premiers à introduire des indicateurs intégrant les impacts sur un ensemble exhaustif de fonctions de l'écosystème : 1) cycles de la matière et de l'énergie ; 2) productivité de l'écosystème ; 3) biodiversité ; 4) valeur récréative ; et 5) migration et dissémination. Dans leur approche, les 5 impacts midpoints sur la qualité des milieux naturels sont définis comme des dégradations de ces diverses fonctions. Bien que le sol joue un rôle essentiel dans les diverses fonctions traitées, il n'est pas l'objet direct de la méthode de caractérisation des impacts.

Héritières plus ou moins directes de ces premiers développements, des méthodes plus récentes ont été développées et opérationnalisées dans le cadre conceptuel de prise en compte d'usage des sols (Koellner et al. 2013a). Une des premières utilise le taux de matière organique comme proxy intégrant divers aspects de changements de qualité des sols (Milà i Canals et al. 2007c), tandis que les plus récentes englobent divers indicateurs d'impact (LANCA® by (Beck et al. 2010; Saad et al. 2013). LANCA® est la méthode à ce jour la plus complète en termes de prise en compte de différents facteurs de qualité des sols et, à la fois, d'intégration dans le cadre conceptuel de prise en compte des usages des sols en ACV. D'autres méthodes, telles que SALCA-SQ (Oberholzer et al. 2012) ou ACV-Sol (Garrigues et al. 2012; Garrigues et al. 2013) permettent également d'évaluer plusieurs indicateurs d'impact sur la qualité des sols mais ne sont pas déclinées pour une application dans ce même cadre conceptuel. Aucune de ces méthodes, néanmoins, n'a permis jusqu'à présent d'appréhender de manière exhaustive et intégrée le concept de qualité des sols pour l'adapter au cadre conceptuel de l'ACV (voir section 3.2.3).

## 3. Évaluation des impacts des usages et changements d'usage des sols : revue critique des méthodes

### 3.1. Déterminer les changements d'usages des sols

Le changement direct d'usages des sols est le changement observable depuis un usage précédent directement vers l'usage étudié. Ce changement peut être observé directement sur le terrain ou sur la base d'analyses rétrospectives de cartes d'usages des sols issues de données satellitaires. À défaut de données cartographiées, des enquêtes de terrain ou le recours aux dires d'experts peuvent permettre d'établir une succession d'usages des sols. La caractérisation d'un changement d'usages direct des sols est généralement rétrospective. A contrario, des approches intégrées caractérisant à la fois les changements d'usages et les déterminants de ces changements peuvent être soit rétrospectives, soit prospectives. Dans une revue récente trois catégories sont définies pour ces approches intégrées : les modèles normatifs, les modèles basés sur une description des chaînes de cause-à-effet, et les modèles d'équilibres économiques (Figure 5) (De Rosa et al. 2016).
<figure><img src="image_7.png" /><figcaption>**Figure 5 :** Catégories de modèles d'analyse des changements d'usage des sols utilisés en ACV (De Rosa et al. 2016)</figcaption></figure>

Les modèles normatifs se basent sur des statistiques nationales ou internationales d'usages des sols telles que FAOStat ou TERUTI LUCAS en France (AGRESTE 2010; Chakir and Vermont 2013), et sont plutôt utilisés pour déterminer rétrospectivement les changements d'usage des sols à l'échelle d'un pays au cours d'une période donnée. La Figure 6 illustre la démarche mise en œuvre dans le cas d'un usage agricole (Milà i Canals et al. 2012). En analysant sur les 20 dernières années si les surfaces pour une culture étudiée ont augmenté, on peut attribuer aux surfaces actuellement cultivées la proportion de cette augmentation sur 20 ans au détriment des usages dont les surfaces ont diminué au cours de cette même période. Les estimations peuvent être lissées en moyennant sur 3-5 ans<sup>12</sup> les variations considérées pour les surfaces actuelles et celles 20 ans en arrière. La durée de 20 ans est considérée en accord avec les recommandations de l'IPCC (2006) afin d'assurer une cohérence avec la période par défaut de 20 ans pour l'allocation des émissions de gaz à effet de serre liés aux changements d'usages des sols<sup>13</sup>. Sur la base des données statistiques de production, e.g. de FAOStat, il est également possible d'aller jusqu'à des coefficients d'émissions par unité de produit (Flynn et al. 2012).

Cette approche est reproduite dans le cadre de diverses méthodologies ou guides opérationnels pour le calcul du bilan de gaz à effet de serre de produits ou services, e.g. PAS2050 (BSI 2011), PEF (European Commission 2014), le GHG Protocol ou l'ENVIFOOD Protocol. Elle a même été automatisée dans des outils de type Excel en connectant cette approche de modélisation des changements d'usage basés sur des statistiques FAO avec les coefficients fournis par IPCC (2006) pour caractériser les stocks de carbone en

<footnote n="12"><sup>12</sup> 3 ans dans le cadre du PAS2050-1, 5 ans dans le cadre de l'étude de Milà i Canals et al. (2012).</footnote>

<footnote n="13"><sup>13</sup> "The IPCC methodology uses a 20-year period for soil C to equilibrate to management or LUCS. As explained in the Revised 1996 Guidelines (IPCC, 1996), this represents a compromise as systems vary in their response times. Tropical systems reach a new equilibrium faster than temperate ones, as do systems where soil C is being degraded in comparison with those where there is a build-up of soil C in response to land abandonment or increased residue inputs. In general, while a longer inventory period would mean systems were closer to equilibrium, the most rapid changes in soil C occur during the first 10–20 years following a significant change in management practices or land use. Therefore, 20 years is deemed an appropriate time period for the inclusion of most of the change in soil C stocks resulting from land conversions to agriculture and management-induced changes. At the same time, it limits the historical LU data requirements and the amount of bias introduced by the assumption of linear change over longer inventory periods (IPCC, 1996)". In Flynn et al. 2016</footnote>
fonction des biomes, des sols et des pratiques, i.e. the Blonk Direct Land Use Change Tool<sup>14</sup> or the PAS2050-1 LUC assessment tool<sup>15</sup>. Des approximations sont alors faites pour considérer les conditions pédoclimatiques moyennes à l'échelle d'un pays et des changements d'usage des sols moyens lorsque des données spécifiques pour le cas d'étude manquent. Selon les guides opérationnels, deux approches sont appliquées pour déterminer au détriment de quels usages des sols, le changement d'usage basé sur les statistiques nationales a lieu. Dans le cadre de l'ENVIFOOD Protocol PAS2050-1, une moyenne pondérée des usages précédents issus de l'analyse statistique rétrospective comme illustrée à la Figure 6 est prise en compte. Dans le cadre du PAS2050-1, cette même approche peut être appliquée. Néanmoins, à défaut de données, il est possible d'appliquer une moyenne arithmétique combinant 1/3 des surfaces transformées au détriment des 3 précédents possibles : forêt, prairie, culture annuelle/pérenne selon que l'usage étudié est une culture annuelle ou pérenne. Cette option est définie comme un worst case scenario dans le Blonk Direct Land Use Change Tool, car 100% de la surface occupée provient nécessairement d'une transformation. Néanmoins, dans les cas où 100% de cette transformation proviendrait dans les faits d'un changement d'usage depuis une forêt, cette moyenne arithmétique aurait moins d'impact que la réalité. Dans le cadre du GHG Protocol, il n'y a pas de recommandation spécifique.

<figure><img src="image_8.png" /><figcaption>Figure 6 : Détermination d'un changement d'usage des sols sur des bases statistiques, modèle normatif (Milà i Canals et al. 2012)</figcaption></figure>

<footnote n="14"><sup>14</sup> Direct Land Use Change Assessment Tool, Version 2013.1, Blonk Consultants, Gouda, 2013.</footnote>

<footnote n="15"><sup>15</sup> Dans le cadre du guide opérationnel PAS2050-1 :2012 concernant plus spécifiquement les productions horticoles, les stocks de carbone pour les cultures annuelles et pérennes ne sont pas ceux proposés par défaut par l'IPCC mais des valeurs proposées par dire d'expert, 1 tC/ha pour les cultures annuelles et 20 tC/ha pour les cultures pérennes.</footnote>
Les modèles normatifs basés sur des statistiques globales ne permettent pas de discerner des changements d'usage direct et indirect. En effet, l'augmentation des surfaces d'une culture peut entraîner diverses réallocations d'usages entre cultures ou autres usages au cours des 20 ans étudiés mais seule la résultante finale au bout des 20 ans est prise en compte pour caractériser l'augmentation finale et au détriment de quels usages. À l'échelle d'un pays, cette approche permet d'intégrer l'ensemble des changements d'usage directs et indirects. Par contre, elle ne permet pas de modéliser les changements indirects pouvant se répercuter dans d'autres pays du fait des échanges commerciaux.

Les modèles d'équilibre économique, au contraire, permettent de considérer l'ensemble des changements d'usage à l'échelle globale en analysant notamment les échanges commerciaux internationaux et plus généralement l'ensemble des marchés pour les productions utilisant la ressource sol, cette dernière étant considérée comme finie. Les modèles d'équilibre économique sont des modèles d'optimisation complexe basée sur l'hypothèse de marchés parfaits dans lesquels des changements dans l'offre et la demande entraînent des fluctuations de prix jusqu'à ce qu'un nouvel équilibre entre l'offre et la demande soit atteint entraînant un nouveau prix. Ainsi, dès qu'une activité nécessite un usage de sol, l'équilibre évolue vers un nouveau stade entraînant une nouvelle configuration de l'usage des sols, un nouvel équilibre de l'offre et de la demande et de nouveaux prix. C'est à partir de cette nouvelle configuration que sont estimés les changements d'usage des sols. Ainsi, l'origine des produits et leurs prix sont des paramètres clefs de ces modèles économiques (De Rosa et al. 2016). La différence entre modèle d'équilibre partiel ou général tient à la distinction ou non des secteurs d'activité considérés. Les principaux modèles d'équilibre partiel sont FAPRI, FASOM, CAPRI, IMPACT, GLOBIOM, AGLINK-COSIMO, et MIST (Ben Aoun et al. 2013) ; ils s'intéressent notamment au secteur agricole. Les principaux modèles d'équilibre général sont GTAP, FARM, LEITAP, and MIRAGE (De Cara et al. 2012; De Rosa et al. 2016) ; ils concernent l'ensemble des secteurs d'activité économiques. Ces modèles sont généralement couplés avec des modèles biophysiques et géographiques permettant d'intégrer des données sur les localisations des productions et usages, les variations de rendements en fonction des types de sols, des pratiques, etc. De par l'importante quantité d'informations prises en compte et leur échelle globale, ces modèles sont a priori les plus précis pour établir des cartes de changements d'usage direct et indirect sur une période donnée prospective. Il y a notamment un consensus sur la nécessité d'utiliser ces modèles économiques pour prendre en compte les changements d'usage indirects (Edwards et al. 2010; Di Lucia et al. 2012). Néanmoins, cette précision peut être au détriment de la transparence et de l'exactitude des modèles. Les algorithmes en termes de compétition et de changements d'usages des sols sont très difficiles à calibrer et l'incertitude globale liée aux nombreux hypothèses et paramétrages est difficile à évaluer (De Rosa et al. 2016).

Les modèles « Causal Descriptive Model » proposent également une modélisation prospective des changements d'usages des sols combinant des paramètres issus des deux premières catégories d'approche. Ces modèles permettent d'établir des relations de cause à effet entre des changements dans les systèmes de production et de consommation et les changements d'usage. Ils prennent en compte l'influence des marchés, mais de manière simplifiée par rapport aux modèles d'équilibre économique, et les données statistiques d'usage des sols et de productions pour construire les scénarios prospectives. Ils requièrent l'intervention d'expert pour construire ces scénarios et définir les relations de cause à effet susceptibles d'intervenir dans ces scénarios. Ces modèles (Bauen et al. 2010; Fritsches et al. 2010; Nassar et al. 2011) ont l'avantage d'être très transparents, intuitifs et efficaces pour prendre en compte, de manière simplifiée, l'impact des marchés (Ben Aoun et al. 2013).
## 3.2. Quantifier les flux liés (LCI) aux usages et changements d'usages et/ou caractériser les impacts (LCIA)

En termes de quantification de flux ou de caractérisation des impacts, la revue de la littérature a permis d'identifier près d'une trentaine de méthodes proposées dans la littérature, couvrant différents enjeux représentés à la Figure 7 :

- Les méthodes liant les usages et changements d'usages, et changement climatique, qui constituent le cœur de l'étude (voir section 3.2.1);

- Les méthodes liant flux de carbone biogénique et changement climatique (voir section 3.2.2) ; et

- Les méthodes relatives à la qualité des sols et impliquant le carbone du sol (voir section 3.2.3).

<figure><img src="image_9.png" /></figure>

Figure 7 : Présentation générale du positionnement des méthodes revues, en vue d'identifier celles relevant de l'inventaire de cycle de vie (LCI, à gauche) ou de l'évaluation des impacts de cycle de vie (LCIA, à droite), et traitant des usages et changements d'usages (LULUC, en haut à gauche), des émissions de gaz à effet de serre (GHG, en bas à gauche), de la qualité du sol (Soil quality, en haut à droite) ou du changement climatique (Climate change, en bas à droite)

Après analyse de ces méthodes, 21 d'entre elles ont été considérées comme d'intérêt direct pour la présente étude, et ont fait l'objet de fiches synthétiques, décrivant ces méthodes en termes de :

- Type de méthode ;

- Paramètres et données clefs ;

- Adéquation au cadre conceptuel de prise en compte de l'usage des sols (voir section 2.1);

- Opérationnalisation, indiquant l'éventuelle disponibilité de facteurs de caractérisation et mise en œuvre informatique ;

- Bases conceptuelles ;

- Analyse critique, précisant notamment les champs couverts et la validité scientifique ;

- Références ; et

- Commentaires détaillant certains aspects d'opérationnalisation, de bases conceptuelles ou divers.
Ces fiches sont données en Annexe 6.2. A l'aide de ces analyses spécifiques par méthodes, l'analyse de leurs similitudes a pu être réalisée, du point de vue de leurs bases conceptuelles notamment, et les méthodes ont alors pu être regroupées et cartographiées. Ces cartographies sont présentées et détaillées dans les sections 3.2.1 à 3.2.3 suivantes.

### 3.2.1. Méthodes liant usages et changements d'usages des sols et changement climatique

La revue de la littérature réalisée a permis d'identifier quatre groupes de méthodes disponibles pour évaluer l'impact des usages et changements d'usages des sols sur le changement climatique :

- Les méthodes dérivées des recommandations de l'IPCC pour la réalisation des inventaires nationaux de gaz à effet de serre (méthodes indiquées en bleu à la Figure 8), ce qui inclut les recommandations de l'ILCD pour la comptabilisation des émissions de CO₂ issues de la transformation de terres et les outils et méthodes couramment utilisés pour l'évaluation de projets carbone (Mécanismes de Développement Propre (MDP), méthodologies du Verified Carbon Standard (VCS), outil EX-ACT de la FAO, etc.) (IPCC 2006; EC-JRC 2010; United Nations Framework Convention on Climate Change 2015; Verified Carbon Standard 2015) ;

- La méthode de Müller-Wenk and Brandão (2010) (indiquée en orange), qui est une application des principes généraux du cadre conceptuel de prise en compte de l'usage des sols en ACV, décrits à la section 2.1, au changement climatique (Milà i Canals et al. 2007a; Müller-Wenk and Brandão 2010; Koellner et al. 2013a) ;

- La méthode de Benoist and Cornillier (2016) (indiquée en rouge), qui est une méthode en développement visant à combiner le formalisme du cadre conceptuel de prise en compte de l'usage des sols et les développements actuels relatifs à l'ACV dynamique et son application au changement climatique (Levasseur et al. 2010; Kendall 2012; Levasseur et al. 2013; Benoist et al. 2015; Benoist and Cornillier 2016) ; et

- La méthode de Schmidinger and Stehfest (2012) (indiquée en marron), qui évalue l'impact de l'occupation des sols par certaines cultures en évaluant le bénéfice carbone qui découlerait de l'arrêt de la consommation de ces cultures, à l'aide du modèle IMAGE<fnref n="16" /> (Schmidinger and Stehfest 2012).

<footnote n="16">¹⁶ IMAGE : Integrated Model to Assess the Global Environment – Site web du modèle :
http://themasites.pbl.nl/models/image/index.php/Welcome_to_IMAGE_3.0_Documentation [Dernier accès : décembre 2017]</footnote>
<figure><img src="image_10.png" /></figure>

**Mapping caption**

<figure><img src="image_11.png" /></figure>

: Key reference

<figure><img src="image_12.png" /></figure>

: Specific method

: Type of approach / Group of methods

IPCC, ILCD

: Key institution or key guideline

: Similar methods

T : Méthodes considérant les impacts de transformation (voir section 0)

O : Méthodes considérant les impacts d'occupation (voir section 0)

<caption>**Figure 8 :** Cartographie des méthodes liant usages et changements d'usages des sols et changement climatique (Benoist and Bessou 2016)</caption>

La famille des méthodes issues des recommandations pour les inventaires nationaux de l'IPCC est sans nul doute la plus utilisée à l'heure actuelle pour l'estimation des impacts de changements d'usages des sols sur le changement climatique (IPCC 2006). Au sein de ces recommandations, deux approches de calcul sont proposées :

- l'approche dite *stock-difference*, basée sur une comparaison de stocks d'équilibre de carbone des sols ; et

- l'approche dite *gain-loss*, basée sur une évolution annuelle des stocks de carbone des sols.

Si les deux approches sont utilisées dans les méthodes et outils relatifs aux projets carbone (United Nations Framework Convention on Climate Change 2015; Verified Carbon Standard 2015), c'est celle du *stock-difference* qui est la plus employée pour les applications ACV. Notamment, les recommandations de l'ILCD quant à la prise en compte des émissions de CO₂ sont une déclinaison directe de cette approche pour l'ACV, reprenant les principes de la méthode et les valeurs par défaut proposées (EC-JRC 2010) ; la différence la plus notable concerne la méthode de répartition temporelle des impacts de transformation :

- la recommandation par défaut de l'IPCC pour le Tier 1 est de répartir les impacts de transformation uniformément sur 20 ans, des solutions plus élaborées en termes de répartition, en accentuant la part des premières années, ou de durée de répartition pouvant être proposées par les pays ; et

- la recommandation par défaut de l'ILCD est une répartition linéaire dégressive des impacts de transformation, sur 20 ans par défaut, une autre durée, correspondant au temps nécessaire pour atteindre 90 % de la variation théorique de stocks de carbone des sols, pouvant être considérée lorsque la donnée est disponible.
Toutefois, la pratique de l'ACV et les recommandations de l'ILCD peuvent s'avérer partielles dans leur application des lignes directrices de l'IPCC, en particulier dans la prise en compte du lien entre les cycles carbone et azote du sol. En effet, l'IPCC recommande de tenir compte de ce lien pour les cas de déstockage de carbone, en considérant une émission de N₂O estimée à partir d'une quantité d'azote disponible déterminée à partir de la perte de carbone étudiée et du ratio C:N du sol (de Klein et al. 2006). Cet aspect est très généralement négligé dans la pratique actuelle de l'ACV, et est absent des recommandations de l'ILCD. De façon similaire, certains développements réalisés dans le cadre des projets carbone, tels que la différenciation des durées de répartition des impacts de transformation selon les compartiments de carbone, pourraient être transférés aux pratiques ACV (Verified Carbon Standard 2013).

Face aux recommandations de l'IPCC et de l'ILCD, les recommandations de l'UNEP-SETAC constituent une approche divergente pour la pratique de l'ACV, vis-à-vis de l'usage des sols (Milà i Canals et al. 2007a; Koellner et al. 2013a). En effet, le cadre conceptuel de l'UNEP-SETAC, décrit et discuté à la section 2.1, diffère de l'approche IPCC sur deux aspects fondamentaux :

- Un impact d'occupation des sols est caractérisé, traduisant le fait que la mobilisation d'un sol pour une activité anthropique maintient la qualité de celui-ci à un niveau donné et retarde le retour de cette qualité vers un certain niveau de référence, ce qui constitue alors un impact à considérer (voir sections 0 et 2.1.4) ; et

- La caractérisation des impacts de transformation intègre des éléments de dynamique, à travers la régénération vers un usage de référence (voir section 0).

Malgré sa nature parfois jugée non-observable et virtuelle (Soimakallio et al. 2015), l'introduction d'un impact d'occupation par les travaux et recommandations de l'UNEP-SETAC est intéressante dans le sens où elle permet de différencier des usages ou des pratiques vis-à-vis de leur potentiel à séquestrer du carbone dans les sols, même en l'absence de changements. A l'inverse, l'approche IPCC permet, par exemple, d'exprimer le bénéfice carbone d'évoluer d'un usage défavorable au stockage de carbone vers un usage favorable, mais se révèle incapable de différencier sur ce point ces deux usages si chacun d'eux est établi depuis plus de 20 ans. Toutefois, les sections 0 et 2.1.4 ont montré que la caractérisation de cet impact d'occupation nécessite de définir un usage de référence, ce qui constitue un sujet de controverse actuellement dans la littérature scientifique et, bien souvent, un point de divergence entre théorie et pratique (Brander 2015; Soimakallio et al. 2015; Soimakallio et al. 2016). Dans le cas de la proposition de Müller-Wenk and Brandão (2010), en accord avec les recommandations de l'UNEP-SETAC pour l'approche attributionnelle, la référence considérée est la Végétation Naturelle Potentielle (voir section 2.1.4) (Milà i Canals et al. 2007a; Müller-Wenk and Brandão 2010).

Concernant l'introduction d'éléments de dynamique, ceux-ci constituent *a priori* une amélioration de la pertinence de la caractérisation des impacts liés aux usages et changements d'usages des sols, même si cela implique un besoin accru en données, qui peuvent être difficiles à obtenir (Müller-Wenk and Brandão 2010), et ce malgré les hypothèses simplificatrices proposées par l'UNEP-SETAC, notamment sur l'instantanéité des transformations (voir section 0). Ces éléments de dynamique induisent également une difficulté supplémentaire dans le cas de la caractérisation des impacts sur le changement climatique puisque, par construction, les impacts caractérisés selon le cadre conceptuel de l'UNEP-SETAC devraient s'exprimer en tC.an ou tCO₂.an, et donc ne pas être commensurables avec les flux de gaz à effet de serre classiquement manipulés en ACV. Au-delà du travail de collecte de données (voir section 3.4), la principale originalité méthodologique de la proposition de Müller-Wenk and Brandão (2010) est donc d'introduire une règle d'équivalence pour rendre commensurables ces deux types de grandeurs. Toutefois, cette règle, basée sur la définition d'une durée de vie du CO₂ fossile dans l'atmosphère, est discutable puisque physiquement, les émissions anthropiques de CO₂ fossile ont une durée de vie dans l'atmosphère quasi-infinie ; cette définition relève donc plutôt de la convention (Myhre et al. 2013; Benoist et al. 2015).

Cette question de la comparaison entre des phénomènes de séquestration de carbone et des flux de gaz à effet de serre, qui possèdent des unités et des effets sur le climat différents, n'est en réalité pas spécifique au cadre conceptuel de l'UNEP-SETAC et est apparue dans la littérature scientifique dès la fin des années
1990, dans le cadre de la mise en application du protocole de Kyoto (Fearnsid et al. 2000; Moura Costa and Wilson 2000; Levasseur et al. 2012). La section 3.2.2 suivante traitera plus spécifiquement des méthodes développées pour traiter notamment de cette question, et qui proposent donc d'autres réponses pour comparer séquestrations et émissions que la règle proposée par Müller-Wenk and Brandão (2010).

Dans ce contexte, la méthode proposée par Benoist and Cornillier (2016) a alors pour ambition de conjuguer le formalisme du cadre conceptuel de l'UNEP-SETAC et les fondements scientifiques de l'ACV dynamique ou des Pouvoirs de Réchauffement Global (PRG, ou GWP en anglais) ajustés dans le temps, qui constituent une de ces réponses alternatives (Levasseur et al. 2010; Kendall 2012; Levasseur et al. 2013; Benoist et al. 2015; Benoist and Cornillier 2016). Par conséquent, la proposition de Benoist and Cornillier (2016) constitue une méthode alternative à celle de Müller-Wenk and Brandão (2010), également basée sur le cadre conceptuel de l'UNEP-SETAC, mais différente dans son traitement des dynamiques. Toutefois, cette méthode, relativement récente, doit encore être publiée et confrontée à la communauté scientifique et à la pratique pour que son intérêt potentiel puisse ou non être validé.

Enfin, la proposition de Schmidinger and Stehfest (2012) est une méthode originale développée spécifiquement pour caractériser les impacts d'occupation. Son principe est d'évaluer le puits de carbone qu'engendrerait l'arrêt de consommation de certains produits alimentaires, via l'abandon des surfaces productives et leur régénération vers un certain état naturel. Ce puits de carbone pouvant être considéré comme manqué du fait de cette production alimentaire et de l'occupation des sols qui y est liée, celui-ci est alloué à ces produits en tant qu'impact. L'estimation de ce puits est réalisée à l'aide du modèle IMAGE, à un horizon temporel donné (30, 50 ou 100 ans dans les travaux publiés), et annualisée selon le même horizon (Schmidinger and Stehfest 2012).

Cette méthode définit ainsi un impact d'occupation des sols d'une façon similaire aux recommandations de l'UNEP-SETAC et à la méthode de Müller-Wenk and Brandão (2010), c'est-à-dire de manière relative à un usage de référence, pris comme l'occupation des sols après régénération naturelle (Milà i Canals et al. 2007a; Müller-Wenk and Brandão 2010). Toutefois, la caractérisation de cet impact issue du modèle IMAGE peut s'apparenter à celle obtenue pour les changements d'usage via l'approche *gain-loss* de l'IPCC, considérant la variation de stock de carbone due à cette régénération naturelle sur un pas de temps donné et non entre deux états d'équilibre. La méthode apparaît donc comme une combinaison originale de différents types d'approches, mais dont le résultat peut sembler manquer de cohérence, mélangeant notamment des éléments relevant plutôt d'une approche conséquentielle, tels que l'utilisation du modèle IMAGE, et d'autres d'une approche attributionnelle, tels que l'utilisation de la VNP comme référence (voir section 2.1.4).

### 3.2.2. Méthodes liant flux de carbone biogénique et changement climatique

La revue de la littérature réalisée a permis d'identifier quatre groupes de méthodes disponibles pour évaluer l'impact des flux de carbone biogénique sur le changement climatique :

- Les métriques directement issues des travaux de l'IPCC (indiquées en violet et vert à la Figure 9), ce qui comprend les Pouvoirs de Réchauffement Global (PRG, ou GWP en anglais), appliqués aux flux de carbone biogénique selon deux approches dites de neutralité carbone ou de comptabilité totale, mais également des propositions plus récentes telles que les Pouvoirs de modification de la Température Globale (PTG, ou GTP en anglais) (Shine et al. 2005; Myhre et al. 2013) ;

- Un ensemble de méthodes qui trouvent leur origine de modifications apportées aux PRG définis par l'IPCC (méthodes indiquées en deux teintes de bleu), ce qui inclut la méthode de Lashof et les différentes méthodes qui en sont dérivées, et les PRG biogéniques (Fearnsid et al. 2000; Clift and Brandão 2008; Benoist 2009; Benoist and Dron 2009; EC-JRC 2010; British Standards Institution 2011; Levasseur 2011; Cherubini et al. 2011; Kendall 2012; Petersen et al. 2013) ;

- Les Facteurs d'Evaluation Biogénique (*Biogenic Assessment Factors*, indiqués en marron), développés par l'Agence de Protection de l'Environnement des Etats-Unis (U.S.EPA) dans une
optique d'inventaire des émissions de CO₂ biogénique issues de sites de combustion, digestion, fermentation ou décomposition de biomasse (US EPA 2011; US EPA 2014) ; et

- La méthode proposée par Vogtländer et al. (2014) (indiquée en rouge), pour la prise en compte de la séquestration de carbone dans les produits, basée sur les évolutions du marché de ces produits et des surfaces forestières (Vogtländer et al. 2014).

<figure><img src="image_13.png" /></figure>

<figure><img src="image_14.png" /><figcaption>**Figure 9 :** Cartographie des méthodes liant usages et changements d'usages des sols et changement climatique (Benoist and Bessou 2016)</figcaption></figure>

Les rapports d'évaluation de l'IPCC, mis à jour tous les 5 ou 6 ans environ, et dont la dernière édition a été publiée en 2013, sont la référence incontournable pour la caractérisation des impacts sur le changement climatique (Myhre et al. 2013). En particulier, les Pouvoirs de Réchauffement Global (PRG, ou GWP en anglais), définis dès le premier rapport de 1990, sont utilisés dans l'ensemble des méthodes d'évaluation utilisées en ACV et dans la majorité des études, pour la caractérisation des impacts des émissions de gaz à effet de serre (EC-JRC 2011). Toutefois, bien que l'édition de 2013 reconnaisse les spécificités des flux de carbone biogénique par rapport aux émissions fossiles, les rapports d'évaluation ne donnent pas de recommandation particulière à ce sujet (Myhre et al. 2013).

Jusqu'à récemment, l'application des PRG aux flux de carbone biogénique la plus répandue dans la pratique de l'ACV est celle dite de la neutralité carbone. Cette pratique est également issue de l'IPCC, mais des lignes directrices existent pour la réalisation d'inventaires nationaux de gaz à effet de serre (IPCC 2006; Levasseur and Brandão 2014). Dans le cadre de ces inventaires, les émissions de CO₂ biogénique dues, par exemple, aux secteurs de l'énergie ou de l'industrie, ne sont pas comptabilisées afin de ne pas créer de double comptage par rapport aux variations de stocks de carbone prises en compte dans le secteur des usages des sols, changements d'usages et foresterie (voir section 3.2.1 précédente). Malheureusement, la pratique de cette approche de neutralité carbone a engendré des erreurs ou des simplifications excessives, qui ont été fortement décriées dans la littérature à la fin des années 2000, ce qui a causé un abandon
progressif de la neutralité carbone dans de nombreux guides ou référentiels au profit de l'approche de la comptabilité totale (Rabl et al. 2007; Christensen et al. 2009; Johnson 2009; Searchinger et al. 2009; Levasseur and Brandão 2014). Selon cette approche, les émissions de carbone biogénique sont comptabilisées de façon identique aux émissions fossiles, et les captations de CO₂ dues à la photosynthèse comme des émissions négatives de CO₂.

Néanmoins, bien que diamétralement opposées dans leurs principes, les approches de neutralité carbone et de comptabilité totale adoptent toutes deux un point de vue statique du cycle du carbone : seule sa résultante est considérée. Leur différence pratique tient alors essentiellement dans la façon dont est calculée cette résultante. Différentes méthodes ont alors été proposées dans la littérature pour tenir compte du caractère dynamique du cycle du carbone biogénique.

La majorité des méthodes proposées sont directement issues des travaux de l'IPCC, en leur apportant des modifications pour permettre une meilleure prise en compte des dynamiques de façon générale ou en lien spécifiquement avec le cycle du carbone biogénique. Deux sous-groupes principaux peuvent alors être distingués, selon le type de modifications apportées aux PRG :

- Différentes méthodes similaires qui proposent d'introduire une différenciation temporelle des phénomènes d'émissions ou de captations, afin d'en déduire leur impact sur le climat en fonction du temps, exprimé comme tel ou par un indicateur intégré sur les mêmes horizons temporels que ceux utilisés dans la définition des PRG (Fearnside et al. 2000; Clift and Brandão 2008; Benoist and Dron 2009; Levasseur 2011; Kendall 2012; Petersen et al. 2013) ; et

- Une méthode, dite des PRG biogéniques, qui propose d'intégrer la dynamique de séquestration liée à la croissance des plantes dans le calcul des PRG (Cherubini et al. 2011).

Dans le cas des PRG biogéniques, la méthode a été initialement développée spécifiquement pour les émissions de CO₂ issues de la combustion de biomasse (Cherubini et al. 2011). Bien que des travaux complémentaires aient été réalisés par la suite en vue d'augmenter la portée de la méthode (Bright et al. 2012; Pingoud et al. 2012), des questions subsistent quant à la validité des modifications introduites et à la généricité de la méthode, en termes de compartiments de carbone considérés notamment (Benoist et al. 2015).

Inversement, les méthodes basées sur la différenciation temporelle des émissions ou captations, similaires dans leurs principes, ont été appliquées, au cours de leurs développements respectifs, à différentes questions relatives au cycle du carbone biogénique : comparaison entre émissions de CO₂ séquestrées et évitées (Fearnside et al. 2000; Levasseur et al. 2012), changements d'usages des sols (Benoist and Dron 2009; Benoist et al. 2015; Benoist and Cornillier 2016), dynamiques forestières (Cornillier and Benoist 2016), séquestration temporaire de carbone dans les produits (Clift and Brandão 2008; Benoist and Dron 2009; EC-JRC 2010; British Standards Institution 2011; Levasseur et al. 2013), ou dégradation des amendements organiques apportés aux sols (Petersen et al. 2013). Malgré des noms parfois différents, tels que ACV dynamique, PRG dynamiques ou PRG ajustés dans le temps, ces méthodes constituent en réalité une même approche, cohérente et dont l'utilisation a pu être généralisée à l'ensemble de l'ACV (Levasseur 2011; Kendall 2012). Néanmoins, de façon similaire à la question de la spatialisation en ACV, la difficulté principale de cette approche d'ACV dynamique tient à son opérationnalisation, malgré de récents progrès à ce sujet (Collet 2012; Benoist et al. 2015; Shimako 2017).

Enfin, les deux dernières propositions de la littérature identifiées lors de la revue sont des méthodes originales, construites de manière complémentaire aux travaux de l'IPCC :

- Les Facteurs d'Evaluation Biogénique de l'U.S.EPA combinent l'approche *gain-loss* de l'IPCC pour la prise en compte des changements d'usages des sols à une proposition originale pour la prise en compte des émissions de CO₂ biogénique, basée sur la comparaison entre prélèvements et croissance, pour déterminer le caractère neutre ou non de ces émissions vis-à-vis du changement climatique (US EPA 2011; US EPA 2014) ; et
- La proposition de Vogtländer et al. (2014) vise à évaluer le bénéfice potentiel de la séquestration de carbone dans les produits bois sur la base de l'évolution globale des surfaces forestières et des marchés de ces produits (Vogtländer et al. 2014).

Après une première proposition en 2011, la méthode de l'U.S.EPA a été vivement critiquée par son comité scientifique, ce qui a conduit à sa révision en 2014 (Swackhamer and Khanna 2012). Malheureusement cette deuxième version est moins opérationnelle dans sa forme. Quant à la proposition formulée par Vogtländer et al. (2014), si son principe est très intéressant, plusieurs zones d'ombre subsistent quant à son implémentation, vis-à-vis notamment de l'accessibilité des données nécessaires ou de l'échelle spatio-temporelle à considérer. De plus, les apports méthodologiques originaux de ces deux méthodes sont relativement spécifiques, en termes de compartiments de carbone notamment, ce qui les rend difficilement exploitable et transposable en l'état à d'autres composantes du cycle du carbone biogénique telles que le stock de carbone des sols.

### 3.2.3. Méthodes relatives à la qualité des sols et impliquant le carbone du sol

La revue, non exhaustive, de la littérature a permis d'identifier 11 méthodes principales que l'on peut répartir en trois grands groupes de méthodes disponibles pour évaluer l'impact des usages des sols (et dans certains cas également des changements d'usage des sols) sur la qualité des sols :

- Les deux premiers groupes de méthode (deux tiers supérieurs de la Figure 10) sont des méthodes développées spécifiquement pour une application ACV ; i.e. ayant donné lieu à des développements spécifiques plus fortement contraints par les nécessités d'opérationnalisation dans l'ACV. Ils sont distincts du troisième groupe selon l'axe vertical à gauche différenciant *LCA-oriented* versus *Soil quality assessment-oriented*. Au sein de ce groupe, deux sous-groupes peuvent être distincts :

* Le premier sous-groupe comprend les 6 méthodes développées en cohérence avec le cadre conceptuel de l'UNEP-SETAC, Land use framework 2007/2013 (méthodes indiquées en bleu et violet) ;

* Le deuxième sous-groupe comprend 3 méthodes développées en accord avec la logique ACV mais sans se référer en termes opérationnels au cadre conceptuel UNEP-SETAC (méthodes indiquées en vert, marron et jaune), de manière notamment évidente dans le cadre de Cowell and Clift, 2000, qui est antérieure au Land use framework ;

- Le troisième groupe de méthodes comprend deux méthodes développées plus spécifiquement pour une application dans le cadre d'une analyse plus exhaustive de la qualité des sols et complètement indépendamment du cadre conceptuel de l'ACV. Ces méthodes peu adaptées pour une mise en œuvre en ACV ne sont pas plus détaillées dans cette étude dont l'évaluation de la qualité des sols stricto sensu n'est pas l'objet.
<figure><img src="image_15.png" /><figcaption>Figure 10: Cartographie des méthodes caractérisant les impacts de l'usage des sols sur la qualité des sols</figcaption></figure>

Selon l'axe vertical à droite, les méthodes sont différenciées en fonction de l'approche holistique ou non de la qualité des sols. Sur cet aspect, parmi les méthodes développées pour l'ACV, seule la méthode SALCA-SQ (2012) propose des indicateurs visant à caractériser de manière la plus exhaustive possible l'impact de l'usage des sols sur la qualité des sols. Néanmoins, cette exhaustivité est au détriment d'une applicabilité globale puisque la méthode fait intervenir une part significative de dire d'expert et d'appréciation qualitative dans la construction des indicateurs. De fait, elle est inadaptée pour une application en dehors de son domaine de calibration, qui est l'agriculture suisse, et difficilement adaptable pour une application générale en ACV.

Les autres méthodes sont majoritairement monocritères avec une prévalence d'indicateurs basés sur l'observation des propriétés physico-chimiques des sols, incluant la teneur du sol en carbone ou en matière organique. Cette dernière est notamment utilisée comme proxy pour quantifier certains aspects du fonctionnement du sol en rapport avec des services de provision de support de vie (Milà i Canals et al. 2007c; Brandão and Milà i Canals 2013). Dans cette méthode, la teneur en matière organique du sol varie en fonction des usages et changements d'usage des sols. Selon le cadre conceptuel, les flux d'inventaire sont les surfaces transformées (ha) et occupées (ha.an). L'impact sur la qualité des sols, modélisée comme se limitant à une fonction de support de vie, est caractérisé via les changements de teneurs en matière organique du sol réels dans le cas des transformations et potentiels dans le cas des occupations (voir section 0). Dans la dernière version proposant des facteurs de caractérisation globaux (Brandão and Milà i Canals, 2013), l'indicateur matière organique du sol a été remplacé par celui de carbone organique du sol (COS) afin de pouvoir utiliser directement les données de COS proposées par l'IPCC (2006). Ainsi c'est la seule méthode parfaitement adaptée au cadre conceptuel qui relie directement le COS à la qualité des sols et qui intègre de manière organique le lien avec les usages et les changements d'usage des sols. C'est pourquoi cette méthode était la seule recommandée par le JRC (ILCD, 2011).
En revanche, parmi les méthodes les plus opérationnelles quant à l'implémentation dans le cadre conceptuel, LANCA® est la seule qui couvre plusieurs aspects de la qualité des sols de concert et qui apparaît la plus aboutie pour une mise en œuvre en ACV. Dans cette méthode proposant 5 indicateurs de qualité des sols (voir Annexe 6.3), le COS n'intervient nulle part directement. Dans l'indicateur concernant le potentiel d'érosion, la teneur en matière organique issue de données de la Harmonized World Soil Database (FAO/IIASA/ISRIC/ ISSCAS/JRC, 2012) est prise en compte dans le *K-factor* pour définir une susceptibilité intrinsèque d'un sol à l'érosion. N'intervient dans cette considération de la matière organique du sol aucun flux lié aux interventions anthropogéniques telles que les usages et les changements d'usage des sols. La prise en compte de l'impact potentiel de ces interventions est néanmoins qualitative par le biais d'un facteur de pondération, le *C-factor*. Les valeurs du *C-factor* sont issues de la littérature et complétée par des dires d'experts dont la traçabilité et l'adéquation aux spécificités locales sont difficilement appréhendables. La quantité d'humus, liée à la matière organique du sol, intervient également dans l'indicateur sur la filtration physicochimique, mais là encore sous forme de propriété intrinsèque du sol. Selon la disponibilité des données, ces paramètres peuvent être renseignés sur les bases de mesures de terrain incorporant plus fidèlement l'influence des usages et changements d'usage sur la valeur des paramètres. Néanmoins, le manque de transparence sur le détail de certains paramétrages contraint par un objectif commercial, rend l'application de LANCA® *foreground, i.e.*, avec des données spécifiques par site, et l'analyse de son incertitude épistémique complexe (Vidal Legaz et al. 2017). Comme la méthode Milà i Canals et al. (2007c), LANCA® propose un indicateur lié à la fonction de support de vie, l'indicateur *biotic production*. Ce dernier n'est en revanche pas assimilé au seul paramètre de teneur en matière organique du sol ou en COS. Pour son approche multicritère et son opérationnalisation, LANCA® pourrait remplacer Milà i Canals et al., 2007c; Brandão and i Canals, 2013 dans les futures recommandations du JRC pour ILCD (Sala et al. 2016).

Comme détaillé précédemment (voir section 2.2.1), l'évaluation de la qualité des sols n'est pas aisée et nécessite une conceptualisation complexe intégrant à la fois l'aspect multifactoriel de la définition de la qualité des sols et les dynamiques de ses dimensions spatiales et temporelles. Les méthodes superposant des indicateurs ne permettent pas l'intégration des divers facteurs définissant la qualité d'un sol ni la prise en compte des aspects dynamiques des variations de qualité des sols. Ainsi, la revue récente des méthodes développées indique qu'aucun des modèles proposés à ce jour ne remplit tous les critères, ni ne considère l'ensemble des éléments de la chaîne d'impact tel que défini sur la base de cette revue (voir Figure 11). D'autre part, les méthodes font face à des défis non-entièrement résolus sur le niveau de détail nécessaire pour les données d'inventaire afin de garantir une accessibilité de ces données globalement tout en assurant l'obtention de résultats à des résolutions suffisamment fines et pertinentes (Vidal Legaz et al. 2017). À travers l'initiative UNEP-SETAC Life Cycle Initiative, un groupe de travail continue de répertorier les méthodes, expériences et travaux de recherche en cours dans le but de définir un consensus au sein de la communauté ACV sur les objectifs et futurs développements nécessaires pour une prise en compte plus complète et efficace des impacts sur la qualité des sols et donc les services écosystémiques du sol dans l'ACV.
<figure><img src="image_16.png" /><figcaption>Figure 11: Reviewed impact pathway for land use by Vidal Legaz et al. (2016)</figcaption></figure>

Enfin, malgré des travaux ayant des points d'ancrage commun, tels que le cadre conceptuel sur les flux d'inventaire pour l'occupation et la transformation des sols, les méthodes traitant de l'impact sur la qualité des sols ne sont pas concrètement mises en cohérence avec d'autres catégories d'impact d'un point de vue synergie ou redondance. En particulier, la perte de carbone liée à un indicateur sur le risque d'érosion ou le stockage de carbone lié à un indicateur de production biotique ne sont pas mises en regard des flux de carbone contribuant à la catégorie d'impact changement climatique. Seules deux méthodes à ce jour font directement le lien entre la catégorie d'impact « land use » (Milà i Canals et al. 2007c), revue dans le cadre de l'évaluation de la qualité des sols, et celle du changement climatique (Müller-Wenk and Brandão 2010; Benoist and Cornillier 2016) (voir section 3.2.1 précédente). Le développement d'une méthode intégrée de la prise en compte des impacts sur la qualité des sols en ACV devra également prendre en compte les synergies et complémentarités avec les catégories d'impact existantes.

### 3.3. Allouer les impacts des changements d'usages

Dans le cadre de la méthode stock-difference Tier 1, l'impact d'un changement d'usage est quantifié par la différence de stocks entre deux usages (précédent-actuel) divisée par 20 ans. Autrement dit, l'usage actuel étudié, lors de la première année d'usage, amortira linéairement et uniformément 1/20ème des impacts totaux liés au changement d'usage. Il est dès lors important, lorsque le changement d'usage n'est pas directement observable et doit-être déterminé rétrospectivement sur la base d'image satellite ou de données statistiques, de bien remonter jusqu'à 20 ans en arrière pour vérifier qu'un éventuel amortissement d'impacts de changements d'usage de moins de 20 ans ne soit pas tronqué. Dans le cas de cycle de plus
de 20 ans, e.g. des cultures pérennes de 20 à plus de 100 ans, toujours selon l'IPCC, il est possible de considérer des périodes plus longues que 20 ans pour amortir l'impact du changement d'usage. Même si la maturité de la culture étudiée peut être atteinte avant la fin du cycle de culture, et donc avec un retour à l'équilibre cohérent avec les 20 ans par défaut, une durée d'amortissement plus longue permet d'allouer l'impact à chaque année de l'ensemble du cycle de culture plutôt que d'avoir en fin de cycle des années vierges de cet impact. Néanmoins, il est alors nécessaire de vérifier la cohérence de cette allocation avec une modélisation assortie de l'ensemble du cycle pérenne. Un amortissement linéaire dégressif est également proposé dans le cadre d'autres méthodologies ou guides opérationnels, tels que celui de l'ILCD (voir section 3.2.1). Dans le guide opérationnel Land Use Change Guidance de QUANTIS<fnref n="17" />, une fois les impacts alloués de manière dégressive sur 20 ans, au sein d'une rotation ou dans le cas de multiples usages annuels d'un sol, les impacts peuvent être à nouveau alloués selon une allocation économique.

Cet amortissement statique peut être évité dans le cadre d'approches dynamiques telles que la méthode *gain-loss* (IPCC 2006) qui modélise les changements de stocks sur une base annuelle ou l'ACV dynamique (voir section 3.2.2). Néanmoins, les approches dynamiques requièrent plus de données de terrain ou de modélisation pour définir les stocks depuis un usage précédent vers un usage actuel, année après année jusqu'à l'atteinte d'un nouvel équilibre afin de ne pas tronquer la quantification de l'impact total lié au changement d'usage. Des modèles tels qu'AMG ou RothC sont régulièrement utilisés dans la littérature pour modéliser l'impact des changements d'usage sur les stocks de carbone du sol (e.g. Cherubini and Ulgiati 2010; Brovkin et al. 2013).

### 3.4. Données globales pour la caractérisation des stocks de carbone et des propriétés du sol

Les données fournies par l'IPCC (2006) sont les seules données exhaustives à l'échelle mondiale permettant de quantifier l'impact d'un changement d'usage des sols sur les stocks de carbone en incluant l'ensemble des compartiments de carbone dans la matière vivante et morte dans le couvert végétal et dans le sol. Le revers de cette dimension globale est un seuil un peu fruste dans la détermination du type de changement d'usage de la ressource, plus ou moins adapté à l'échelle de l'étude. Les données IPCC couvrent le globe mais ce dernier est simplifié par un maillage de 10 zones climatiques et de 6 grand types de sol. De même, il n'est pas possible de discerner finement tous les usages de sol, e.g. les cultures annuelles forment un seul type d'usage indivisible intégrant également les prairies temporaires, toutes les cultures pérennes ou les types de végétation secondaires (e.g. garrigues, cerradão, etc.) ne sont pas caractérisées, ni toutes les pratiques malgré la prise en compte de l'impact du labour et des intrants à travers des facteurs spécifiques fournis. À travers ces facteurs pondérant les changements de stocks de COS, il est important de noter que lors d'un changement d'usage la différence de stock concerne 100% des stocks du couvert végétal (biomasse aérienne et souterraine) mais seulement une fraction du COS. En effet, une partie seulement du COS, variant en fonction des types de sols, de climats et de pratiques<fnref n="18" />, est impacté par un changement d'usage. Dans la méthode de Müller-Wenk and Brandaõ (2010), il est considéré que 25% du COS est impacté par le changement d'usage dans le cadre de sols minéraux. Par défaut, dans le cadre d'un changement d'usage caractérisé avec la méthode *stock-difference*, le carbone perdu lors d'une transformation est émis sous forme de CO₂. Néanmoins, il est possible d'affiner cette estimation ; e.g. en considérant des émissions concomitantes d'autres gaz et particules liés à une combustion incomplète dans le cas d'une transformation par brûlis ; IPCC 2006 ; INERIS et al., 2008) ou en considérant un stockage de carbone biogénique dans le cas d'exportation de bois permettant un stockage durant plusieurs décennies, a minima 100 ans dans le cadre du PAS2050-1.

Malgré l'exhaustivité en termes de compartiments de carbone, toute caractérisation d'un changement d'usage basé sur l'approche IPCC Tier 1 reste partielle si l'on considère la profondeur des sols. La Figure 12 illustre les importances relatives potentielles de stocks de COS, y compris la litière, sous une forêt ou

<footnote n="17">¹⁷ Land Use Change Guidance, Accounting for the GHG emissions in the supply chain – user guide, Draft for pilot testing. July 2017</footnote>

<footnote n="18">¹⁸ À travers les zones pédoclimatiques, le COS peut varier de -66% à +76% selon l'IPCC (2006).</footnote>
sous cultures annuelles. Les stocks fournis par l'IPCC Tier 1 concernent seulement les 30 premiers centimètres du sol bien que des variations, potentiellement significatives, entre forêt et cultures annuelles notamment, comme entre cultures annuelles elles-mêmes, peuvent concerner des profondeurs allant jusqu'à 1 mètre, voire plus (e.g. (Jourdan and Rey 1997; Fan et al. 2016)). L'importance de l'enracinement et de la biomasse en profondeur dépend du type de plante mais également du type de sol et de climat.

<figure><img src="image_17.png" /><figcaption>Figure 12: Compartiments du carbone du sol (y compris la litière) comparés entre forêt et cultures annuelles (Fujisaki, 2014) ; Cv : stock de COS des refus végétaux > 2 mm sur la couche 0-30 cm ; C30 : stock de COS de la terre fine < 2mm sur la couche 0-30 cm ; CR100 : stock de C racinaire jusqu'à 100 cm ; C100 : stock de COS jusqu'à 100 cm ; CB : stock de C des débris de bois > 4 mm ; CL : stock de C des litières.</figcaption></figure>

Des modèles agroécosystémiques (CENTURY, CERES, etc.) ou spécifiques au fonctionnement du sol (AMG, RothC, etc.), et/ou des données de terrain, peuvent permettre d'améliorer la précision et la pertinence des données de stocks et de leurs dynamiques pour caractériser les changements d'usage en fonction des objectifs de l'étude. Ces données, notamment celles issues de la modélisation, peuvent permettre de quantifier directement les impacts ou d'appliquer le Tier 2 de la méthode *stock-difference* (IPCC 2006). La difficulté majeure dans ce cadre est d'obtenir des jeux de données complets incluant l'ensemble des stocks de carbone dans le sol et dans le couvert pour les différents usages de la succession étudiée, y compris pour l'usage précédent qui ne peut dans la plupart des cas être observé que de manière synchronique, c'est-à-dire en d'autres lieux supposés « similaires » en même temps que l'usage étudié et non en suivant en temps réel la transformation en lieu de l'usage étudié (approche diachronique). Il est également important de veiller à la cohérence des mesures et données utilisées en termes de profondeur des sols, d'âge des couverts, etc.

Les impacts d'un changement d'usage des sols ne concernent pas seulement les stocks de carbone. D'une part, la perte de carbone lors d'un changement d'usage est naturellement associée à d'autres émissions. Dans le cas d'un brûlis, comme indiqué précédemment, d'autres émissions s'ajoutent aux pertes de CO₂. Dans le cas de résidus de culture, et par extension de résidus du couvert précédent, des émissions de N₂O doivent être également considérées, par exemple en appliquant la méthode IPCC (2006) Tier 1, Vol. 4 Chap. 11. Enfin, toujours selon la méthode IPCC (2006) toute perte de COS est associée à des émissions de N₂O liées à la minéralisation de l'azote organique du sol qui est remobilisé en même temps que le
carbone organique est perdu. En effet le carbone et l'azote sont deux éléments complémentaires qui constituent la matière organique du sol et sont liés par le rapport C:N, rapport utilisé dans IPCC pour déterminer les pertes de N₂O associées à un changement d'usage des sols.

D'autre part, dans le cadre de la caractérisation des impacts sur la qualité des sols, certains flux concernent d'autres propriétés ou d'autres fonctions plus intégrées du sol, e.g. sa capacité à résister à l'érosion ou à contribuer au cycle de l'eau (voir section 3.2.3). La base de données globale, Harmonized World Soil Database, permet d'appréhender à l'échelle globale un certain nombre de paramètres nécessaires pour caractériser le sol. Cette base de données fournit notamment des données sur le carbone organique ou la capacité d'échange cationiques des sols. Ces données peuvent être utilisées pour caractériser les impacts des usages des sols sur la qualité des sols, e.g. dans le cadre de l'application de LANCA® foreground. Les données sont potentiellement disponibles pour deux profondeurs de sol (0-30 cm et 30-100 cm) et, en un lieu donné, pour le sol dominant et une ou plusieurs inclusions d'autres types de sols associés. Le niveau de détail varie néanmoins selon les zones du globe répertoriées (voir Annexe 6.4). C'est donc une base de données potentiellement riche pour une utilisation globale en ACV, sous réserve que le maillage soit harmonisé avec les autres données utiles (e.g. données de types d'usage et de couverture des sols).

## 4. Conclusions de la revue critique

Le sol est le socle des activités agricoles et forestières et donc, à ce titre, une ressource essentielle pour la société. Pourtant le sol, dans son ensemble, reste mal appréhendé en ACV. À l'interface entre l'écosphère et la technosphère, le sol est à la fois un compartiment récepteur/émetteur et une ressource. Cette ambivalence nécessite en ACV une conceptualisation élaborée et des développements spécifiques. Dès que des développements méthodologiques ont commencé à s'attarder sur une meilleure prise en compte des systèmes vivants en ACV, depuis la fin des années 1990, les propositions pour prendre en compte l'usage des sols en ACV ont été engagées. Mais le sol est un système complexe, pour part encore méconnu, et il n'existe aujourd'hui aucune approche holistique et consensuelle pour intégrer les impacts des interventions humaines sur le sol.

L'urgence du changement climatique et l'importance, encore une fois, du rôle du sol dans le stockage/déstockage de carbone et les émissions de gaz à effet de serre, a contribué au foisonnement plus récent de propositions quant à la prise en compte du carbone des sols en ACV. Ces développements, notamment dans le secteur de la biomasse-énergie, ont conduit à des réflexions portant à la fois sur la prise en compte du lien entre les usages et les changements d'usages du sol et la ressource sol (i.e. des surfaces disponibles ou non), l'impact sur la biodiversité, sur les services écosystémiques du sol, etc., et la prise en compte de ce même lien avec le compartiment sol en tant que récepteur ou émetteur de flux de carbone et autres gaz à effet de serre. Les dynamiques d'usages des sols et de variations de stocks posent alors question dans le cadre conceptuel de l'ACV qui délivre un instantané de la réalité. Dès lors, les développements méthodologiques ont également interpellé la nature biogénique du carbone du sol et de son couvert, la nature potentiellement réversible des impacts et la complexité de l'intégration et de l'allocation de ces impacts. Ce foisonnement de questions et de propositions n'a pu donner lieu, jusqu'à présent, qu'à des consensus partiels, définis par défaut dans l'attente de développements plus intégrateurs et harmonisés.

Les méthodes traitant directement du lien entre usages et changements d'usages des sols et changement climatique sont particulièrement révélatrices de cette situation. Le praticien est confronté à des recommandations divergentes entre celles de l'IPCC d'une part, établies pour les inventaires nationaux de gaz à effet de serre mais très répandues dans la pratique de l'ACV et reprises dans les travaux de l'ILCD, et celles de l'UNEP-SETAC d'autre part, construites spécifiquement pour l'ACV. Au sein même des recommandations de l'ILCD co-existent ces divergences, l'approche de l'UNEP-SETAC étant reconnue pour les questions de qualité des sols, et celle de l'IPCC pour la quantification des émissions de CO₂ liées aux changements d'usages des sols. Dès lors, les méthodes de l'IPCC/ILCD et de Müller-Wenk and
Brandão (2010), qui est la déclinaison du cadre de l'UNEP-SETAC pour le changement climatique, nécessitent d'être comparées plus précisément.

Malheureusement, face au foisonnement constaté, les développements méthodologiques actuels restent généralement cloisonnés, conduisant à des traitements souvent différents des questions de stock de carbone du sol, de qualité du sol, et de cycle du carbone biogénique. De ce point de vue, malgré des bases parfois communes, du fait de l'existence du cadre conceptuel de l'UNEP-SETAC de prise en compte de l'usage des sols en ACV, les liens entre les méthodes relatives à la qualité des sols et celles spécifiques à l'impact des stockages / déstockages de carbone sur le changement climatique semblent le plus difficile à établir aujourd'hui sur le plan opérationnel. Seuls certains aspects plus ponctuels, tels que le lien entre les cycles biogéochimiques du carbone et de l'azote, déjà considéré dans les recommandations de l'IPCC, peuvent être appliqués à très court en terme dans les études d'ACV. A l'inverse, d'autres aspects, tels que le lien entre érosion et stock de carbone du sol, semblent plutôt relever de perspectives de recherche.

Inversement, les méthodes relatives aux flux de carbone biogénique de façon générale d'une part, ou aux stocks de carbone des sols en particulier d'autre part, semblent plus propices à des rapprochements, avec d'ores et déjà des propositions allant dans ce sens. Notamment, le développement croissant de l'ACV dynamique, particulièrement marqué pour la catégorie d'impact du changement climatique, peut constituer un cadre intéressant pour une prise en compte homogène des différentes composantes du cycle du carbone biogénique, ce qui inclut les stocks de carbone du sol ou des couvertures du sol.

Néanmoins, les difficultés de prise en compte en ACV du lien entre usage des sols et changement climatique ne se résument pas à un choix entre différentes méthodes. En effet, au-delà de cet aspect, plusieurs autres questions sont prégnantes, telles que :

- La détermination effective des changements d'usages des sols ;

- L'existence et la disponibilité des données, tant pour caractériser les stocks de carbone que pour représenter les dynamiques d'évolution de ces stocks ;

- La notion de référence, qui est un choix clef pour la prise en compte d'impacts d'occupation et qui renvoie à des choix de valeurs ; ou

- L'allocation, ou répartition temporelle, des impacts des changements d'usages.

Diverses méthodes et leurs facilités ou difficultés de mise en œuvre ont été testées à travers différents cas d'étude d'ACV agricoles dans le cadre du projet SOCLE.
## 5. Références

AGRESTE. 2010. Enquête TERUTI-LUCAS – Nouvelle série 2005 à 2010. Service de la Statistique et de la Prospective (SSP) du Ministère de l'Agriculture, de l'Alimentation, de la Pêche, de la Ruralité et de l'Aménagement du Territoire, France.

Arrouays D., Balesdent J., Germon J.C., Jayet P.A., Soussana J.F., Stengel P. (Eds) (2002) Mitigation of the greenhouse effect Increasing carbon stocks in French agricultural soils? Scientific Assessment Unit for Expertise. Synthesis of an Assessment Report by the French Institute for Agriculture Research (INRA) on request of the French Ministry for Ecology and Sustainable Development. October 2002, 33 p.

Audsley E, Alber S, Clift R, et al (2003) Harmonisation of environmental Life Cycle Assessment for agriculture.

Baitz M, Kreissig J, Wolf M (2000) Method for integrating Land Use into Life-Cycle-Assessment (LCA). Forstwissenschaftliches Cent 119:128-149. doi: 10.1007/BF02769132

Bauen A, Chudziak C, Vad K, Watson PA. 2010. Causal descriptive approach to modelling the GHG emissions associated with the indirect land use impacts of biofuels: Final reports. E4tech, UK department of transport 2010.

Baumert K.A., Herzog T., Pershing J. (2005) Navigating the Numbers; Greenhouse Gas Data and International Climate Policy. © World Resources Institute, ISBN: 1-56973-599-9, USA. 2005, 132 p.

Beck T, Bos U, Wittstock B, et al (2010) LANCA - Land Use Indicator Value Calculation in Life Cycle Assessment. Stuttgart, Germany

Ben Aoun W, Gabrielle B, Gagnepain B (2013) The importance of land use change in the environmental balance of biofuels. OCL 20:D505. doi: 10.1051/ocl/2013027

Benoist A (2009) Adapting Life-Cycle Assessment to biofuels: some elements from the first generation case. Mines ParisTech

Benoist A, Bessou C (2016) Soil Organic Carbon, climate change, and soil quality: a mapping of existing methods for LCA. In: 22nd SETAC Europe LCA Case Study Symposium. Montpellier, France,

Benoist A, Cornillier C (2016) Towards a consensual method to assess climate change impacts from bio-based systems. In: 26th SETAC Europe Annual Meeting - Environmental contaminants from land to sea: continuities and interface in environmental toxicology and chemistry. Nantes, France,

Benoist A, Cornillier C, Piednoir B (2015) Etude préliminaire à la réalisation de bilans environnementaux sur le chauffage au bois - Partie 1 : Etat de l'art. Angers, France

Benoist A, Dron D (2009) Integrating GHG dynamics in biomass-based products LCA. In: Proceedings of the 4th International Conference on Life Cycle Management. Cape Town, South Africa, p 6

Blonk H, Lindeijer E, Broers J (1997) Towards a methodology for taking physical degradation of ecosystems into account in LCA. Int J Life Cycle Assess 2:91-98. doi: 10.1007/BF02978766

Bos, U., Horn, R., Beck, T., 2016. LANCA - Characterization Factors for Life Cycle Impact Assessment - Version 2.0. Stuttgart, Germany.

Brandão M, Clift R, Cowie A, Greenhalgh S (2014) The Use of Life Cycle Assessment in the Support of Robust (Climate) Policy Making: Comment on "Using Attributional Life Cycle Assessment to Estimate Climate-Change Mitigation ..." J Ind Ecol 18:461-463. doi: 10.1111/jiec.12152

Brander M (2015) Response to "Attributional life cycle assessment: is a land-use baseline necessary?"— appreciation, renouncement, and further discussion. Int J Life Cycle Assess 20:1607-1611. doi: 10.1007/s11367-015-0974-8

Bright RM, Cherubini F, Strømman AH (2012) Climate impacts of bioenergy: Inclusion of carbon cycle and albedo dynamics in life cycle impact assessment. Environ Impact Assess Rev 37:2-11. doi: 10.1016/j.eiar.2012.01.002

British Standards Institution (2011) PAS 2050:2011 - Specification for the assessment of the life cycle greenhouse gas emissions of goods and services. London, United Kingdom

Brovkin, V., L. Boysen, V.K. Arora, J.P. Boisier, P. Cadule, L. Chini, M. Claussen, P. Friedlingstein, V. Gayler, B. van den Hurk, G.C. Hurtt, C.D. Jones, E. Kato, N. de Noblet-Ducoudre, F. Pacifico, J. Pongratz, and M. Weiss. 2013. Effect of Anthropogenic Land-Use and Land-Cover Changes on
Climate and Land Carbon Storage in CMIP5 Projections for the Twenty-First Century. J. Clim. 26(18): 6859-6881.

Cao V, Margni M, Favis BD, Deschênes L (2017) Choice of land reference situation in life cycle impact assessment. Int J Life Cycle Assess 22:1220-1231. doi: 10.1007/s11367-016-1242-2

Chakir R, Vermont B. 2013. Étude complémentaire à l'analyse rétrospective des interactions du développement des biocarburants en France avec l'évolution des marches français et mondiaux et les changements d'affectation des sols. Étude réalisée pour le compte de l'ADEME par l'INRA, pp. 1-69.

Cherubini F, Peters GP, Berntsen T, et al (2011) CO2 emissions from biomass combustion for bioenergy: atmospheric decay and contribution to global warming. GCB Bioenergy 3:413-426. doi: 10.1111/j.1757-1707.2011.01102.x

Cherubini, F., Ulgiati, S., 2010. Crop residues as raw materials for biorefinery systems - A LCA case study. Appl. Energy 87(1): 47-57.

Chiarucci A, Araújo MB, Decocq G, et al (2010) The concept of potential natural vegetation: an epitaph? J Veg Sci 21:1172-1178. doi: 10.1111/j.1654-1103.2010.01218.x

Christensen TH, Gentil E, Boldrin A, et al (2009) C balance, carbon dioxide emissions and global warming potentials in LCA-modelling of waste management systems. Waste Manag Res 27:707-715. doi: 10.1177/0734242X08096304

Clift R, Brandão M (2008) Carbon storage and timing of emissions - a note by Roland Clift and Miguel Brandão. Guildford (Surrey), United Kingdom

Collet P (2012) Analyse de Cycle de Vie de la valorisation énergétique de la biomasse algale : prise en compte des aspects dynamiques dans l'étape d'inventaire. Institut National de la Recherche Agronomique (INRA), Laboratoire de Biotechnologie de l'Environnement

Cornillier C, Benoist A (2016) Characterization factors development at a land management practice level - Learnings from a forestry case study for land use impact assessment on climate change. In: 22nd SETAC Europe LCA Case Study Symposium. Montpellier, France.

Cowell S, Clift R (1997) Impact assessment for LCAs involving agricultural production. Int J Life Cycle Assess 2:99-103. doi: 10.1007/BF02978767

Cowell SJ, Clift R (2000) A methodology for assessing soil quantity and quality in life cycle assessment. J Clean Prod 8:321-331. doi: 10.1016/S0959-6526(00)00023-8

de Cara S, Goussebaïle A, Grateau R, et al. 2012. Revue critique des études évaluant l'effet des changements d'affectation des sols sur les bilans environnementaux des biocarburants. Étude réalisée pour le compte de l'ADEME par l'INRA, pp. 1-96.

de Klein C, Novoa RSA, Ogle S, et al (2006) N2O emissions from Managed Soils, and CO2 emissions from lime and urea application. In: Eggleston S, Buendia L, Miwa K, et al. (eds) 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories - Volume 4: Agriculture, Forestry and Other Land Use, June 2014. Institute for Global Environmental Strategies (IGES), Hayama, Japan, p 11.1-11.54

de Rosa M, Knudsen MT, Hermansen JE (2016) A comparison of Land Use Change models: challenges and future developments. J Clean Prod 113:183-193. doi: 10.1016/j.jclepro.2015.11.097

di Lucia L, Ahlgrem S, Ericsson K. 2012. The dilemma of indirect land-use changes in EU biofuel policy – An empirical study of policy-making in the context of scientific uncertainty. Environ. Sci.Policy. 2012: 9-19.

Doran JW, Parkin TB. (1994) Defining and assessing soil quality. Defining soil quality for a sustainable environment. SSSA Special Publication 35, 3-3.

Doran JW, Parkin TB, Jones A (1996) Quantitative indicators of soil quality: a minimum data set. Methods for assessing soil quality, SSSA Special Publication, 25-38.

EC-JRC (2011) International Reference Life Cycle Data System (ILCD) Handbook - Recommendations for Life Cycle Impact Assessment in the European context. Luxembourg City, Luxembourg

EC-JRC (2010) International Reference Life Cycle Data System (ILCD) Handbook - General guide for Life Cycle Assessment - Detailed guidance. Luxembourg City, Luxembourg

Edwards R, Mulligan D, Marelli L. 2010. Indirect land use change from increased biofuels demand: comparison of models and results of marginal biofuels production from different feedstocks, JRC-IE, 2010

Ekvall T (2002) Cleaner production tools: LCA and beyond. J Clean Prod 10:403-406. doi: 10.1016/S0959-
6526(02)00026-4

Ekvall T, Finnveden G (2001) Allocation in ISO 14041—a critical review. J Clean Prod 9:197–208. doi: 10.1016/S0959-6526(00)00052-4

Ekvall T, Tillman AM, Molander S (2005) Normative ethics and methodology for life cycle assessment. J Clean Prod 13:1225–1234. doi: 10.1016/j.jclepro.2005.05.010

Ekvall T, Weidema BP (2004) System boundaries and input data in consequential life cycle inventory analysis. Int J Life Cycle Assess 9:161–171. doi: 10.1007/BF02994190

Fan J, McConkey B, Wang H, Janzen H (2016) Root distribution by depth for temperate agricultural crops. F Crop Res 189:68–74. doi: 10.1016/j.fcr.2016.02.013

Fearnside PM, Lashof DA, Moura-Costa P (2000) Accounting for time in mitigating global warming through land-use change and forestry. Mitig Adapt Strateg Glob Chang 5:239–270. doi: 10.1023/A:1009625122628

Finnveden G, Hauschild MZ, Ekvall T, et al (2009) Recent developments in Life Cycle Assessment. J Environ Manage 91:1–21. doi: 10.1016/j.jenvman.2009.06.018

Flynn HC, Canals LM i., Keller E, et al (2012) Quantifying global greenhouse gas emissions from land-use change for crop production. Glob Chang Biol 18:1622–1635. doi: 10.1111/j.1365-2486.2011.02618.x

Fritsches UR, Sims R, Monti A. 2010. Direct and indirect land use competition issu es for energy crops and their sustainbale production – an overview. Biofuel Bioprod. Biores. 4: 692–704.

Gabel VM, Meier MS, Köpke U, Stolze M (2016) The challenges of including impacts on biodiversity in agricultural life cycle assessments. J Environ Manage 181:249–260. doi: 10.1016/j.jenvman.2016.06.030

Garrigues E, Corson MS, Angers DA, et al (2012) Soil quality in Life Cycle Assessment: Towards development of an indicator. Ecol Indic 18:434–442. doi: 10.1016/j.ecolind.2011.12.014

Garrigues E, Corson MS, Angers DA, et al (2013) Development of a soil compaction indicator in life cycle assessment. Int J Life Cycle Assess 18:1316–1324. doi: DOI 10.1007/s11367-013-0586-0

Germon J.C., Cellier P., Gabrielle B., Hénault C., Laville P. (2009) Sol et changement climatique In. INRA janvier 2009. Dossier Le Sol.

Goedkoop M, Heijungs R, Huijbregts M, et al (2013) ReCiPe 2008 - First edition (version 1.08). Den Haag, Netherlands

Goedkoop M, Heijungs R, Huijbregts MAJ, et al (2009) ReCiPe 2008 - First edition. Den Haag, Netherlands

Goedkoop M, Spriensma R (2001) The Eco-indicator 99 - A damage oriented method for Life Cycle Impact Assessment. Amersfoort, Netherlands

Guinée JB, Gorrée M, Heijungs R, et al (2001) Life cycle assessment - An operational guide to the ISO standards. Leiden, Netherlands

Guinée JB, Heijungs R, Huppes G, et al (2011) Life Cycle Assessment: Past, Present, and Future. Environ Sci Technol 45:90–96.

Heijungs R, Huppes G, Udo de Haes HA, et al (1996) Life Cycle Assessment: What it is and how to do it. Paris, France

Hofstetter P, Baumgartner T, Scholz RW (2000) Modelling the Valuesphere and the Ecosphere: Int J Life Cycle Assess 5:95–95. doi: 10.1007/BF02979730

Hunt RG, Franklin WE (1996) LCA - How it came about. Int J Life Cycle Assess 1:4–7.

IPCC (2006) 2006 IPCC Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories. Institute for Global Environmental Strategies (IGES), Hayama, Japan

ISO (2006a) Environmental management -- Life cycle assessment -- Principles and framework.

ISO (2006b) Environmental management -- Life cycle assessment -- Requirements and guidelines.

Johnson E (2009) Goodbye to carbon neutral: Getting biomass footprints right. Environ Impact Assess Rev 29:165–168. doi: 10.1016/j.eiar.2008.11.002

Jourdan C, Rey H (1997) Architecture and development of the oil-palm (Elaeis guineensis Jacq.) root system. Plant Soil 189:33–48. doi: 10.1023/A:1004290024473

Karlen DL, Ditzler CA, Andrews SS (2003) Soil quality: why and how? Geoderma 114(3-4), 145-156.

Karlen DL, Mausbach MJ, Doran JW, Cline RG, Harris RF, Schuman GE (1997) Soil quality: A concept, definition, and framework for evaluation. Soil Science Society of America Journal 61(1), 4-10.

Kendall A (2012) Time-adjusted global warming potentials for LCA and carbon footprints. Int J Life Cycle
Assess 17:1042-1049. doi: 10.1007/s11367-012-0436-5

Kløverpris J, Wenzel H, Nielsen PH (2008) Life cycle inventory modelling of land use induced by crop consumption. Int J Life Cycle Assess 13:13-21. doi: 10.1065/lca2007.10.364

Koellner T, de Baan L, Beck T, et al (2013a) UNEP-SETAC guideline on global land use impact assessment on biodiversity and ecosystem services in LCA. Int J Life Cycle Assess 18:1188-1202. doi: 10.1007/s11367-013-0579-z

Koellner T, de Baan L, Beck T, et al (2013b) Principles for life cycle inventories of land use on a global scale. Int J Life Cycle Assess 18:1203-1215. doi: 10.1007/s11367-012-0392-0

Koponen K, Soimakallio S, Kline KL, et al (2018) Quantifying the climate effects of bioenergy - Choice of reference system. Renew Sustain Energy Rev 81:2271-2280. doi: 10.1016/j.rser.2017.05.292

Lal R. (2004) Soil carbon sequestration impacts on global climate change and food security, Science. 304, 1623-1627.

Larson W, Pierce F (1991) Conservation and enhancement of soil quality. In 'Evaluation for sustainable land management in the developing world: proceedings of the International Workshop on Evaluation for Sustainable Land Management in the Developing World, International Board Soil Research Management, Chiang Rai, Thailand, pp 15-21

Levasseur A (2011) Développement d'une méthode d'Analyse du Cycle de Vie dynamique pour l'évaluation des impacts sur le réchauffement climatique. Université de Montréal

Levasseur A, Brandão M (2014) Etat de l'art sur le stockage/déstockage du carbone par la biomasse au sein des ACV. Villeurbanne, France

Levasseur A, Lesage P, Margni M, et al (2010) Considering time in LCA: Dynamic LCA and its application to global warming impact assessments. Environ Sci Technol 44:3169-3174. doi: 10.1021/es9030003

Levasseur A, Lesage P, Margni M, et al (2012) Assessing temporary carbon sequestration and storage projects through land use, land-use change and forestry: comparison of dynamic life cycle assessment with ton-year approaches. Clim Change 115:759-776. doi: 10.1007/s10584-012-0473-x

Levasseur A, Lesage P, Margni M, Samson R (2013) Biogenic Carbon and Temporary Storage Addressed with Dynamic Life Cycle Assessment. J Ind Ecol 17:117-128. doi: 10.1111/j.1530-9290.2012.00503.x

Lewandowski AM, Zumwinkle M, Fish A (1999) Assessing the soil system. A soil quality literature review. Energy and Sustainable Agriculture Program. Minnesota Department of Agriculture. 71p. http://www.mda.state.mn.us

Lindeijer E (2000) Review of land use impact methodologies. J Clean Prod 8:273-281. doi: 10.1016/S0959-6526(00)00024-X

Lindeijer E, Müller-Wenk R, Steen B (2002) Impact assessment of resources and land use. In: Udo de Haes HA, Finnveden G, Goedkoop M, et al. (eds) Life-Cycle Impact Assessment: Striving towards best practice. SETAC, pp 11-64

Manlay RJ, Feller C, Swift MJ (2007) Historical evolution of soil organic matter concepts and their relationships with the fertility and sustainability of cropping systems. Agric Ecosyst Environ 119:217-233. doi: 10.1016/j.agee.2006.07.011

Mattsson B, Cederberg C, Blix L (2000) Agricultural land use in life cycle assessment (LCA): case studies of three vegetable oil crops. J Clean Prod 8:283-292.

Milà i Canals L, Bauer C, Depestele J, et al (2007a) Key elements in a framework for Land Use Impact Assessment within LCA. Int J Life Cycle Assess 12:5-15.

Milà i Canals L, de Baan L (2015) Land use. In: Hauschild MZ, Huijbregts MAJ (eds) Life Cycle Impact Assessment. Springer Science+Business Media B.V. Dordrecht, pp 197-222

Milà i Canals L, Muñoz I, McLaren S, Miguel B (2007b) LCA methodology and modelling considerations for vegetable production and consumption. Guildford (Surrey), United Kingdom

Milà i Canals L, Rigarsford G, Sim S (2012) Land use impact assessment of margarine. Int J Life Cycle Assess. doi: 10.1007/s11367-012-0380-4

Milà i Canals L, Romanyà J, Cowell SJ (2007c) Method for assessing impacts on life support functions (LSF) related to the use of "fertile land" in Life Cycle Assessment (LCA). J Clean Prod 15:1426-1440. doi: 10.1016/j.jclepro.2006.05.005

Moebius-Clune BN, Idowu OJ, Schindelbeck RR, et al (2011) Developing standard protocols for soil quality monitoring and assessment. In: Innovations as Key to the Green Revolution in Africa. Springer, The
Moura Costa P, Wilson C (2000) An equivalence factor between CO2 avoided emissions and sequestration
- Description and application in forestry. Mitig Adapt Strateg Glob Chang 5:51–60. doi:
10.1023/A:1009697625521

Müller-Wenk R, Brandão M (2010) Climatic impact of land use in LCA—carbon transfers between vegetation/soil and air. Int J Life Cycle Assess 15:172–182. doi: 10.1007/s11367-009-0144-y

Myhre G, Shindell D, Bréon F-M, et al (2013) Anthropogenic and Natural Radiative Forcing. In: Stocker TF, Qin D, Plattner G-K, et al. (eds) Climate Change 2013: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fifth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change. Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA, pp 659–740

Nassar AM, Harfuch L, Bachion LC, Moreira MR. 2011. Biofuels and land-use changes: searching for the top model. Interface Focus 1: 224–232.

Nortcliff S (2002) Standardisation of soil quality attributes. Agriculture Ecosystems and Environment 88(2), 161-168.

Oberholzer H-R, Freiermuth Knuchel R, Weisskopf P, Gaillard G (2012) A novel method for soil quality in life cycle assessment using several soil indicators. Agron Sustain Dev 32:639–649. doi: 10.1007/s13593-011-0072-7

Patzel N, Sticher H, Karlen DL (2000) Soil fertility-phenomenon and concept. J Plant Nutr Soil Sci 163:129–142.

Petersen BM, Knudsen MT, Hermansen JE, Halberg N (2013) An approach to include soil carbon changes in life cycle assessments. J Clean Prod 52:217–224. doi: 10.1016/j.jclepro.2013.03.007

Pingoud K, Ekholm T, Savolainen I (2012) Global warming potential factors and warming payback time as climate indicators of forest biomass use. Mitig Adapt Strateg Glob Chang 17:369–386. doi: 10.1007/s11027-011-9331-9

Rabl A, Benoist A, Dron D, et al (2007) How to account for CO2 emissions from biomass in an LCA. Int J Life Cycle Assess 12:281. doi: 10.1065/lca2007.06.347

Reap J., Roman F., Duncan S., Bras B. (2008) A survey of unresolved problems in life cycle assessment. Part 2: impact assessment and interpretation. Int. J. LCA. 13, 374-388.

Rockström J, Steffen W, Noone K, et al (2009) A safe operating space for humanity. Nature 461:472–475. doi: 10.1038/461472a

Rosenbaum RK, Hauschild MZ, Boulay A-M, et al (2018) Life Cycle Impact Assessment. In: Hauschild M, Rosenbaum RK, Olsen S (eds) Life Cycle Assessment - Theory and practice. Springer International Publishing, pp 167–270

Saad R, Koellner T, Margni M (2013) Land use impacts on freshwater regulation, erosion regulation, and water purification: a spatial approach for a global scale level. Int J Life Cycle Assess 18:1253–1264. doi: 10.1007/s11367-013-0577-1

Sala S, Benini, castellani, et al (2016) Environmental Footprint - Update of Life Cycle Impact Assessment methods ; DRAFT for TAB (status: May 2, 2016).

Schmidinger K, Stehfest E (2012) Including CO2 implications of land occupation in LCAs—method and example for livestock products. Int J Life Cycle Assess 17:962–972. doi: 10.1007/s11367-012-0434-7

Searchinger TD, Hamburg SP, Melillo J, et al (2009) Fixing a critical climate accounting error. Science (80- ) 326:527–528. doi: 10.1126/science.1178797

Shimako A (2017) Contribution to the development of a dynamic Life Cycle Assessment method. Université de Toulouse

Shine KP, Fuglestvedt JS, Hailemariam K, Stuber N (2005) Alternatives to the Global Warming Potential for comparing climate impacts of emissions of greenhouse gases. Clim Change 68:281–302. doi: 10.1007/s10584-005-1146-9

Smith P., Martino D., Cai Z., Gwary D., Janzen H., Kumar P., McCarl B., Ogle S., O'Mara F., Rice C., Scholes B., Sirotenko O. (2007) Agriculture. In Climate Change 2007: Mitigation. Contribution of Working Group III to the Fourth Assessment Report of the IPCC [B. Metz, O.R. Davidson, P.R. Bosch, R. Dave, L.A. Meyer (eds)], Cambridge University Press, Cambridge, UK.

Soimakallio S, Brandão M, Ekvall T, et al (2016) On the validity of natural regeneration in determination of land-use baseline. Int J Life Cycle Assess 21:448–450. doi: 10.1007/s11367-016-1032-x
Soimakallio S, Cowie A, Brandão M, et al (2015) Attributional life cycle assessment: is a land-use baseline necessary? Int J Life Cycle Assess 20:1364-1375. doi: 10.1007/s11367-015-0947-y

Steen B (1999) A systematic approach to environmental priority strategies in product development (EPS). Version 2000 - Models and data of the default method. Gothenburg, Sweden

Steffen W, Richardson K, Rockström J, et al (2015) Planetary boundaries: Guiding human development on a changing planet. Science (80-) 347:736. doi: 10.1126/science.1259855

Steg L, Sievers I (2000) Cultural theory and individual perceptions of environmental risks. Environ Behav 32:250-269.

Swackhamer DL, Khanna M (2012) SAB Review of EPA's Accounting Framework for Biogenic CO2 Emissions from Stationary Sources (September 2011). Washington DC, United States of America

Teixeira RFM, De Souza DM, Curran MP, et al (2016) Towards consensus on land use impacts on biodiversity in LCA: UNEP/SETAC Life Cycle Initiative preliminary recommendations based on expert contributions. J Clean Prod 112:4283-4287. doi: 10.1016/j.jclepro.2015.07.118

Tillman A-M (2000) Significance of decision-making for LCA methodology. Environ Impact Assess Rev 20:113-123. doi: 10.1016/S0195-9255(99)00035-9

Udo de Haes HA, Jolliet O, Finnveden G, et al (1999) Best available practice regarding impact categories and category indicators in Life Cycle Impact Assessment. Int J Life Cycle Assess 4:66-74-174.

United Nations Framework Convention on Climate Change (2015) Clean development mechanism: CDM methodology booklet, Edition 7. United Nations Climate Change Secretariat, Bonn, Germany

Verified Carbon Standard (2015) VCS Standard: VCS Version 3.

Verified Carbon Standard (2013) Agriculture, Forestry and Other Land Use (AFOLU) Requirements: VCS Version 3.

Vidal-Legaz B, Sala S, Antón A, et al (2016) Land-use related environmental indicators for Life Cycle Assessment - Analysis of key aspects in land use modelling. Luxembourg, Luxembourg

Vidal Legaz B, Maia De Souza D, Teixeira RFM, et al (2017) Soil quality, properties, and functions in life cycle assessment: an evaluation of models. J Clean Prod 140:502-515. doi: 10.1016/j.jclepro.2016.05.077

Vogtländer JG, van der Velden NM, van der Lugt P (2014) Carbon sequestration in LCA, a proposal for a new approach based on the global carbon cycle; cases on wood and on bamboo. Int J Life Cycle Assess 19:13-23. doi: 10.1007/s11367-013-0629-6

Warkentin BP, Fletcher H (1977) Soil quality for intensive agriculture In 'Proceedings of the International Seminar on Soil Environment and Fertility Management in Intensive Agriculture', pp. 594-598 (Society of Science of Soil and Manure, Japan)

Wegener Sleeswijk A, Kleijn R, Meeusen - van Onna MJG, et al (1996) Application of LCA to agricultural products. Leiden, Netherlands

Weidema B (2014) Has ISO 14040/44 Failed Its Role as a Standard for Life Cycle Assessment? J Ind Ecol 18:324-326. doi: 10.1111/jiec.12139

Wenzel H (1998) Application dependency of lca methodology: Key variables and their mode of influencing the method. Int J Life Cycle Assess 3:281-288. doi: 10.1007/BF02979837

Winter L, Lehmann A, Finogenova N, Finkbeiner M (2017) Including biodiversity in life cycle assessment – State of the art, gaps and research needs. Environ Impact Assess Rev 67:88-100. doi: 10.1016/j.eiar.2017.08.006
# 6. Annexes

## 6.1. Influence de la définition des objectifs sur la réalisation d'une étude d'ACV, et choix entre les approches attributionnelle et conséquentielle

Cette annexe est extraite d'une revue bibliographique réalisée pour le compte de l'ADEME par le FCBA, le CIRAD, et le CNPF, dans une étude portant sur les bilans environnementaux des systèmes de chauffage au bois (Benoist et al. 2015).

Bien que la norme ISO 14040 souligne bien qu'il n'y a pas de méthode unique de réalisation d'une étude d'ACV, la norme ISO 14044, destinée aux praticiens, reste très pauvre à ce sujet (ISO 2006a; ISO 2006b). Les quelques recommandations formulées sont d'ailleurs exprimées de façon indépendante aux objectifs de l'étude, ce qui a été plusieurs fois critiqué dans la littérature (Ekvall and Finnveden 2001; Finnveden et al. 2009; Weidema 2014). L'objectif de cette annexe est de synthétiser les travaux les plus récents visant à mieux différencier les pratiques de réalisation d'une ACV selon la définition de ses objectifs.

### 6.1.1. Typologie des objectifs des études d'ACV

Les objectifs des études d'ACV réalisées dans la littérature sont très variés, chacun des critères définis par la norme ISO 14040 (raisons de réalisation, application envisagée et public cible) pouvant se décliner de multiples façons. Avant de pouvoir lier définition des objectifs et méthode pratique de réalisation d'une étude d'ACV, il est donc nécessaire d'identifier les objectifs rencontrés couramment en ACV et de les regrouper autant que possible en types, pour lesquels pourront être formulées des recommandations communes. Les travaux de l'ILCD sont allés dans ce sens et ont permis de distinguer trois types principaux d'objectifs (EC-JRC 2010) :

- L'aide à la décision d'échelle micro (« Micro-level decision support » en anglais, également dénommée situation A dans les travaux de l'ILCD);

- L'aide à la décision d'échelle méso ou macro (« Meso/macro-level decision support » en anglais, également dénommée situation B); et

- La comptabilité (« Accounting » en anglais, également dénommée situation C), différenciée en deux sous-types selon que l'étude vise à inclure certaines interactions entre le système étudié et d'autres systèmes (situation C1), ou non (situation C2).

Chacune de ces situations peut être définie par deux critères, tel que représenté à la Figure 13. Pour bien identifier le type auquel se réfère une étude d'ACV, la première question à se poser porte sur l'application envisagée de l'étude, et en particulier si elle a pour ambition d'appuyer une décision ou non. Si tel est le cas, l'étude à réaliser pourra être classée parmi les aides à la décision (situations A ou B) ; dans le cas contraire, elle relèvera de la comptabilité environnementale (situation C).

Si l'étude à réaliser relève de l'aide à la décision, la seconde question à se poser concerne l'ampleur des conséquences que cette décision, concernant le système de premier plan, pourra avoir sur le système d'arrière-plan et sur d'autres systèmes de la technosphère. Toutefois, le seuil entre conséquences à petite échelle (situation A) et conséquences à grande échelle (situation B) peut être difficile à définir, d'autant plus que celles-ci peuvent se réaliser à travers des mécanismes de marché, ce qui peut complexifier leur anticipation. Afin d'aider à préciser ce seuil, les travaux de l'ILCD utilisent comme critère les capacités de production ou les infrastructures des autres systèmes de la technosphère (EC-JRC 2010) : la conséquence est considérée comme étant à grande échelle si ces capacités sont modifiées, et comme étant à petite échelle dans le cas contraire. De plus, il est important de noter qu'une situation B est identifiée si au moins une conséquence à grande échelle peut être identifiée, mais un système engendre rarement de telles conséquences pour l'ensemble des étapes de son cycle de vie.

Enfin, si l'étude à réaliser relève de la comptabilité environnementale, la question à se poser concerne l'intention d'inclure ou non les interactions du système d'intérêt avec d'autres systèmes. Ces interactions concernent notamment l'utilisation de produits recyclés ou la substitution de produits par les co-produits du système.
<figure><img src="image_18.png" /><figcaption>Figure 13 : Arbre de décision du type d'objectif d'une étude d'ACV (adapté de (EC-JRC 2010) par (Benoist et al. 2015))</figcaption></figure>

Afin de clarifier cette typologie, les travaux de l'ILCD donnent quelques exemples d'études possibles pour chacune de ces situations A, B ou C (EC-JRC 2010). En adaptant ceux-ci au cas des systèmes de chauffage au bois, ces situations peuvent être illustrées de la façon suivante :

- Situation B : aide à la décision d'échelle méso / macro.

* Orientation d'une politique nationale de soutien et de développement de l'utilisation de bois pour l'énergie :

L'étude d'ACV correspondante s'attache à appuyer une décision, concernant en l'occurrence les choix à réaliser pour soutenir et promouvoir l'utilisation de bois pour l'énergie. L'objectif étant alors généralement de modifier durablement l'approvisionnement énergétique national, il peut être considéré que les conséquences attendues d'une telle décision soient structurelles.

- Situation A : aide à la décision d'échelle micro.

* Développement d'un écolabel pour les granulés de bois commercialisés :

L'étude d'ACV correspondante s'inscrit dans l'aide à la décision dans le sens où l'écolabel à mettre en place a pour objectif d'orienter les choix d'achat des consommateurs. Toutefois, il peut être considéré que ces décisions de consommateurs, même cumulées, ne soient pas suffisantes pour modifier de façon très significative le marché et n'aient alors pas d'effet structurel sur l'approvisionnement en granulés de bois.

* Démarche d'écoconception pour la production de granulés de bois, à l'initiative d'un fabricant de granulés :

L'étude d'ACV correspondante vise à aider le fabricant de granulés à choisir des innovations technologiques permettant d'améliorer les performances environnementales de sa production. L'étude s'inscrit alors dans l'aide à la décision, mais il peut être considéré que les conséquences attendues se limitent à la chaîne de production étudiée et qu'il n'y ait de conséquence structurelle ni sur le marché du granulé, ni sur les pratiques d'exploitation forestière à l'origine du bois utilisé.

- Situation C : comptabilité environnementale.
* Conformité d'une chaîne d'approvisionnement en plaquettes forestières à des critères de certification :

L'étude d'ACV correspondante vise à décrire un système, afin de garantir sa conformité vis-à-vis de critères de certification préalablement définis. Cette étude relève alors de la description et du contrôle et ne constitue donc pas une aide à la décision.

### 6.1.2. Principales conséquences du type d'ACV sur sa méthode pratique de réalisation

La distinction de différentes approches de réalisation d'une étude d'ACV, en fonction de la définition de ses objectifs, a commencé à partir de la fin des années 1990, mais s'est réellement élaborée au cours des années 2000 (Wenzel 1998; Tillman 2000; Ekvall 2002; Ekvall and Weidema 2004; Ekvall et al. 2005). Deux approches se sont alors distinguées, sous différentes dénominations qui se sont petit à petit stabilisées sous les noms d'ACV attributionnelle et conséquentielle (« Attributional LCA » et « Consequential LCA » en anglais). D'après les travaux de l'ILCD, ces deux approches peuvent être définies de la façon suivante (EC-JRC 2010) :

- L'approche attributionnelle vise à décrire le système d'étude et ses impacts environnementaux, en lui attribuant une part des impacts dus à l'ensemble de la technosphère ; et

- L'approche conséquentielle a pour ambition d'évaluer les impacts des conséquences, sur l'ensemble de la technosphère, d'une décision appliquée au système d'étude.

Ces travaux antérieurs à l'ILCD et ceux de l'ILCD convergent dans le sens où les critères et les principes pratiques de mise en œuvre de ces deux approches attributionnelle et conséquentielle, tels que définis dans la littérature, correspondent aux recommandations de l'ILCD pour, respectivement, les situations C2 et B (Tillman 2000; Ekvall 2002; EC-JRC 2010; Brandão et al. 2014). Les situations A et C1 des travaux de l'ILCD peuvent alors s'apparenter à des approches hybrides ou simplifiées de ces deux approches. Selon ces différents travaux, les principales différences de mise en œuvre de l'ACV, entre approches attributionnelle d'une part et conséquentielle d'autre part, touchent notamment à la définition des frontières du système, la gestion de la multifonctionnalité, et la représentativité des données à collecter au cours de l'inventaire de cycle de vie.

Ces différences en termes de méthode de réalisation d'une ACV sont résumées dans le Tableau 4. En accord avec les travaux de l'ILCD, les recommandations sont distinguées selon les quatre situations préalablement définies, en considérant comme discuté ci-dessus que la situation C2 relève pleinement d'une approche attributionnelle, et la situation B d'une approche conséquentielle. Ceci met alors notamment en valeur le caractère hybride des situations A et C1. Il peut également être remarqué que ces situations A et C1, bien que différenciées en termes de situation (voir section précédente 6.1.1 et Figure 13), sont équivalentes en termes de méthode de réalisation selon les recommandations de l'ILCD. Enfin, il peut être remarqué que si les recommandations de l'ILCD sont compatibles avec celles de la norme ISO 14044 pour les situations B, A et C1, celles-ci divergent en situation C2 (ISO 2006b).
<table><caption>Tableau 4 : Synthèse des principales différences de mise en œuvre de l'ACV, selon le type d'objectif (adapté de (EC-JRC 2010) par (Benoist et al. 2015))</caption><thead><tr><th rowspan="2"></th><th colspan="4">Type d'objectif de l'étude ACV à réaliser</th></tr><tr><th>Situation B</th><th>Situation A</th><th>Situation C1</th><th>Situation C2</th></tr></thead><tbody><tr><th>Définition des frontières du système</th><td>Cycle de vie du produit d'intérêt, et processus de la technosphère affectés par les conséquences à grande échelle de la décision étudiée</td><td>Cycle de vie du produit d'intérêt</td><td>Cycle de vie du produit d'intérêt</td><td>Cycle de vie du produit d'intérêt</td></tr><tr><th>Préférence en termes de gestion de la multifonctionnalité<sup>(1)</sup></th><td>Elargissement du système</td><td>Elargissement du système</td><td>Elargissement du système</td><td>Affectation</td></tr><tr><th>Identification des processus substitués en élargissement du système</th><td>Evolution marginale du marché</td><td>Mix moyen du marché</td><td>Mix moyen du marché</td><td>N/A</td></tr><tr><th>Représentativité des données utilisées lors de l'inventaire</th><td>Marginale</td><td>Moyenne</td><td>Moyenne</td><td>Moyenne</td></tr></tbody></table>

Légende :

<figure><img src="image_19.png" /></figure>

* : Choix méthodologique relevant d'une approche conséquentielle

* : Choix méthodologique relevant d'une approche attributionnelle

* : Choix méthodologique relevant d'une approche hybride attributionnelle / conséquentielle

(1) : Préférence à appliquer dans le cas où la subdivision des processus n'est pas suffisante.
## 6.2. Fiches méthodes

Explication du code de dénomination des fiches :

### Famille

* LU : Land Use

* BC : Biogenic Carbon

* SQ : Soil Quality

Le lien méthodologique entre le focus de chacune de ses familles et la prise en compte du carbone du sol (SOC) et/ou le changement climatique (CC) est rappelé par le schéma ci-contre dans l'entête de chaque fiche.

**Sous-famille (liens conceptuels) :** 1-5

**Variantes d'une même sous-famille :** a-d

Liste des fiches :

- Fiche vierge, pour explication

- Famille LU

* LU01a : IPCC 2006

* LU01b : Project assessment tools

* LU01c : ILCD 2010 – CO₂ from land transformation

* LU01d : Blonk

* LU02a : Müller-Wenk & Brandão 2010

* LU03a : Benoist & Cornillier 2016

* LU04a : Schmidinger & Stehfest 2012

- Famille BC

* BC01a : GWP Full accounting

* BC01b : GWP Carbon neutrality

* BC02a : Lashof

* BC02b : ACV dynamique

* BC02c : ILCD 2010 – Temporary Carbon Storage

* BC02d : Petersen et al. 2013

* BC03a : Biogenic GWP

* BC04a : Vögtlander et al. 2014

* BC05a : BAF EPA 2014

- Famille SQ

* SQ01a : Milà i Canals et al. 2007

* SQ02a : LANCA 2016

* SQ03a : Nuñez et al. 2013

* SQ04a : ACV-SOL 2012

* SQ05a : SALCA-SQ 2012

<figure><img src="image_20.png" /></figure>
<table><tr><td>Nom</td><td>Fiche vierge pour explication</td><td>Famille et code de la fiche</td><td>Développeur/ Marque</td></tr></table>

Projet ADEME SOCLE – Date de réalisation de la fiche

Type de méthode

<table><tr><td>LULUC</td><td>Soil quality</td></tr><tr><td>LCI</td><td>LCIA</td></tr><tr><td>GHG</td><td>Climate change</td></tr></table>

<figure><img src="image_21.png" /></figure>

À quelle étape de l'ACV la méthode intervient-elle ? Quel chemin d'impact permet-elle de caractériser ?

Paramètres et données clés

<table><thead><tr><td>Entrées</td><td>Sorties</td></tr></thead><tbody><tr><td><ul><li>Quelles sont les données d'entrées nécessaires en termes de flux (LCI)?</li><li>Quelles sont les paramètres utilisés pour calculer les impacts (LCIA)?</li></ul></td><td><ul><li>Quels indicateurs sont calculés ?</li></ul></td></tr></tbody></table>

Adéquation au cadre ACV land use

☐ Transformation

☐ Occupation, flux réels

☐ Occupation, forçage p/r à une référence

☐ Méthode n'impliquant pas d'aspect LULUC

<table><tr><td>Disponibilité de Facteurs de Caractérisation</td><td>Oui</td><td>Non</td><td>N/A</td></tr><tr><td>Mise en œuvre informatique</td><td>Logiciel ACV</td><td>Tableur (payant ?)</td><td>« A la main »</td></tr></table>

Bases conceptuelles

<table><tr><td>Approche</td><td>Agronomie / Sciences forestières</td><td>Sciences du climat</td></tr><tr><td>Méthodes apparentées</td><td colspan="2">■ Y-a-t-il des méthodes similaires d'un point de vue conceptuel ?</td></tr><tr><td>Objectifs de la méthode</td><td colspan="2">■ Quels sont les sorties en termes de flux ou d'impacts proposées par la méthode, afin de contribuer à quelle caractérisation d'impacts dans l'ACV ?</td></tr><tr><td>Principales composantes originales</td><td colspan="2">■ Décrire les aspects conceptuels et opérationnels originaux de la méthode</td></tr><tr><td>Sources de données utilisées</td><td>Stocks de C : ☐ IPCC ☐ Autres :<br/>Usages des sols : ☐ FAOStat ☐ Autres :<br/>Autres caractéristiques ☐ Autres : préciser lesquelles et les sources</td><td></td></tr></table>

Analyse critique

<table><tr><td rowspan="3">Champs couverts</td><td>Compartiment de C : ☐ Biomasse vivante ☐ Biomasse morte et litière<br/>☐ Sols ☐ horizon de sol : non spécifié<br/>☐ Produits exportés</td><td></td></tr><tr><td>Représentativité spatiale : Application globale, nationale, locale ?<br/>Maillage : détailler la précision de l'échelle de calcul par rapport au nombre de types de climat, types de sol, etc. considérés</td><td></td></tr><tr><td>Validité : Modélisation des variations de stock de carbone : ☐ Statique ☐ Dynamique</td><td></td></tr></table>
scientifique

Prise en compte des variations irréversibles : ☐ Oui ☐ Non

Prise en compte des variations réversibles : ☐ Oui, sans régénération potentielle

☐ Oui, avec régénération potentielle ☐ Non

Différenciation dans le temps des émissions de GES : ☐ Oui ☐ Non

Répartition temporelle des impacts de transformation :

Mode : ☐ ↕

☐ ↕

☐ ↕

Période : ☐ 1 an ☐ 20 ans

☐ Fixée par l'utilisateur

Reconnaissance internationale : Préciser si la méthode a été publiée dans un journal à comité de lecture, si elle a été appliquée dans des articles, si elle est recommandée dans des méthodologies ou guides opérationnels de type ILCD (cases à cocher dessous à minima)

Recommandée par : ☐ ILCD ☐ UNEP SETAC

☐ Autres (e.g. BDD) : ...
Projet ADEME SOCLE – 17.03.2017

Type de méthode

<table><thead><tr><th>LULUC</th><th>Soil quality</th></tr></thead><tbody><tr><td>LCI</td><td>LCIA</td></tr><tr><td>GHG</td><td>Climate change</td></tr></tbody></table>

Paramètres et données clés

<table><thead><tr><th>Entrées</th><th>Sorties</th></tr></thead><tbody><tr><td><ul><li>Classe de sol</li><li>Classe climatique</li><li>Classe d'usage de sol</li><li>Classes de gestion : intensité d'intrants et de travail du sol</li></ul></td><td><ul><li>Différence de stock de carbone par hectare entre 2 usages amortie sur 20 ans minimum</li></ul></td></tr></tbody></table>

Adéquation au cadre ACV land use

☒ Transformation

☐ Occupation, flux réels

☐ Occupation, forçage p/r à une référence

☐ Méthode n'impliquant pas d'aspect LULUC

<table><tr><td>Disponibilité de Facteurs de Caractérisation</td><td>Qui</td><td>Non</td><td>N/A</td></tr><tr><td>Mise en œuvre informatique</td><td>Logiciel ACV</td><td>Tableur*</td><td>« A la main »</td></tr></table>

Bases conceptuelles

<table><thead><tr><th>Approche</th><th>Agronomie / Sciences forestières</th><th>Sciences du climat</th></tr></thead><tbody><tr><td>Méthodes apparentées</td><td><ul><li>European renewable Directive 2009</li><li>PAS2050 2011</li><li>ILCD-Land transformation</li></ul></td><td><ul><li>dLUC tool by Blonk conslt.</li><li>Brandão & Milà i Canals 2013</li><li>...</li></ul></td></tr><tr><td>Objectifs de la méthode</td><td colspan="2">Fournir des références mondiales sur les stocks de carbone en fonction du type de sol et climat, du type d'usage et du type de gestion.<br>Permettre la réalisation d'inventaires nationaux de bilan de GES selon des références mondiales harmonisées suite aux engagements de Kyoto.</td></tr><tr><td>Principales composantes originales</td><td colspan="2">Néant.</td></tr><tr><td>Sources de données utilisées</td><td>Stocks de C : ☒ IPCC ☐ Autres : ...<br>Usages des sols : ☐ FAOStat ☐ Autres : ...<br>Autres caractéristiques ☐ Autres : ...</td><td></td></tr></tbody></table>

Analyse critique

<table><tbody><tr><td rowspan="3">Champs couverts</td><td>Compartiment de C : ☒ Biomasse vivante ☒ Biomasse morte et litière</td></tr><tr><td>☒ Sols ☐ Horizon de sol : 30 cm</td></tr><tr><td>☒ Produits exportés</td></tr><tr><td rowspan="2">Représentativité spatiale :</td><td>Modèle valable à l'échelle globale</td></tr><tr><td>Maillage : 6 types de sol, 10 zones climatiques</td></tr><tr><td>Validité</td><td>Modélisation des variations de stock de carbone : ☒ Statique ☐ Dynamique</td></tr></tbody></table>

<footnote>*some spreadsheets are available online but they are not consolidated to provide a turnkey assessment tool</footnote>
<table><tr><td rowspan="7">scientifique</td><td>Prise en compte des variations irréversibles :</td><td>☐ Oui</td><td>☑ Non</td></tr><tr><td>Prise en compte des variations réversibles :</td><td>☑ Oui, sans régénération potentielle</td><td></td></tr><tr><td></td><td>☐ Oui, avec régénération potentielle</td><td>☐ Non</td></tr><tr><td>Différenciation dans le temps des émissions de GES :</td><td></td><td>☐ Oui</td><td>☑ Non</td></tr><tr><td>Répartition temporelle des impacts de transformation :</td><td></td><td></td><td></td></tr><tr><td>Mode :</td><td>☑</td><td>☑</td><td>☑</td></tr><tr><td>Période :</td><td>☐ 1 an</td><td>☑ 20 ans</td><td>☑ Fixée par l'utilisateur</td></tr><tr><td colspan="4">Reconnaissance internationale :</td></tr><tr><td colspan="4">Méthode de référence actuelle.</td></tr><tr><td>Recommandée par :</td><td>☑ ILCD</td><td>☐ UNEP SETAC</td><td>☑ Autres (e.g. BDD) : Agrifootprint</td></tr></table>

## Principales références

IPCC, 2006. Guidelines for National Greenhouse Gas Inventories. Vol 4 Agriculture, Forestry and Other Land Use. WMO/UNEP.

http://www.ipcc-nggip.iges.or.jp/public/2006gl/index.html.

## Commentaires : Opérationnalisation

* C'est la méthode la plus exhaustive en termes de stocks considérés et de paramètres par défaut fournis.

* C'est ainsi la méthode la plus répandue car toutes les données nécessaires sont fournies par défaut.

* En plus des stocks de carbone, les lignes directrices de l'IPCC permettent également de calculer d'autres flux de GES associés à l'usage des sols, i.e. le N₂O lié à la parte de SOC, le CH4 lié à la production de riz, les sols organiques non drainés et l'activité des termites, d'autres gaz émis lors du brûlage de la biomasse.

* Sur le plan théorique l'approche peut s'avérer plus ou moins sensible aux pratiques en fonction des données disponibles, i.e. du Tier appliqué. Le Tier 1 basé sur des coefficients génériques est peu sensible. Sur le plan opérationnel, peu de données ACV sont suffisamment exhaustives et renseignées pour pouvoir appliquer les Tier 2 et 3 qui font intervenir des données de stocks locales ou des modèles mécanistes simulant les processus et flux, notamment durant les phases de transition d'un usage à un autre.

## Commentaires : Bases conceptuelles

* La base conceptuelle de l'IPCC repose sur une hypothèse non dynamique de différence de stocks entre 2 états à l'équilibre. Le calcul en permet donc pas d'évaluer l'impact de phénomènes transitoires lors de changement d'usage, e.g. pic d'émissions lors du changement d'usage compensé ou non par un rééquilibrage à long terme. Le calcul ne permet pas non plus d'évaluer les oscillations possibles autour de l'équilibre à l'échelle d'une rotation de culture. Enfin, l'hypothèse de comparaison d'équilibres ne semble pas être appliquée de manière robuste dans les valeurs par défaut des stocks à l'équilibre qui, dans le cas de cycles de plantations/coupes/plantations devraient être des « time-averaged » stocks et non des stocks à maturité.

## Commentaires divers

* La méthode IPCC Gain Loss repose sur les mêmes hypothèses et les mêmes valeurs par défaut dans le cadre du Tier 1. Néanmoins l'implémentation diffère car la différence de stock est calculée année après année. C'est ainsi l'usage du sol de la première année directement après le changement d'usage qui « amortit » entièrement la différence de stock. Dans le cadre du Tier 1, les valeurs de stocks étant celles à l'équilibre par défaut, l'aspect dynamique rendu par un calcul annuel n'est que factice et ne représente pas une prise en compte réelle de la dynamique du carbone.
Projet ADEME SOCLE – 03.07.2017

Type de méthode

LULUC

Soil quality

LCI

LCIA

GHG

Climate change

<figure><img src="image_22.png" /></figure>

Paramètres et données clés

Entrées

* Description et caractérisation de projets carbone

Sorties

* Crédits carbone, exprimés en tCO₂-éq

Adéquation au cadre ACV land use

☒ Transformation

☒ Occupation, flux réels

☒ Occupation, forçage p/r à une référence

☐ Méthode n'impliquant pas d'aspect LULUC

Disponibilité de Facteurs de Caractérisation

Oui

Non

N/A

Mise en œuvre informatique

Logiciel ACV

Tableur

« A la main »

Bases conceptuelles

Approche

Agronomie / Sciences forestières

Sciences du climat

Méthodes
apparentées

* IPCC 2006 – Stock Difference ou Gain-Loss (LU01a)

Objectifs de la
méthode

Définir un système de règles et de méthodes claires et cohérentes pour le calcul et l'obtention de crédits carbone, afin de favoriser la mise en place de projets d'atténuation du changement climatique (via la réduction d'émissions et/ou le stockage de carbone)

Principales
composantes
originales

* Ces méthodes s'inscrivent dans une approche d'ACV conséquentielle, visant à évaluer les impacts de la mise en place d'un projet, comparativement à une situation de référence sans mise en place du projet.

* L'essentiel des outils d'évaluation visent à rendre opérationnels les principes de calculs des méthodes de l'IPCC (LU01a).

Sources de
données
utilisées

Stocks de C :

☒ IPCC

☒ Autres : Variable selon les méthodes

Usages des sols :

☐ FAOStat

☐ Autres : Spécifique au projet étudié

Autres caractéristiques

☒ Autres : Variable selon les méthodes

Analyse critique

Champs
couverts

Compartiment de C :

☒ Biomasse vivante

☒ Biomasse morte et litière

☒ Sols

Horizon de sol : 0-30 cm

☒ Produits exportés

Représentativité spatiale :

Modèle valable à l'échelle globale

Maillage : 6 types de sol, 9 zones climatiques

Validité
scientifique

Modélisation des variations de stock de carbone :

☐ Statique

☒ Dynamique

Prise en compte des variations irréversibles :

☒ Oui

☐ Non

Prise en compte des variations réversibles :

☐ Oui, sans régénération potentielle

☒ Oui, avec régénération potentielle

☐ Non
<figure><img src="image_23.png" /></figure>

<figure><img src="image_24.png" /></figure>

## Commentaires : Opérationnalisation

* Le niveau d'opérationnalisation dépend des méthodologies homologuées, variables selon les secteurs et les types de projet.

## Commentaires : Bases conceptuelles

* Pas de différence majeure par rapport aux méthodes IPCC – Stock-difference ou Gain-Loss (LU01a), bien que certaines spécificités de calcul puissent être introduites (voir ci-dessous).

* Modélisation des stockages / déstockages de carbone :

* VCS : pertes linéarisées sur 20 ans pour le compartiment sol ; pertes linéarisées sur 10 ans pour les compartiments biomasse souterraine ou morte ; modélisation variable des pertes liées à la récolte de produits selon leur durée de vie (immédiates pour les durées de moins de 3 ans, linéarisées sur 20 ans pour les durées entre 3 et 100 ans, pas de pertes modélisées au-delà de 100 ans de durée de vie).

* CDM : gains linéarisés sur 20 ans et pertes linéarisées sur la durée du projet (7 ou 10 ans) pour le compartiment sol ; pertes linéarisées entre deux points d'estimation de stocks pour les compartiments biomasse souterraine ou morte.

* Comparaison entre réductions d'émissions et stockage de carbone

* VCS : Contrairement aux réductions d'émissions, le stockage de carbone est considéré comme pouvant être non permanent, ce qui est pris en compte lors du calcul des crédits, en multipliant les économies potentielles de gaz à effet de serre par un facteur de risque de non-permanence. Une méthodologie spécifique de détermination du facteur de risque est alors proposée, basée sur une notation de différents risques potentiels : risques internes (gestion du projet, viabilité du financement, coût d'opportunité, et longévité du projet), risques externes (régime foncier et accès aux ressources, engagement des communautés, et risque politique), et risques naturels (feux, maladies, évènements climatiques extrêmes, risques géologiques, et autres risques naturels).

## Commentaires divers

* Dans le cadre de ce travail, le focus a été porté aux méthodes relatives au marché volontaire de carbone. D'autres outils d'évaluation de projets carbone, non pris en compte dans ce travail, existent dans la littérature, tel que l'outil EX-ACT (FAO et Banque Mondiale).
Type de méthode

<figure><img src="image_25.png" /></figure>

Soil quality

LCIA

Climate change

Paramètres et données clés

<table><thead><tr><td>Entrées</td><td>Sorties</td></tr></thead><tbody><tr><td><ul><li>Classe de sol</li><li>Classe climatique</li><li>Classe d'usage de sol</li><li>Classes de gestion : intensité d'intrants et de travail du sol</li></ul></td><td><ul><li>Différence de stock de carbone par hectare entre 2 usages, amortie de manière dégressive sur 20 ans minimum</li></ul></td></tr></tbody></table>

Adéquation au cadre ACV land use

☒ Transformation

☐ Occupation, flux réels

☐ Occupation, forçage p/r à une référence

☐ Méthode n'impliquant pas d'aspect LULUC

<table><tr><td>Disponibilité de Facteurs de Caractérisation</td><td>Oui</td><td>Non</td><td>N/A</td></tr><tr><td>Mise en œuvre informatique</td><td>Logiciel ACV</td><td>Tableur</td><td>« A la main »</td></tr></table>

Bases conceptuelles

<table><tr><td>Approche</td><td>Agronomie / Sciences forestières</td><td>Sciences du climat</td></tr><tr><td>Méthodes apparentées</td><td colspan="2">■ IPCC 2006 - Stock Difference (LU01a)</td></tr><tr><td>Objectifs de la méthode</td><td colspan="2">Adapter les recommandations IPCC à la pratique ACV, pour intégrer l'impact de transformation d'usages des sols sur le changement climatique</td></tr><tr><td>Principales composantes originales</td><td colspan="2">■ Les recommandations ILCD se basent sur la méthode IPCC 2006 - Stock difference (LU01a), avec néanmoins deux différences principales :<br>○ En termes de stocks de C, seul le compartiment sol est considéré.<br>○ L'émission de CO₂ due à une transformation des sols n'est pas amortie de manière linéaire aux années suivant la transformation mais de manière dégressive.</td></tr><tr><td rowspan="3">Sources de données utilisées</td><td>Stocks de C : ☒ IPCC ☐ Autres : ...</td><td rowspan="3">☐ Autres : ...</td></tr><tr><td>Usages des sols : ☐ FAOStat ☐ Autres : ...</td></tr><tr><td>Autres caractéristiques ☐ Autres : ...</td></tr></table>

Analyse critique

<table><tr><td rowspan="3">Champs couverts</td><td>Compartiment de C : ☐ Biomasse vivante ☐ Biomasse morte et litière</td></tr><tr><td>☒ Sols Horizon de sol : 0-30 cm</td></tr><tr><td>☐ Produits exportés</td></tr><tr><td rowspan="2">Validité scientifique</td><td>Représentativité spatiale : Modèle valable à l'échelle globale<br>Maillage : 6 types de sol, 9 zones climatiques</td></tr><tr><td>Modélisation des variations de stock de carbone : ☒ Statique ☐ Dynamique<br>Prise en compte des variations irréversibles : ☐ Oui ☒ Non</td></tr></table>
<figure><img src="image_26.png" /></figure>

## Principales références

EC-JRC, 2010. *International Reference Life Cycle Data System (ILCD) Handbook - General guide for Life Cycle Assessment - Detailed guidance*. Luxembourg City, Luxembourg.
Disponible à l'adresse : http://eplca.jrc.ec.europa.eu/?page_id=86.

* §7.4.3.6.3 Land use (p 221 + 224)

* §7.4.4.1 Modelling agro- and forestry systems (p 233-242)

* §13 Annex B: Calculation of CO₂ emissions from land transformation (p 337-342)

## Commentaires : Opérationnalisation

* Les recommandations de l'ILCD se concentrent sur les émissions de CO₂. Notamment, les recommandations et valeurs par défaut de l'IPCC concernant les autres émissions de gaz à effet de serre (e.g. CH₄ ou N₂O) ne sont pas reprises.

* De façon similaire à la méthode IPCC – Stock difference (LU01a), le nombre d'années sur lequel est amortie l'émission de CO₂ est soit de 20 ans (valeur par défaut), soit du nombre d'années nécessaire pour que 90 % du stockage / déstockage de carbone ait lieu.

## Commentaires : Bases conceptuelles

* Pas de spécificité par rapport à la méthode IPCC – Stock difference (LU01a).

## Commentaires divers

* Pas de spécificité par rapport à la méthode IPCC – Stock difference (LU01a).
Nom

dLUC tool by Blonk

<figure><img src="image_27.png" /></figure>

LU01d

blonk•consultants•
giving shape to sustainability

Projet ADEME SOCLE – 17.03.2017

Type de méthode

<table><tr><td>LULUC</td><td>Soil quality</td></tr><tr><td>LCI</td><td>LCIA</td></tr><tr><td>GHG</td><td>Climate change</td></tr></table>

Paramètres et données clés

<table><thead><tr><td>Entrées</td><td>Sorties</td></tr></thead><tbody><tr><td><ul><li>Culture</li><li>Pays (si connu)</li><li>Précédent (si connu)</li></ul></td><td><ul><li>tCO2/ha.yr pour une culture donnée</li><li>Rendement moyen pour cette culture dans le pays d'intérêt</li></ul></td></tr></tbody></table>

Adéquation au cadre ACV land use

☒ Transformation

☐ Occupation, flux réels

☐ Occupation, forçage p/r à une référence

☐ Méthode n'impliquant pas d'aspect LULUC

Disponibilité de Facteurs de Caractérisation

Oui

Non

N/A

Mise en œuvre informatique

Logiciel ACV

Tableur

« A la main »

Bases conceptuelles

<table><thead><tr><th>Approche</th><th>Agronomie / Sciences forestières</th><th>Sciences du climat</th></tr></thead><tbody><tr><td>Méthodes apparentées</td><td><ul><li>PAS2050-1 2011</li><li>ENVIFOOD protocol</li><li>GHG protocol</li></ul></td><td><ul><li>EU PEF guidelines.</li><li>FAO LEAP guidelines</li><li>...</li></ul></td></tr><tr><td>Objectifs de la méthode</td><td colspan="2">Fournir un calcul intégré d'émissions de CO<sub>2</sub> liés au changement de stocks de carbone associés à un changement d'usage du sol en fonction de la culture et du lieu de production.</td></tr><tr><td>Principales composantes originales</td><td colspan="2"><ul><li>Automatisation de IPCC stock différence lorsque le précédent et le pays sont connus.</li><li>Couplage de la méthode IPCC stock différence avec une analyse à l'échelle nationale des CAS sur les bases de données d'occupation des sols de la FAO avec une période rétrospective d'analyse sur 20 ans (période d'amortissement de l'IPCC) : ceci dans le cas où le précédent n'est pas indiqué.</li><li>Possibilité de calculer les émissions pour une culture même si ni le précédent, ni le pays ne sont connus, sur la base de moyennes calculées sur des données mondiales.</li></ul></td></tr><tr><td>Sources de données utilisées</td><td colspan="2"><table><tbody><tr><td>Stocks de C :</td><td>☒ IPCC</td><td>☐ Autres : FAO pour les forêts</td></tr><tr><td>Usages des sols :</td><td>☒ FAOStat</td><td>☒ Autres :</td></tr><tr><td>Autres caractéristiques</td><td colspan="2">☒ Autres : FAO pour les rendements, JRC données sols</td></tr></tbody></table></td></tr></tbody></table>

Analyse critique

<table><tbody><tr><td rowspan="3">Champs couverts</td><td>Compartiment de C :</td><td><ul><li>☒ Biomasse vivante</li><li>☒ Sols</li><li>☒ Produits exportés</li></ul></td><td><ul><li>☒ Biomasse morte et litière</li><li>Horizon de sol : 30 cm</li></ul></td></tr><tr><td>Représentativité spatiale :</td><td colspan="2">Application globale</td></tr><tr><td>Maillage :</td><td colspan="2">6 types de sol, 10 zones climatiques. Calcul par pays considérant les 2 climats et les 2 sols les plus répandus</td></tr></tbody></table>
<table><tr><td rowspan="10">Validité scientifique</td><td colspan="2">Modélisation des variations de stock de carbone : ☒ Statique ☐ Dynamique</td></tr><tr><td colspan="2">Prise en compte des variations irréversibles : ☐ Oui ☒ Non</td></tr><tr><td colspan="2">Prise en compte des variations réversibles : ☒ Oui, sans régénération potentielle</td></tr><tr><td>☐ Oui, avec régénération potentielle</td><td>☐ Non</td></tr><tr><td colspan="2">Différenciation dans le temps des émissions de GES : ☐ Oui ☒ Non</td></tr><tr><td colspan="2">Répartition temporelle des impacts de transformation : ☐</td></tr><tr><td>Mode : ☒ ↕</td><td>☐ ↕</td><td>☐ ↕</td></tr><tr><td>Période : ☐ 1 an</td><td>☒ 20 ans</td><td>☐ Fixée par l'utilisateur</td></tr><tr><td colspan="3">Reconnaissance internationale :<br>Méthode de calcul intégré de changement d'usage et de variation de stock de carbone jusqu'aux émissions de CO₂ la plus utilisée dans les lignes directrices de consensus internationaux pour les bilans GES, voire les BDD ACV.</td></tr><tr><td colspan="2">Recommandée par : ☐ ILCD ☐ UNEP SETAC ☒ Autres (e.g. BDD) Agrifootprint, PEF, PAS2050-1, GHG Protocol, PEF, ENVIFOOD Prot., etc.</td></tr></table>

## Principales références

Direct Land Use Change Assessment Tool, Version 2014.1, Blonk Consultants, Gouda, published January 2014.

## Commentaires : Opérationnalisation

* C'est une méthode essentiellement dérivée de l'approche IPCC Stock difference.

* La quantification des proportions de CAS liées à une culture sur la base d'une analyse rétrospective de données d'occupation des sols a été proposée conjointement par les développeurs de la méthode PAS2050 et les auteurs du cas d'étude sur la margarine Milà i Canals et al. 2012. Néanmoins, ces diverses méthodes ne considèrent pas les mêmes proportions pour le CAS (voir Commentaires divers).

* La méthode a été opérationnalisée pour faciliter le calcul jusqu'au bilan CO₂ à partir d'entrées simplissimes telles que la culture et le pays. L'approche intégrée + l'outil Excel ont donc ainsi rapidement été adoptés dans le cadre du développement de nombreuses lignes directrices ou protocoles. La dernière version avec les données actualisées 2016.1 est payante.

* L'outil Excel permet également de choisir des options qui permettent de s'adapter aux subtilités des divers lignes directrices ou protocoles associés, voir Commentaires divers

## Commentaires : Bases conceptuelles

* Aucune originalité dans la base conceptuelle comparée à l'approche IPCC eu égard à la prise en compte des pertes de carbone liées au CAS.

* Les calculs spécifiques aux tourbes ne sont pas disponibles.

## Commentaires divers

* Variations sur le thème :

* PAS2050-1 : PAS 2050-1 pour les produits horticoles utilisent des stocks différents de l'IPCC, i.e. 1 et 20 tC/ha pour les cultures annuelles et pérennes. La prise en compte du COS est obligatoire. D'autre part, le scenario d'analyse des CAS doit être le pire scénario entre celui basé sur une distribution moyenne simple de l'ensemble des précédents qui ont subi un CAS et celui basé sur une moyenne pondérée qui prend en compte l'expansion de la culture aux dépends relatifs des divers autres usages.

* GHG protocol : la prise en compte du COS est optionnelle. Le choix du scénario d'analyse des CAS est libre mais doit être spécifié.

* The SCP-ENVIFOOD protocol : La prise en compte du COS est obligatoire. Le scénario d'analyse des CAS
est la moyenne pondérée.
Type de méthode

<figure><img src="image_28.png" /></figure>

Paramètres et données clés

<table><thead><tr><td>Entrées</td><td>Sorties</td></tr></thead><tbody><tr><td><ul><li>Flux de transformation (ha)</li><li>Flux d'occupation (ha.an)</li></ul></td><td><ul><li>Impact sur le changement climatique, exprimé en C<sub>éq</sub> ou CO<sub>2-éq</sub></li></ul></td></tr></tbody></table>

Adéquation au cadre ACV land use

☒ Transformation

☐ Occupation, flux réels

☒ Occupation, forçage p/r à une référence

☐ Méthode n'impliquant pas d'aspect LULUC

<table><tr><td>Disponibilité de Facteurs de Caractérisation</td><td>Oui</td><td>Non</td><td>N/A</td></tr><tr><td>Mise en œuvre informatique</td><td>Logiciel ACV</td><td>Tableur</td><td>«A la main»</td></tr></table>

Bases conceptuelles

<table><tr><td>Approche</td><td>Agronomie / Sciences forestières</td><td>Sciences du climat</td></tr><tr><td>Méthodes apparentées</td><td colspan="2">■ Méthode Milà i Canals et al. 2007 (SQ01a)</td></tr><tr><td>Objectifs de la méthode</td><td colspan="2">Fournir une méthode d'évaluation des impacts des usages et changements d'usages des sols sur le changement climatique, développée pour l'ACV.</td></tr><tr><td>Principales composantes originales</td><td colspan="2">■ Méthode développée en accord avec le cadre ACV land use proposé par Milà i Canals et al. (2007)</td></tr><tr><td rowspan="3">Sources de données utilisées</td><td>Stocks de C :</td><td>☐ IPCC ☒ Autres : German Advisory Council on Global Change (WBGU)</td></tr><tr><td>Usages des sols :</td><td>☐ FAOStat ☐ Autres : ...</td></tr><tr><td>Autres caractéristiques</td><td>☒ Autres : WBGU et IPCC pour les temps de régénération</td></tr></table>

Analyse critique

<table><tr><td rowspan="3">Champs couverts</td><td>Compartiment de C :</td><td>☒ Biomasse vivante ☐ Biomasse morte et litière</td></tr><tr><td>Sols</td><td>Horizon de sol : 0-1 m</td></tr><tr><td>Produits exportés</td><td></td></tr><tr><td rowspan="4">Validité scientifique</td><td>Représentativité spatiale :</td><td>Modèle valable à l'échelle globale<br>Maillage : 7 biomes, 3 ou 4 usages par biome</td></tr><tr><td>Modélisation des variations de stock de carbone :</td><td>☐ Statique ☒ Dynamique</td></tr><tr><td>Prise en compte des variations irréversibles :</td><td>☐ Oui ☒ Non</td></tr><tr><td>Prise en compte des variations réversibles :</td><td>☐ Oui, sans régénération potentielle</td></tr><tr><td></td><td></td><td>☒ Oui, avec régénération potentielle ☐ Non</td></tr><tr><td></td><td>Différenciation dans le temps des émissions de GES :</td><td>☐ Oui ☒ Non</td></tr></table>
Répartition temporelle des impacts de transformation :

Mode :

<figure><img src="image_29.png" /></figure>

<figure><img src="image_30.png" /></figure>

<figure><img src="image_31.png" /></figure>

Période :

1 an

20 ans

Fixée par l'utilisateur

Reconnaissance

internationale :

Méthode reconnue et recommandée par l'UNEP-SETAC pour la prise en compte des impacts des usages et changements d'usages des sols sur le changement climatique.

Méthode mise en œuvre dans quelques cas d'étude de la littérature scientifique internationale.

Recommandée par :

ILCD

UNEP SETAC

Autres (e.g. BDD) : ...

## Principales références

Müller-Wenk, Ruedi et Brandão, Miguel, 2010. Climatic impact of land use in LCA—carbon transfers between vegetation/soil and air. In: International Journal of Life Cycle Assessment [en ligne]. 2010. Vol. 15, n° 2, p. 172-182. DOI 10.1007/s11367-009-0144-y.

Disponible à l'adresse : http://www.springerlink.com/index/10.1007/s11367-009-0144-y.

## Commentaires : Opérationnalisation

* Tables de facteurs de caractérisation disponibles dans les Supplementary materials de l'article de Koellner et al. (2013)

KOELLNER, Thomas, DE BAAN, Laura, BECK, Tabea, BRANDÃO, Miguel, CIVIT, Barbara, MARGNI, Manuele, MILÀ I CANALS, Llorenç, SAAD, Rosie, MAIA DE SOUZA, Danielle et MÜLLER-WENK, Ruedi, 2013. UNEP-SETAC guideline on global land use impact assessment on biodiversity and ecosystem services in LCA. In: The International Journal of Life Cycle Assessment [en ligne]. 2013. Vol. 18, n° 6, p. 1188-1202. DOI 10.1007/s11367-013-0579-z. Disponible à l'adresse : http://link.springer.com/10.1007/s11367-013-0579-z.

## Commentaires : Bases conceptuelles

* La prise en compte de l'évaluation de l'impact sur le changement climatique de stockages / déstockages temporaires de carbone est basée sur la définition et la comparaison de durées de vie du CO₂ dans l'atmosphère.

* La durée de vie du CO₂ fossile dans l'atmosphère est théoriquement infinie. Dans le cadre de cette méthode, les auteurs introduisent une durée de vie par l'application d'un critère de coupure, basé sur les horizons temporels introduits par l'IPCC dans le calcul des PRG. Sur la base des résultats obtenus, les auteurs choisissent l'horizon de 500 ans, aboutissant à une durée de vie du CO₂ fossile de 157 ans.

* La durée de vie du CO₂ émis suite à une transformation d'usage est définie à partir du temps de régénération associé à cette transformation.

* La durée de vie du CO₂ non séquestré dû à une occupation des sols correspond à la durée d'occupation.

* Le ratio entre durée de vie du CO₂ issu d'une transformation / occupation et durée de vie du CO₂ fossile définit un facteur de pondération, appliqué à la différence de stocks de carbone entre les usages étudiés.

## Commentaires divers

* Quelques cas d'études identifiés dans la littérature scientifique mettent en œuvre la méthode. Selon les cas, les résultats de la méthode sont soit intégrés à l'indicateur du changement climatique, soit considérés comme un indicateur indépendant relatif à la capacité de séquestration des sols.
Nom

Méthode Benoist & Cornillier 2016

<figure><img src="image_32.png" /></figure>

LU03a

Projet ADEME SOCLE - 15.03.2017

Type de méthode

<figure><img src="image_33.png" /></figure>

Paramètres et données clés

<table><thead><tr><td>Entrées</td><td>Sorties</td></tr></thead><tbody><tr><td><ul><li>Flux de transformation (ha)</li><li>Flux d'occupation (ha.an)</li></ul></td><td><ul><li>Impact sur le changement climatique, exprimé en CO<sub>2-éq</sub></li></ul></td></tr></tbody></table>

Adéquation au cadre ACV land use

☒ Transformation

☒ Occupation, flux réels

☒ Occupation, forçage p/r à une référence

☐ Méthode n'impliquant pas d'aspect LULUC

<table><tr><td>Disponibilité de Facteurs de Caractérisation</td><td>Qui</td><td>Non</td><td>N/A</td></tr><tr><td>Mise en œuvre informatique</td><td>Logiciel ACV</td><td>Tableur</td><td>« A la main »</td></tr></table>

Bases conceptuelles

<table><thead><tr><th>Approche</th><th>Agronomie / Sciences forestières</th><th>Sciences du climat</th></tr></thead><tbody><tr><td>Méthodes apparentées</td><td><ul><li>Méthode de Lashof (BC02a)</li><li>Approche ACV dynamique (BC02b)</li></ul></td><td><ul><li>Séquestration temporaire de C dans les produits (BC02c)</li></ul></td></tr><tr><td>Objectifs de la méthode</td><td colspan="2">Evaluer les impacts des usages et changements d'usage des sols sur le changement climatique, pour les évaluations par ACV.<br>Combiner les avantages de l'approche ACV dynamique, pour les aspects scientifiques, et le cadre ACV land use, pour le formalisme.</td></tr><tr><td>Principales composantes originales</td><td colspan="2"><ul><li>Reprise du cadre ACV land use proposé par Milà i Canals et al. (2007)</li><li>Evaluation des impacts de ces profils d'émissions basée sur l'approche ACV dynamique (BC02b)</li></ul></td></tr><tr><td>Sources de données utilisées</td><td>Stocks de C : ☐ IPCC ☐ Autres : ...<br>Usages des sols : ☐ FAOStat ☐ Autres : ...<br>Autres caractéristiques ☒ Autres : PRG ajustés dans le temps du CO<sub>2</sub></td><td></td></tr></tbody></table>

Analyse critique

<table><tbody><tr><td rowspan="3">Champs couverts</td><td>Compartiment de C : ☒ Biomasse vivante ☒ Biomasse morte et litière<br>☒ Sols Horizon de sol : N/A<br>☐ Produits exportés</td></tr><tr><td>Représentativité spatiale : Modèle valable à l'échelle globale<br>Maillage : N/A à ce stade de développement</td></tr><tr><td>Modélisation des variations de stock de carbone : ☐ Statique ☒ Dynamique<br>Prise en compte des variations irréversibles : ☐ Oui ☒ Non<br>Prise en compte des variations réversibles : ☐ Oui, sans régénération potentielle<br>☒ Oui, avec régénération potentielle ☐ Non</td></tr><tr><td>Validité scientifique</td><td>Différenciation dans le temps des émissions de GES : ☒ Oui ☐ Non</td></tr></tbody></table>
Répartition temporelle des impacts de transformation :

Mode :

<figure><img src="image_34.png" /></figure>

<figure><img src="image_35.png" /></figure>

<figure><img src="image_36.png" /></figure>

Période :

1 an

20 ans

Fixée par l'utilisateur

Reconnaissance

internationale :

Faible, cette méthode ayant été développée récemment.

Recommandée par :

ILCD

UNEP SETAC

Autres (e.g. BDD) : ...

## Principales références

Benoist, Anthony, Cornillier, Claire et Piednoir, Brice, 2015. *Etude préliminaire à la réalisation de bilans environnementaux sur le chauffage au bois - Partie 1 : Etat de l'art* [en ligne]. Angers, France. Disponible à l'adresse : http://www.ademe.fr/etude-preliminaire-a-realisation-bilans-environnementaux-chauffage-bois

Benoist, Anthony and Cornillier, Claire, 2016. *Towards a consensual method to assess climate change impacts from bio-based systems*. In: 26th SETAC Europe Annual Meeting - Environmental contaminants from land to sea: continuities and interface in environmental toxicology and chemistry. Nantes, France. 2016.

## Commentaires : Opérationnalisation

* De premiers facteurs de caractérisation ont été présentés en conférence par Benoist & Cornillier (2016), mais n'ont pas été publiés pour le moment. Ces facteurs sont basés sur les hypothèses et données de la méthode Müller-Wenk & Brandão (2010) (LU02a).

## Commentaires : Bases conceptuelles

* Modifications apportées au cadre ACV land use développé par Milà i Canals et al. (2007) :

* Spécificités de la prise en compte des variations du potentiel de séquestration de C au cours de l'occupation : variations à long terme attribuées et assimilées à des transformations, et prise en compte des oscillations de la qualité autour de valeurs d'équilibre

* Impacts non proportionnels aux aires représentés sur le cadre conceptuel

* Evaluation des impacts basée sur la traduction du cadre conceptuel en profils d'émissions (dérivée dans le temps)

## Commentaires divers

* Méthode très récente, qui nécessiterait une plus grande confrontation à la communauté scientifique et à la pratique de l'ACV.
Nom

Méthode Schmidinger & Stehfest 2012

<figure><img src="image_37.png" /></figure>

LU04a

Projet ADEME SOCLE – 03.07.2017

Type de méthode

<figure><img src="image_38.png" /></figure>

Paramètres et données clés

<table><thead><tr><td>Entrées</td><td>Sorties</td></tr></thead><tbody><tr><td><ul><li>Surface occupée, exprimée en m² ou ha</li></ul></td><td><ul><li>Impact sur le changement climatique, exprimé en kgCO₂-éq</li></ul></td></tr></tbody></table>

Adéquation au cadre ACV land use

☐ Transformation

☐ Occupation, flux réels

☒ Occupation, forçage p/r à une référence

☐ Méthode n'impliquant pas d'aspect LULUC

<table><tr><td>Disponibilité de Facteurs de Caractérisation</td><td>Oui</td><td>Non</td><td>N/A</td></tr><tr><td>Mise en œuvre informatique</td><td>Logiciel ACV</td><td>Tableur</td><td>« A la main »</td></tr></table>

Bases conceptuelles

<table><thead><tr><th>Approche</th><th>Agronomie / Sciences forestières</th><th>Sciences du climat</th></tr></thead><tbody><tr><td>Méthodes apparentées</td><td>■ Méthode IPCC 2006 (LU01a)</td><td>■ Méthode Müller-Wenk & Brandão 2010 (LU02a)</td></tr><tr><td>Objectifs de la méthode</td><td colspan="2">Fournir une méthode d'évaluation des impacts de l'occupation des sols sur le changement climatique, développée pour l'ACV et représentative des choix des consommateurs.</td></tr><tr><td>Principales composantes originales</td><td colspan="2">■ Méthode basée sur la notion de « puits potentiel de carbone manqué » (missed potential carbon sink), désignant le puits de carbone qui serait associé à une réduction d'usage des sols liée à la réduction de consommation de certains produits alimentaires<br>■ Utilisation d'un modèle global d'usage des sols, IMAGE, pour évaluer les puits potentiels de carbone manqués, par type de produit et région de production</td></tr><tr><td>Sources de données utilisées</td><td colspan="2">Stocks de C : ☒ IPCC ☐ Autres : ...<br>Usages des sols : ☐ FAOStat ☒ Autres : Modèle IMAGE<br>Autres caractéristiques ☒ Autres : Hypothèses du modèle IMAGE</td></tr></tbody></table>

Analyse critique

<table><tbody><tr><td rowspan="3">Champs couverts</td><td>Compartiment de C :</td><td>☒ Biomasse vivante ☒ Biomasse morte et litière</td></tr><tr><td></td><td>☒ Sols Horizon de sol : 0-30 cm</td></tr><tr><td></td><td>☒ Produits exportés</td></tr><tr><td rowspan="4">Validité scientifique</td><td>Représentativité spatiale :</td><td>Modèle valable à l'échelle globale</td></tr><tr><td></td><td>Maillage : Continental</td></tr><tr><td>Modélisation des variations de stock de carbone :</td><td>☐ Statique ☒ Dynamique</td></tr><tr><td>Prise en compte des variations irréversibles :</td><td>☐ Oui ☒ Non</td></tr><tr><td></td><td>Prise en compte des variations réversibles :</td><td>☐ Oui, sans régénération potentielle</td></tr><tr><td></td><td></td><td>☒ Oui, avec régénération potentielle ☐ Non</td></tr><tr><td></td><td>Différenciation dans le temps des émissions de GES :</td><td>☐ Oui ☒ Non</td></tr></tbody></table>
<figure><img src="image_39.png" /></figure>

## Principales références

Schmidinger, Kurt et Stehfest, Elke, 2012. Including CO2 implications of land occupation in LCAs—method and example for livestock products. In: The International Journal of Life Cycle Assessment [en ligne]. 22 septembre 2012. Vol. 17, n° 8, p. 962-972. DOI 10.1007/s11367-012-0434-7. Disponible à l'adresse : http://link.springer.com/10.1007/s11367-012-0434-7.

Site web du modèle IMAGE :
http://themasites.pbl.nl/models/image/index.php/Welcome_to_IMAGE_3.0_Documentation

## Commentaires : Opérationnalisation

* La publication de Schmidinger & Stehfest (2012) met à disposition une table de facteurs de caractérisation pour 5 types de produits d'élevage (bœuf, lait, porc, volaille, et moutons et chèvre) et 6 zones géographiques (Amérique du Nord, Amérique Latine, Europe, Asie, Australie, et moyenne mondiale)

## Commentaires : Bases conceptuelles

* La méthode de Schmidinger & Stehfest (2012) a été développée pour traiter spécifiquement des impacts d'occupation d'usage des sols. Toutefois, la méthodologie proposée d'évaluation des impacts peut s'apparenter aux éléments du cadre conceptuel land use spécifiques aux impacts de transformation par deux aspects :

* Le paramètre d'entrée de la méthode de Schmidinger & Stehfest (2012) est une surface occupée, ce qui correspond plutôt aux flux de transformation du cadre land use qu'aux flux d'occupation (exprimés en ha.an).

* De façon similaire aux impacts de transformation déterminés par le cadre land use ou la méthode IPCC (LU01a), une répartition temporelle des impacts évalués est nécessaire. Trois horizons temporels sont alors considérés par Schmidinger & Stehfest (2012) : 30, 50, et 100 ans.
Nom

Pouvoirs de Réchauffement Global (Global Warming Potential) de l'IPCC – Approche de la comptabilité totale

<figure><img src="image_40.png" /></figure>

BC01a

IPCC
INTERGOVERNMENTAL PANEL ON
climate change

Projet ADEME SOCLE – 24.03.2017

<table><thead><tr><th colspan="2">Type de méthode</th></tr></thead><tbody><tr><td>LULUC</td><td>Soil quality</td></tr><tr><td>LCI<br>GHG</td><td>LCIA<br>Climate change</td></tr></tbody></table>

<figure><img src="image_41.png" /></figure>

## Paramètres et données clés

<table><thead><tr><th>Entrées</th><th>Sorties</th></tr></thead><tbody><tr><td><ul><li>Quantité de CO<sub>2</sub> émise ou captée, exprimée en kg</li></ul></td><td><ul><li>Impact sur le changement climatique, exprimé en kgCO<sub>2</sub>-éq</li></ul></td></tr></tbody></table>

## Adéquation au cadre ACV land use

<figure><img src="image_42.png" /></figure>

☐ Transformation

<figure><img src="image_43.png" /></figure>

☐ Occupation, flux réels

<figure><img src="image_44.png" /></figure>

☐ Occupation, forçage p/r à une référence

<figure><img src="image_45.png" /></figure>

☑ Méthode n'impliquant pas d'aspect LULUC

<table><tr><td>Disponibilité de Facteurs de Caractérisation</td><td>Oui</td><td>Non</td><td>N/A</td></tr><tr><td>Mise en œuvre informatique</td><td>Logiciel ACV</td><td>Tableur</td><td>« A la main »</td></tr></table>

## Bases conceptuelles

<table><thead><tr><th>Approche</th><th>Agronomie / Sciences forestières</th><th>Sciences du climat</th></tr></thead><tbody><tr><td>Méthodes apparentées</td><td colspan="2">■ Pouvoir de Réchauffement Global de l'IPCC – Approche de la neutralité carbone (BC01b)</td></tr><tr><td>Objectifs de la méthode</td><td colspan="2">Prendre en compte le cycle du carbone biogénique au sein de la méthode des Pouvoirs de Réchauffement Global de l'IPCC</td></tr><tr><td>Principales composantes originales</td><td colspan="2">■ Pas de distinction entre émissions fossiles et émissions biogéniques<br>■ Prise en compte des captations de CO<sub>2</sub> comme des émissions négatives</td></tr><tr><td>Sources de données utilisées</td><td colspan="2">Stocks de C : ☐ IPCC ☐ Autres : ...<br>Usages des sols : ☐ FAOStat ☐ Autres : ...<br>Autres caractéristiques ☑ Autres : IPCC pour les GWP</td></tr></tbody></table>

<figure><img src="image_46.png" /></figure>

<figure><img src="image_47.png" /></figure>

## Analyse critique

<table><tbody><tr><td rowspan="3">Champs couverts</td><td>Compartiment de C :</td><td>☒ Biomasse vivante ☒ Biomasse morte et litière</td></tr><tr><td></td><td>☒ Sols Horizon de sol : N/A</td></tr><tr><td></td><td>☒ Produits exportés</td></tr><tr><td rowspan="5">Validité scientifique</td><td>Représentativité spatiale :</td><td>Modèle valable à l'échelle globale<br>Maillage : N/A</td></tr><tr><td>Modélisation des variations de stock de carbone :</td><td>☒ Statique ☐ Dynamique</td></tr><tr><td>Prise en compte des variations irréversibles :</td><td>☒ Oui ☐ Non</td></tr><tr><td>Prise en compte des variations réversibles :</td><td>☒ Oui, sans régénération potentielle</td></tr><tr><td></td><td>☒ Oui, avec régénération potentielle ☐ Non</td></tr><tr><td></td><td>Différenciation dans le temps des émissions de GES :</td><td>☐ Oui ☒ Non</td></tr><tr><td></td><td>Répartition temporelle des impacts de transformation :</td><td>N/A</td></tr></tbody></table>

<figure><img src="image_48.png" /></figure>

<figure><img src="image_49.png" /></figure>

<figure><img src="image_50.png" /></figure>

<figure><img src="image_51.png" /></figure>

<figure><img src="image_52.png" /></figure>

<figure><img src="image_53.png" /></figure>

<figure><img src="image_54.png" /></figure>

<figure><img src="image_55.png" /></figure>

<figure><img src="image_56.png" /></figure>

<figure><img src="image_57.png" /></figure>

<figure><img src="image_58.png" /></figure>
Mode :

<figure><img src="image_59.png" /></figure>

<figure><img src="image_60.png" /></figure>

<figure><img src="image_61.png" /></figure>

Période :

1 an

20 ans

Fixée par l'utilisateur

Reconnaissance internationale :

La méthode des GWP de l'ILCD est la méthode de référence actuelle pour la prise en compte des impacts des émissions de gaz à effet de serre sur le changement climatique.
Concernant la prise en compte du cycle du carbone biogénique, l'approche de la comptabilité totale est reconnue et recommandée par de nombreux référentiels et guides méthodologiques.

Recommandée par :

ILCD

UNEP SETAC

Autres (e.g. BDD) : PEF, PAS2050, etc.

## Principales références

Myhre, Gunnar, Shindell, Drew, Bréon, François-Marie, Collins, William, Fuglestvedt, Jan, Huang, Jianping, Koch, Dorothy, Lamarque, Jean-François, Lee, David, Mendoza, Blanca, Nakajima, Teruyuki, Robock, Alan, Stephens, Graeme, Takemura, Toshihiko Et Zhan, Hua, 2013. *Anthropogenic and natural radiative forcing. In: Stocker, T.F., Qin, D., Plattner, G.-K., Tignor, M., Allen, S.K., Boschung, J., Nauels, A., Xia, Y., Bex, V. Et Midgley, P.M. (éd.), *Climate Change 2013: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fifth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change* [en ligne]. Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA : Cambridge University Press. p. 659-740. ISBN 978-1-107-05799-1. Disponible à l'adresse :
http://www.climatechange2013.org/report/.

## Commentaires : Opérationnalisation

* L'utilisation de l'approche de la comptabilité totale implique de prendre des précautions lors de l'application de règles d'allocation. En effet, ces règles vont généralement introduire une différence entre le flux d'inventaire de captation de CO₂ alloué à un produit et le contenu carbone réel de ce produit. Dans la base de données *ecoinvent*, largement utilisée et qui repose sur des règles d'allocation économique, ce biais est systématiquement corrigé.

* L'approche de la neutralité carbone (voir BC01b) ayant été, voire étant encore, largement répandu en pratique, de nombreux inventaires ont été développés dans l'optique de son utilisation et ne quantifient pas les flux de CO₂ biogénique. Ces inventaires nécessitent alors une adaptation pour être compatibles avec l'approche de comptabilité totale.

## Commentaires : Bases conceptuelles

* L'approche de la comptabilité totale se distingue de la neutralité carbone (voir BC01b) par le fait qu'elle ne suppose pas par défaut un équilibre exact entre captations et émissions de CO₂ biogénique. Cet éventuel équilibre ou déséquilibre entre captations et émissions dépend alors de la définition des frontières du système.
Projet ADEME SOCLE – 24.03.2017

Type de méthode

<table><tr><td>LULUC</td><td>Soil quality</td></tr><tr><td>LCI<br/>GHG</td><td>LCIA<br/>Climate change</td></tr></table>

<figure><img src="image_62.png" /></figure>

Paramètres et données clés

<table><thead><tr><td>Entrées</td><td>Sorties</td></tr></thead><tbody><tr><td><ul><li>Quantité de CO<sub>2</sub> ou CH<sub>4</sub> émise, exprimée en kg</li></ul></td><td><ul><li>Impact sur le changement climatique, exprimé en kgCO<sub>2-éq</sub></li></ul></td></tr></tbody></table>

Adéquation au cadre ACV land use

☐ Transformation

☐ Occupation, flux réels

☐ Occupation, forçage p/r à une référence

☑ Méthode n'impliquant pas d'aspect LULUC

<table><tr><td>Disponibilité de Facteurs de Caractérisation</td><td>Oui</td><td>Non</td><td>N/A</td></tr><tr><td>Mise en œuvre informatique</td><td>Logiciel ACV</td><td>Tableur</td><td>« A la main »</td></tr></table>

Bases conceptuelles

<table><tr><td>Approche</td><td>Agronomie / Sciences forestières</td><td>Sciences du climat</td></tr><tr><td>Méthodes apparentées</td><td colspan="2">■ Pouvoir de Réchauffement Global de l'IPCC – Approche de la comptabilité totale (BC01a)</td></tr><tr><td>Objectifs de la méthode</td><td colspan="2">Prendre en compte le cycle du carbone biogénique au sein de la méthode des Pouvoirs de Réchauffement Global de l'IPCC</td></tr><tr><td>Principales composantes originales</td><td colspan="2">■ Association à toute émission biogénique de CO<sub>2</sub> ou de CH<sub>4</sub>, d'une captation équivalente de CO<sub>2</sub>, intégrée à la caractérisation des impacts</td></tr><tr><td rowspan="3">Sources de données utilisées</td><td>Stocks de C : ☐ IPCC ☐ Autres : ...</td><td rowspan="3">Autres : IPCC pour les GWP</td></tr><tr><td>Usages des sols : ☐ FAOStat ☐ Autres : ...</td></tr><tr><td>Autres caractéristiques ☑ Autres : IPCC pour les GWP</td></tr></table>

Analyse critique

<table><tr><td rowspan="3">Champs couverts</td><td>Compartiment de C : ☑ Biomasse vivante ☑ Biomasse morte et litière</td><td>Horizon de sol : N/A</td></tr><tr><td>☑ Sols ☑ Produits exportés</td><td></td></tr><tr><td>Représentativité spatiale : Modèle valable à l'échelle globale Maillage : N/A</td><td></td></tr><tr><td rowspan="4">Validité scientifique</td><td>Modélisation des variations de stock de carbone : ☑ Statique ☐ Dynamique</td><td></td></tr><tr><td>Prise en compte des variations irréversibles : ☐ Oui ☑ Non</td><td></td></tr><tr><td>Prise en compte des variations réversibles : ☐ Oui, sans régénération potentielle ☑ Oui, avec régénération potentielle ☐ Non</td><td></td></tr><tr><td>Différenciation dans le temps des émissions de GES : ☐ Oui ☑ Non</td><td></td></tr><tr><td></td><td>Répartition temporelle des impacts de transformation : N/A</td><td></td></tr></table>
<figure><img src="image_63.png" /></figure>

## Principales références

Myhre, Gunnar, Shindell, Drew, Bréon, François-Marie, Collins, William, Fuglestvedt, Jan, Huang, Jianping, Koch, Dorothy, Lamarque, Jean-François, Lee, David, Mendoza, Blanca, Nakajima, Teruyuki, Robock, Alan, Stephens, Graeme, Takemura, Toshihiko Et Zhan, Hua, 2013. *Anthropogenic and Natural Radiative Forcing. In: Stocker, T.F., Qin, D., Plattner, G.-K., Tignor, M., Allen, S.K., Boschung, J., Nauels, A., Xia, Y., Bex, V. Et Midgley, P.M. (éd.), *Climate Change 2013: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fifth Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change* [en ligne]. Cambridge, United Kingdom and New York, NY, USA : Cambridge University Press. p. 659-740. ISBN 978-1-107-05799-1. Disponible à l'adresse :
http://www.climatechange2013.org/report/.

## Commentaires : Opérationnalisation

* Le principe de la neutralité carbone conduit à produire des facteurs de caractérisation spécifiques pour l'évaluation de l'impact sur le changement climatique des émissions de CO₂ biogénique et de CH₄ biogénique, intégrant systématiquement l'effet d'une captation équivalente de CO₂ :

* Le GWP du CO₂ biogénique est alors de 0 ;

* Le GWP du CH₄ est alors inférieur de 2,75 kgCO₂-éq / kgCH₄ par rapport au GWP du CH₄ fossile.

## Commentaires : Bases conceptuelles

* Le principe de l'approche de la neutralité carbone est de considérer que toute émission biogénique de CO₂ ou de CH₄ correspond à une captation équivalente de CO₂, proche dans le temps, via la photosynthèse.
Nom

Méthode de Lashof

<figure><img src="image_64.png" /></figure>

BC02a

Projet ADEME SOCLE - 14.03.2017

Type de méthode

<table><tr><td>LULUC</td><td>Soil quality</td></tr><tr><td>LCI</td><td>LCIA</td></tr><tr><td>GHG</td><td>Climate change</td></tr></table>

<figure><img src="image_65.png" /></figure>

Paramètres et données clés

<table><thead><tr><td>Entrées</td><td>Sorties</td></tr></thead><tbody><tr><td><ul><li>Quantité de CO<sub>2</sub> séquestrée</li><li>Durée de séquestration</li></ul></td><td><ul><li>Quantité de CO<sub>2</sub> évitée équivalente à la quantité séquestrée</li></ul></td></tr></tbody></table>

Adéquation au cadre ACV land use

<figure><img src="image_66.png" /></figure>

Transformation

<figure><img src="image_67.png" /></figure>

Occupation, flux réels

<figure><img src="image_68.png" /></figure>

Occupation, forçage p/r à une référence

<figure><img src="image_69.png" /></figure>

Méthode n'impliquant pas d'aspect LULUC

<table><tr><td>Disponibilité de Facteurs de Caractérisation</td><td>Oui</td><td>Non</td><td>N/A</td></tr><tr><td>Mise en œuvre informatique</td><td>Logiciel ACV</td><td>Tableur</td><td>« A la main »</td></tr></table>

Bases conceptuelles

<table><tr><td>Approche</td><td>Agronomie / Sciences forestières</td><td>Sciences du climat</td></tr><tr><td>Méthodes apparentées</td><td><ul><li>Approche ACV dynamique (BC02b)</li><li>Petersen et al., 2013 (BC02d)</li><li>Benoist & Cornillier, 2016 (LU03a)</li></ul></td><td><ul><li>ILCD 2010 – Temporary carbon storage and delayed emissions (BC02c)</li></ul></td></tr><tr><td>Objectifs de la méthode</td><td colspan="2">Comparer le bénéfice climatique de projets de séquestration de carbone à celui de projets de réductions d'émissions de gaz à effet de serre<br>Exprimer de manière quantifiée l'équivalence entre les deux types de bénéfices</td></tr><tr><td>Principales composantes originales</td><td colspan="2"><ul><li>Exploitation du modèle du cycle de carbone de Bern</li></ul></td></tr><tr><td>Sources de données utilisées</td><td>Stocks de C : ☐ IPCC ☐ Autres : ...<br>Usages des sols : ☐ FAOStat ☐ Autres : ...<br>Autres caractéristiques ☒ Autres : Modèle de Bern du cycle du carbone</td><td></td></tr></table>

Analyse critique

<table><tr><td rowspan="4">Champs couverts</td><td>Compartiment de C : ☒ Biomasse vivante ☒ Biomasse morte et litière<br>☒ Sols Horizon de sol : N/A<br>☒ Produits exportés</td><td></td></tr><tr><td>Représentativité spatiale : Modèle valable à l'échelle globale<br>Maillage : N/A</td><td></td></tr><tr><td>Modélisation des variations de stock de carbone : ☒ Statique ☐ Dynamique<br>Prise en compte des variations irréversibles : ☒ Oui ☐ Non<br>Prise en compte des variations réversibles : ☒ Oui, sans régénération potentielle<br>☐ Oui, avec régénération potentielle ☐ Non</td><td></td></tr><tr><td>Différenciation dans le temps des émissions de GES : ☐ Oui ☒ Non</td><td></td></tr></table>