<table><thead><tr><th>Références</th><th>Forme du PLA</th><th>Conditions</th><th>Temps</th><th>Constatation</th></tr></thead><tbody><tr><td>(Kijchavengkul et al. 2006)</td><td>Objets : bouteilles en PLA et PET + amidon de mais</td><td>Simulée : système automatique réalisé sur la base de ASTM D 6400 et ISO14855<br>Mise au point d'un banc d'essais avec suivi direct de la production de CO2.<br>Compost de déchets verts de jardin.<br>Temp. : 58°C, 50% d'humidité<br>Mesure de production de CO2</td><td>63 jours</td><td>63% de minéralisation du PLA<br>75% pour l'amidon.</td></tr><tr><td>(Kale, Auras, et al. 2007)</td><td>Objets : bouteilles PLA (96 % L) + contenants alimentaires en PLA</td><td>Réelles : bois, déchets issus de l'élevage bovin (USA), 65 °C, 63% d'humidité relative, pH 8,5 (mesures initiales)</td><td>4 semaines</td><td>Fragmentation au bout de 15 jours, disparition quasi complète au bout du 30ème jour</td></tr><tr><td>(Greene 2007b)</td><td>Objets : PLA (contenant, gobelet, couteau)</td><td>Réelles : compost municipal (Californie), température comprise entre 40°C et 70°C</td><td>7 semaines</td><td>Boîte, gobelet et couteau en PLA totalement dégradés en 7 semaines</td></tr><tr><td>(Hoshino, Tsuji, Momochi, Mizutani, Sawada, Kohnami, Nakagomi, Ito, Saida, Ohnishi, Hirata, Kunioka, Funabash, et al. 2007)</td><td>Poudres : PLA (&lt; 250 µm)<br>(Et PCL)</td><td>Simulées : échelle laboratoire<br>Température : 58°C<br>ROUND-ROBIN TEST entre plusieurs pays<br>Analyses : suivi de production de CO2,</td><td>&lt; 50 jours</td><td>Variabilité des résultats sur PLE, principalement liée à la durée de la phase de latence avant le démarrage de la biodégradation du PLA.<br>Moins de pb avec PCL, car plus facilement biodégradable</td></tr><tr><td>(Kale, Auras, et al. 2007)</td><td>Objets : Bouteille en PLA (96% L) (NatureWorks™)</td><td>Simulées : système CMR (ASTM D5338 et ISO 14855-1) compost mixé avec vermiculite, 58°C, 50-60% humidité, flux d'air constant</td><td>9 semaines</td><td>84% minéralisation</td></tr><tr><td>(Rudeekit et al. 2008)</td><td>Films de PLA (NatureWorks™)</td><td>Simulées : réacteur, pH 8,5, 50% eau (masse) (ISO 14855-1) 58 °C, flux d'air constant</td><td>16 semaines</td><td>86% de biodégradation</td></tr><tr><td>(Rudeekit et al. 2008)</td><td>Films en PLA de dimensions 180x150x0.3mm³ (NatureWorks™)</td><td>Réelles : pile de compost (végétaux, bois, épluchures, coques) 45-70°C, 40-55% d'humidité relative, pH 4-8</td><td>5 semaines</td><td>Aucun résidu visible en fin de compostage</td></tr><tr><td>(Stloukal et al. 2012b)</td><td>Films : (paillage)<br>PLA<br>Et PBAT, Ecolfex<br>(prétraitement par UV : photo-oxydation)</td><td>Conditions simulées de compostage<br>58°C<br>Analyses : rhéologie, ATG, suivi de la consommation de O2 et production de CO2</td><td>90 jours</td><td>UV : Crosslinking du PBTA et Ecoflex, Pas d'effet sur le PLA<br>La photodégradation n'est pas décisive sur la biodégradation des trois polymères testés.<br>Influence de la fragmentation sur la biodégradabilité des polymères.</td></tr><tr><td>(M.P. Arrieta et al. 2014)</td><td>Films : PLA (et PHA)<br>PLA-PHB-limonène<br>PLA-PHA)</td><td>Simulées : standard ISO 22000<br>Ech : 3x3 cm<br>58°C<br>Humidité : 30%, pH 6.5<br>Mesure de la perte de masse<br>Caractérisation approfondie des films après incubation</td><td>35 jours</td><td>Désintegration complète en fin d'essai.<br>Le PHB retarde la désintegration du PLA<br>Le limonène favorise la désintegration</td></tr><tr><td>(M.P. Arrieta et al. 2014)</td><td>Films PLA-PHB<br>Avec 2 plastifiants (PEG et ATBC)</td><td>Simulées : standard ISO 22000<br>Ech : 3x3 cm et 0.2 mm<br>d'épaisseur<br>58°C<br>Humidité : 30%, pH 6.5<br>Mesure de la perte de masse</td><td>35 jours</td><td>Désintegration complète en fin d'essai.<br>Le PHB retarde la désintegration du PLA</td></tr><tr><td>(Husarova et al. 2014)</td><td>96% L, 30 à 40 % cristallin, Mw de 34 000 g/mol à 160 000 g/mol. 3 formes testées : revêtement, poudre (20µm) et film (100 µm) *</td><td>Simulées : 58°C, 52% humidité, 47% matière organique</td><td>14 semaines</td><td>50% à &gt;90% biodégradation (de la plus haute à la plus faible masse moléculaire), Vitesse de minéralisation : revêtement &gt; poudre &gt; film</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>Références</th><th>Forme du PLA</th><th>Conditions</th><th>Temps</th><th>Constatation</th></tr></thead><tbody><tr><td>Musiol et al. (2015)</td><td>Mélange PLA-PHB 85 :15 % molaire</td><td>Réelles : en pile ou en conteneur, température moyenne dans la pile de compost : 59°C et 60°C dans le conteneur</td><td>8 semaines</td><td>En conteneur, la dégradation a été atteinte en 2 semaines contre 70 jours en pile. Le PLA et le PHB en mélange sont dégradés à des vitesses différentes. L'ajout de PHB au PLA accélère sa dégradation</td></tr><tr><td>(Stloukal et al. 2015)</td><td>Films : PLA<br>PLA<br>Et différents additifs : Carbodiimide-based additive : AHA/PLA (tests sur additifs / biodégradation)</td><td>Simulées : 58°C<br>Analyses : suivi de la production de CO2, MM (GPC), DSC, prop mécaniques</td><td>90 jours</td><td>Contrôle de la biodégradabilité avec les additifs.</td></tr><tr><td>(Stloukal et al. Kucharczyk 2017)</td><td>Films : PLA<br>PAA/PLA : (tests sur additifs / biodégradation) poly(acrylic acid)/poly(L-lactic acid)</td><td>Simulées : 58°C<br>Milieu : perlite.<br>Analyses : suivi de la production de CO2, MM (GPC), DSC, prop mécaniques</td><td>80 jours</td><td>Additif testé permet d'augmenter la minéralisation du matériau en conditions de compostage.<br>Réduction de la phase de latence.</td></tr><tr><td>Narancic et al. (2018)</td><td>Films : PLA<br>20 x 20 x 0.2 cm<br>PLA, etc...</td><td>Simulées : ISO 14855-1<br>58°C, dans l'objectif de simuler le compostage industriel<br>Suivi du CO2 (piégeage) et de O2</td><td>26 semaines</td><td>Biodégradation >90% pour tous les échantillons testés.</td></tr></tbody></table>

Les résultats présentés dans le tableau précédent permettent de conclure sur la capacité effective du PLA à être efficacement biodégradé dans des conditions de compostage industriel, réelles ou simulées, faisant intervenir une phase thermophile. La forme physique du PLA ne semble pas avoir d'impact sur la durée du traitement, qu'il soit sous forme de poudres, de films ou d'objets plus ou moins épais comme des bouteilles ou des couverts. En effet, Kale, Kijchavengkul, et al. (2007) ont mis en évidence la biodégradation complète d'une bouteille de PLA en seulement 30 jours en conditions réelles de compostage industriel. Greene (2007) a également mis en évidence la biodégradation complète d'objets en PLA (contenant, gobelet, couteau) en 7 semaines en conditions réelles compostage industriel. Les auteurs ont d'ailleurs constaté que le PLA était dégradé à la même vitesse que la cellulose, dans ses conditions aérobies thermophiles. Toutefois, certaines études ont mis en évidence une vitesse de minéralisation sensiblement plus élevée pour le PLA (Husárová et al. 2014) sous forme de poudre par rapport au film, indiquant l'influence de la surface spécifique sur la cinétique de biodégradation. L'étude de Musiol et al. (2016) sur l'évaluation de la biodégradation de PLA en mélange avec du PHB en conditions réelles de compostage industriel, met en évidence une amélioration de la compostabilité du PLA avec l'ajout de PHB dans la formulation du matériau. Le PLA possédant une structure cristalline hautement ordonnée difficile à biodégrader, son association avec un autre polymère biodégradable semble améliorer sa biodégradabilité en conditions thermophiles de compostage.
En 2019, l'ADEME a notamment étudié le comportement en compostage industriel de sacs à base de PLA et de PBAT (ADEME 2019a). Le compostage a été réalisé à l'air libre et en conditions hivernales pour une durée de 6 mois. Les sacs ont été introduits en simple ou double épaisseur, vides ou remplis de biodéchets dans les andains. L'objectif de cette expérience était double : observer des potentielles perturbations du procédé industriel dues à l'ajout de sacs compostables, et d'évaluer la biodégradation des sacs dans ces conditions opératoires. Les résultats obtenus tendent à indiquer que l'ajout de sacs ne perturbe pas le procédé de compostage industriel, hormis des envols favorisés par les retournements d'andains, de l'ordre de 5 à 7% des sacs initialement introduits au cours de l'essai, et concernant principalement les sacs introduits vides et en simple épaisseur. Au bout de 5 mois et demi d'expérimentation, une désintégration complète a été constatée pour l'ensemble des sacs tant en surface qu'en profondeur de l'andain, hormis pour quelques fragments ayant subi un envol. L'analyse de la qualité du compost produit n'a pas démontré d'impact agronomique ou sanitaire négatif au regard des spécifications réglementaires, ni d'écotoxicité. Cette étude a démontré la capacité de sacs à base de PLA à être désintégrés et biodégradés en conditions industrielles réelles, sans impact notoire sur le déroulement du procédé et sur la qualité du compost produit : « Comme pour le compostage domestique, la caractérisation morpho-analytique en MET a montré que ces fragments grossiers de sacs en plastique sont en cours de biodégradation (présence de bactéries vivantes et actives dans l'épaisseur des sacs » (ADEME 2019a, https://www.ademe.fr/compostage-domestique-industriel-sacs-plastiques-compostables-domestiquement-sacs-papier ).

Deux études réalisées à la demande de CITEO se sont également intéressées au comportement d'objets en PLA sous conditions de compostage industrielle. La première étude, effectuée 2019, en partenariat avec la start-up Les Alchimistes, visait à expérimenter le compostage en conditions contrôlées de bouteilles en PLA, au sein de la plateforme parisienne de compostage électromécanique des Alchimistes (http://alchimistes.co/). Afin d'étudier uniquement l'impact du PLA sur le procédé, les bouteilles ont été testées sans étiquette, encre, colle, ni bouchon. De plus, ces bouteilles n'étant pas issues de la collecte post-consommation, les risques d'erreur de tri ont ainsi été écartés. Le procédé mis en place a été optimisé et s'éloigne des conditions réelles qui pourraient être observées dans une filière de collecte et de traitement des biodéchets par compostage industriel. Les bouteilles en PLA ont été ajoutées à des biodéchets à hauteur de 5%, ce qui représente un taux élevé par rapport à la proportion actuelle de PLA sur le marché français, de l'ordre de 0,01%. Le procédé de compostage testé comprend une étape de prétraitement, au cours de laquelle les bouteilles ont été broyées séparément des biodéchets. Les bouteilles broyées ont ensuite été disposées avec des biodéchets dans un composteur fermé pendant 10 jours permettant une montée en température, puis ont été disposées en baie pour la phase de maturation. Les résultats obtenus au terme du processus ont montré une désintégration quasi complète des bouteilles en PLA au bout de 8 semaines sans changement des paramètres de compostage (température, pH). En revanche, une étape de broyage fin ainsi que 2 semaines de maturation supplémentaires ont été nécessaires pour atteindre ces résultats. Concernant la qualité du compost produit, des analyses ont prouvé sa conformité à la norme NF 44-051 (2006). Ce dernier présentant des valeurs agronomiques similaires au compost témoin, l'ajout de PLA ne semble pas avoir eu d'effet positif ou négatif sur sa qualité (CITEO 2019).

La seconde étude, portant le nom de projet Re-CUP, est financée par CITEO et portée par Danone.
Celle-ci vise à étudier les possibilités de fin de vie de pots de yaourts en PLA notamment en conditions
de compostage industriel. Cette étude, lancée dans le cadre de l'appel à projet 2019 de CITEO, fournira
ses premiers résultats en 2020.
### 4.4.2.2 Compostage industriel d'autres polymères biosourcés et biodégradables

#### 4.4.2.2.1 PHAs

Les Poly-Hydroxy Alcanoates (PHAs) regroupent une large famille de polyesters aliphatiques issus du métabolisme fermentaire de certains micro-organismes. Ces polymères sont généralement considérés comme facilement biodégradables et compostables en conditions industrielles (Narancic et al. 2018). Ils sont couramment utilisés dans le secteur de l'agriculture, où leur biodégradabilité présente un avantage pour certaines applications, notamment pour les films de paillage, avec enfouissement des films dans le sol après usage (Cinelli et al. 2019). Ils trouvent également des usages dans le secteur de l'emballage, en mélange avec d'autres polymères comme le PLA (Musioł et al. 2016). Plusieurs équipes de recherche ont étudié le comportement de PHAs en conditions de compostage industriel simulé. Les études sont citées et les résultats présentés dans le Tableau 26.

<table><caption>Tableau 26 : Comportement en conditions de compostage industriel simulées des PHAs.</caption><thead><tr><th>Références</th><th>Type de PHAs</th><th>Conditions</th><th>Temps</th><th>Constatation</th></tr></thead><tbody><tr><td>(Y.-X. Weng et al. 2010)</td><td>Films : PHB et PHBV<br>10cm x10cm</td><td><strong>Simulées</strong> : 14855-2 et ISO 16929. Echelle labo + échelle pilote<br>58°C<br>Suivi du CO<sub>2</sub> ; Observations SEM</td><td>12 semaines</td><td>Essais pilotes :<br>PHB : 80% de biodégradation<br>PHB : 81% de biodégradation<br>100% en laboratoire.</td></tr><tr><td>(Y.-X. Weng, Wang, et Wang 2011)</td><td>Films : PHB et PHBV</td><td><strong>Simulées</strong> : ISO 14855-1<br>Température : 58°C</td><td>16 semaines</td><td>80% de biodégradation et<br>96% en relatif par rapport à<br>la cellulose pour le PHB<br>90,5% de biodégradation<br>pour le PHBV et 108,9% en<br>relatif par rapport à la<br>cellulose.</td></tr><tr><td>(Marina P. Arrieta et al. 2014; 2014)</td><td>Films de composites<br>PLA-PHB avec<br>différents<br>plastifiants</td><td><strong>Simulées</strong> : ISO 14855-1<br>Et ISO 20200<br>58 °C<br>Analyse : désintégration,<br>(observation visuelle), FTIR,<br>TGA, Propriétés mécaniques</td><td>5 semaines</td><td>Après 28 jours, tous les<br>mélanges testés ont des<br>pertes de masses de plus de<br>90%.</td></tr><tr><td>(Musioł et al. 2016)</td><td>Mélange PLA-PHB<br>85 : 15 % molaire<br>Influence de<br>plusieurs additifs :<br>Limonène<br>PEG<br>ATBC</td><td><strong>Réelles</strong> : en pile ou en<br>conteneur, température<br>moyenne dans la pile de<br>compost : 59 °C et 60 °C dans<br>le conteneur.</td><td>8 semaines</td><td>En conteneur, la<br>biodégradation a été<br>atteinte en 2 semaines<br>contre 70 jours en pile. Le<br>PLA et le PHB en mélange<br>sont dégradés à des vitesses<br>différentes. L'ajout de PHB<br>au PLA accélère sa<br>dégradation.</td></tr><tr><th>Références</th><th>Type de PHAs</th><th>Conditions</th><th>Temps</th><th>Constatation</th></tr><tr><td>Narancic et al. (2018)</td><td>Films :<br>20 x 20 x 0.2cm<br>PLA, PHB, PHO, PCL,<br>PBS et TPS<br>PLA/PCL, PLA/PBS,<br>PLA/PHB ; PLA/PHO,<br>PCL/PHO, PCL/TPS</td><td><strong>Simulées</strong> : ISO 14855-1<br>58°C, dans l'objectif de simuler<br>le compostage industriel<br>Analyses : Suivi du CO<sub>2</sub><br>(piégeage) et de O<sub>2</sub></td><td>26 semaines</td><td>Biodégradation >90% pour<br>tous les échantillons testés.</td></tr><tr><td>Cinelli et al. (2019)</td><td>PHBV, avec ou sans<br>incorporation de<br>fibres végétales</td><td><strong>Simulées</strong> : ASTM D5338-98,<br>58 °C</td><td>24 semaines</td><td>58% de biodégradation<br>atteint pour le PHBV sans<br>fibres végétales et 78% pour<br>le PHBV avec fibres</td></tr></tbody></table>

Ces études confirment la capacité des PHAs (et notamment le PHB et PHBV) à être compostés en conditions industrielles. Des taux satisfaisants de biodégradation ont été obtenus pour les études suivant les méthodes d'essais décrites dans la norme ISO 14855-1. Les observations visuelles indiquent une désintégration significative du PHB et du PHBV dès les 10 premiers jours de compostage en
conditions thermophiles (Weng et al 2011). Dépendant de la méthode suivie, des différences sont cependant observées, avec des taux de biodégradation presque deux fois plus faibles pour le PHBV composté suivant la méthode ASTM D5338-98, comparativement au PHBV composté suivant la méthode ISO. Par ailleurs une équipe de recherche a pu mettre en évidence la capacité du PHB à être composté en conditions simulées en mélange avec du PLA, bien que ses auteurs aient observé une augmentation de la cinétique de biodégradation comparé au PLA seul (M.P. Arrieta et al. 2014; Marina P. Arrieta et al. 2014). Musioł et al. (2016) sont parvenus à la conclusion inverse en conditions réelles de compostage industriel, en observant une amélioration de la compostabilité du PLA lors de son mélange avec du PHB à un ratio de 85:15.

### 4.4.2.2.2 PBS

Le PBS est également un polyester aliphatique biodégradable, d'origine majoritairement fossile dont l'application principale est l'emballage. Son comportement en conditions de compostage industriel a également été testé (Narancic et al. 2018). Les auteurs ont mis en évidence une biodégradation supérieure à 90% en 207 jours en conditions simulées de compostage industrielles selon la procédure standardisée. Zhao et al. (2005) ont testé la compostabilité du PBS sous différentes formes physiques (poudre, granules, échantillon) en conditions simulées suivant la procédure ISO 14855-1, à 58 ± 2 °C. Leurs résultats ont mis en évidence l'influence de la surface spécifique sur la compostabilité du PBS. Après 90 jours de compostage, des pourcentages de biodégradation de 72%, 61%, and 14% ont été obtenus pour la poudre, les granules et l'échantillon, respectivement. D'autres auteurs ont évalué la compostabilité du PBS sous forme de poudre au moyen de la méthode d'essai décrite dans la norme ISO 14855-2. Leurs résultats montrent une biodégradation du PBS de 82% après 74 jours de compostage. Les auteurs soulignent d'ailleurs l'importance de la forme physique du polymère et recommandent leur traitement sous forme de poudre afin d'augmenter leur surface spécifique, et d'assurer une biodégradation complète en conditions de compostage industriel (Kunioka, Ninomiya, et Funabashi 2009b).

Si ces résultats obtenus au cours d'essais de laboratoire ne peuvent pas être extrapolés aux conditions de compostage réelle d'un site de compostage industriel, ils montrent l'importance d'un prétraitement de broyage pour les polymères à biodégradation lente comme le PBS entrant dans le processus de compostage, prétraitement physique permettant de réduire le temps de traitement, mais ne garantissant pas l'absence de macro et micro-fragments de plastiques résiduels dans les composts mûrs.

<table><caption>Tableau 27 : Comportement en conditions de compostage industriel simulées du PBS.</caption><thead><tr><td>Références</td><td>Type d'échantillons</td><td>Conditions</td><td>Temps</td><td>Constatation</td></tr></thead><tbody><tr><td>(H.-S. Yang, Yoon, et Kim 2004)</td><td>Poudre : PBS<br>et PCL</td><td>Simulées : standard ASTM D5338-92<br>Etude de l'influence des conditions de stockage du compost<br>Température : 58°C<br>Analyses : suivi du CO<sub>2</sub>, activité enz. des composts</td><td>30 jours</td><td>Pas de biodégradation du PBS</td></tr><tr><td>(J.-H. Zhao et al. 2005)</td><td>Poudre, granule et film : PBS</td><td>Simulées : standard ISO 14855-2<br>Température : 58°C<br>Analyses : suivi du CO<sub>2</sub>, MM (GPC), SEM,</td><td>90 jours</td><td>Biodégradation en trois étapes : faible, puis rapide et suivi d'une phase de stabilisation<br>Biodégradation dépendante des conditions de préparation des échantillons : Poudre > Film > granule</td></tr><tr><td>(Kunioka, Ninomiya, et Funabashi 2009b)</td><td>Poudre : PBS<br>(250 et 125 µm)</td><td>Simulées : standard ISO 14855-2 ;<br>Température : 58°C<br>Analyses : suivi du CO<sub>2</sub></td><td>80 jours</td><td>80% de biodégradation (VO<sub>2</sub>) après 70 jours d'incubation</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>Références</th><th>Type d'échantillons</th><th>Conditions</th><th>Temps</th><th>Constatation</th></tr></thead><tbody><tr><td>(Negrin et al. 2018)</td><td>Films : PBS et PBS-PTDGS<br>Prétraitement des polymères : rayon gamma</td><td>Simulées : standard ISO-20200<br>58°C<br>Compost maturé<br>Mesure de la désintégration<br>Suivi de la perte de masse, MM (GPC), Tg (DSC), comportement à l'eau</td><td>90 jours</td><td>Influence des rayons gamma sur les propriétés des polymères : baisse de la cristallinité et augmentation de la capacité de rétention en eau<br>Augmentation de la désintégration</td></tr></tbody></table>

### 4.4.2.2.3 PCL

Le compostage industriel de la polycaprolactone (PCL) a également été étudié et indique une bonne biodégradabilité de ce polymère dans des conditions de compostage industriel simulé à l'échelle laboratoire, et *in situ*. Quelques références sont citées dans le Tableau 28.

<table><caption>Tableau 28 : Comportement en conditions de compostage industriel simulées de la PCL.</caption><thead><tr><th>Références</th><th>Type d'échantillons</th><th>Conditions</th><th>Temps</th><th>Constatation</th></tr></thead><tbody><tr><td>(Ohtaki, Sato, et Nakasaki 1998)</td><td>Poudre PCL</td><td>Conditions simulées de compostage - lab. ASTM D5338-92<br>Température : 50°C<br>Compost mature<br>Et compost avec biodéchets<br>Analyse : détermination de la production de CO2.</td><td>15 jours</td><td>90% de biodégradation en fin d'incubation. Différence notable entre les deux composts, sur la cinétique : biodégradation plus rapide en présence de biodéchets.</td></tr><tr><td>(Singh et al. 2003)</td><td>Films : 5x5 cm, 100 µm<br>PCL<br>Et mix amidon/CP</td><td>Conditions simulées de compostage - lab.<br>Analyse : détermination de la perte de masse, FTIR</td><td>250 jours</td><td>PCL : environ perte de masse de 50%<br>Amidon : proche de 100%</td></tr><tr><td>(H.-S. Yang, Yoon, et Kim 2004)</td><td>PCL sous forme de poudre<br>PBS également testé</td><td>Conditions simulées :<br>standard ASTM D5338-92<br>Etude de l'influence des conditions de stockage du compost<br>Température : 58°C<br>Analyses : suivi du CO2, activité enz. des composts</td><td>30 jours</td><td>Excellente biodégradation du PBS : 90% après 15 j d'incubation</td></tr><tr><td>(Hoshino, Tsuji, Momochi, Mizutani, Sawada, Kohnami, Nakagomi, Ito, Saida, Ohnishi, Hirata, Kunioka, Funabash, et al. 2007)<br>(Krasowska, Heimowska, et Morawska 2016)</td><td>PCL sous forme de poudre (&lt; 250 µm)<br>PLA également testé</td><td>Conditions simulées : échelle laboratoire<br>Température : 58°C<br>ROUND-ROBIN TEST entre plusieurs pays<br>Analyses : suivi de production de CO2,</td><td>&lt; 50 jours</td><td>Variabilité des résultats sur PLE, principalement lié à la durée de la phase de latence avant le démarrage de la biodégradation du PLA. Moins de pb avec PCL, car plus facilement biodégradable</td></tr><tr><td></td><td>Film PCL</td><td>In situ - pile simulée de compostage<br>Température : 18°C<br>Analyse : perte de masse, observation visuelle, Cristallinité (ATG-DSC)</td><td>15 semaines</td><td>Désintegration rapide : 5 semaines (Perte de masse 85% après 1 mois)<br>Désintegration plus lente en milieu aqueux.</td></tr></tbody></table>
Les études sur le compostage industriel du PBAT, polymère pétro-sourcé biodégradable, sont relativement nombreuses. Quelques références sont présentées dans le tableau suivant.

<table><caption>Tableau 29 : Comportement en conditions de compostage industriel simulées du PBAT.</caption><thead><tr><th>Références</th><th>Type d'échantillons</th><th>Conditions</th><th>Temps</th><th>Constatation</th></tr></thead><tbody><tr><td>(Kijchavengkul et al. 2008b)</td><td>Film PBAT (mulch films)<br>Traitement UV<br>(photodégradation + biodégradions en conditions de compostage)</td><td><strong>Conditions simulées en laboratoire</strong> : standard ASTM D 5338<br>Respiromètre<br>Compost : fumiers<br>Analyse : suivi de la production de CO2, tx de cristallinité (DRX), SEM, TIR</td><td>45 jours</td><td>Biodégradation variable selon les conditions de prétraitement sous UV. Plusieurs mécanismes</td></tr><tr><td>(Stloukal et al. 2012b)</td><td>Films (mulching)<br>PBAT, Ecolfex, et également PLA<br>(prétraitement par UV : photo-oxydation</td><td><strong>Conditions simulées de compostage lab</strong> 58°C<br>Analyses : rhéologie, ATG, suivi de la consommation de O2 et production de CO2</td><td>90 jours</td><td>UV : Crosslinking du PBTA et Ecoflex, Pas d'effet sur le PLA<br>La photodégradation n'est pas décisives sur la biodégradation des trois polymères testés.<br>Influence de la fragmentation sur la biodégradabilité des polymères.</td></tr><tr><td>(Saadi et al. 2013)</td><td>Poudre<br>Et films : 0.01 cm, 1 x 2cm<br>PBAT</td><td><strong>Conditions simulées de compostage lab</strong> 30°C et 58°C<br>Milieu : compost mature (essais avec composté stérilisé, puis inoculé ou non avec un champignon)<br>Analyse : suivi de la production de CO2, Masse molaire, MALDI-TOF, etc.</td><td>75 jours</td><td>Sur compost stérile : 11%<br>Sur compost stérile + inoc. de champignon : 35%, identique avec compost non stérile : 32%<br>Meilleur biodégradation à 58°C<br>Mécanismes : hydrolyse des liaison ester( baisse de MM, et de la température de la transition vitreuse</td></tr></tbody></table>

### 4.4.2.3 Comment améliorer le compostage industriel des plastiques biodégradables

Des auteurs ont étudié différentes conditions pour optimiser le compostage des polymères biodégradables. Dans une étude rapportée par (Zhang et al. 2013), l'impact d'un pré-traitement UV sur le PLA a été évalué. Ce traitement a conduit à une diminution du temps de compostage du PLA en raison de la photodégradation des chaines polymériques. L'effet des radiations gamma a également été évalué sur des échantillons de PBS, considéré comme un polymère à biodégradation lente (Negrin et al. 2018). La caractérisation physico-chimique des échantillons a permis de mettre en évidence une amélioration de la mouillabilité de la surface du polymère après exposition au rayonnement, ainsi qu'une diminution de son poids moléculaire. Après 52 jours de compostage suivant la méthode d'essai ISO 20200 à 58°C, les polymères prétraités aux radiations gamma ont montré une perte de masse en moyenne deux fois supérieure au PBS non traité. L'incorporation de plastifiants naturels comme le polyéthylène glycol (PEG) a aussi permis de diminuer le temps de compostage de formulations à base de PLA-PBS (Marina P. Arrieta et al. 2014; M.P. Arrieta et al. 2014).

Le compostage industriel peut être une fin de vie envisageable pour les polymères biodégradables en conditions thermophiles, notamment ceux déjà en contact avec des denrées alimentaires, principalement issus du secteur de l'emballage, hypothèse exprimée dans les publications sur l'étude
de la biodégradation de plastiques biosourcés en conditions en conditions de compostage industriel. Néanmoins, ces matériaux doivent être introduits dans un ratio polymère/compost adéquat pour ne pas entraîner d'impact négatif sur le traitement. CITEO et les Alchimistes estiment qu'une hypothèse haute de présence de ces polymères dans le compost se situe autour des 5% en masse. A cette hypothèse haute sont associés un pré-traitement de broyage du polymère et un allongement de la durée de compostage (CITEO 2019). Au regard des résultats obtenus dans la littérature, l'augmentation de la durée de compostage en présence de plastiques biodégradables est récurrente.

Malgré l'idée commune que le compostage industriel possède un impact moindre en termes d'émissions de CO₂ que l'incinération avec récupération d'énergie, les résultats de l'étude de Rossi et al. (2015) déconstruisent cette idée pour le PLA et l'amidon thermoplastique. Les résultats de Changwichan, Silalertruksa, et Gheewala (2018) montrent également que le scénario de compostage des plastiques biodégradables ne possède pas une meilleure durabilité environnementale et économique comparé à d'autres traitements. Le compostage industriel des plastiques biodégradables devrait donc être envisagé dans le cas d'usages précis, impliquant un usage des polymères en lien avec la gestion de matières organiques fermentescibles. L'ADEME recommande par exemple l'utilisation de sacs compostables pour la collecte des biodéchets des ménages et leur traitement conjoint avec les biodéchets en conditions de compostage industriel, usage qui d'après leur étude, n'a pas d'impact négatif sur le procédé sous certaines conditions (ADEME, 2019b). Ces travaux montrent également que le compostage industriel en présence de sacs nécessite certaines attentions supplémentaires lors de la préparation des andains et au cours du traitement (compostage industriel en aération par retournement). Il est recommandé :

- d'éventrer les sacs avant de les introduire dans les andains ou d'effectuer un premier retournement juste après l'introduction des sacs afin d'améliorer la mise en contact des biodéchets de cuisine et de table avec les déchets verts ;

- de réaliser le compostage en bâtiments fermés afin d'éviter les envols, soit si le compostage est réalisé à ciel ouvert :

- disposer les biodéchets de cuisine et de table ensachés au centre de l'andain ;

- ajouter des filets au-dessus des andains et/ou sur les grillages entourant le site de compostage.

La durée de compostage industriel peut être rallongée en présence de sacs. Cinq mois et demi de compostage en andain statique ont été nécessaires dans cette étude pour ne plus observer de fragments de sacs plastiques normés NF T 51-800 dans les composts criblés.

Les emballages rigides en revanche ne devraient pas être dirigés vers cette filière au regard des résultats du projet « Bioplastox » porté par l'ADEME (https://optigede.ademe.fr/fiche/projet-bioplastox-evaluation-de-lecotoxicite-et-de-la-degradation-demballages-plastiques) qui montre la présence de fragments de plastiques après 6 mois de traitement sur une plateforme industrielle de compostage.
### 4.4.3 Digestion anaérobie (ou méthanisation)

La digestion anaérobie, ou méthanisation de la fraction organique conduit à la production d'énergie renouvelable sous forme de méthane. C'est une option de valorisation énergétique très étudiée pour traiter la quantité croissante de déchets organiques fermentescibles générés par nos activités, dont les résidus agricoles, mais également les biodéchets alimentaires. Dans de nombreux pays, les déchets alimentaires sont séparés à la source et traités par digestion anaérobie en méthaniseur. Cependant, la présence de sacs en plastique biodégradables ou non, servant à la collecte de ces déchets, constitue un défi majeur pour ces procédés (Bátori et al. 2018). Il a en effet été démontré que la présence de plastiques conventionnels dans un processus de digestion anaérobie inhibait l'activité des micro-organismes et avait donc un impact négatif sur le procédé biologique (Lim et al. 2018).

Il convient donc d'étudier la biodégradation des polymères biosourcés et/ou biodégradables en conditions de méthanisation industrielle, y compris ceux ayant montré une capacité à être biodégradés en conditions anaérobies à l'échelle laboratoire (Kale, Kijchavengkul, et al. 2007).

#### 4.4.3.1 Digestion anaérobie du PLA

Comme précédemment souligné, le PLA est un polymère biodégradable à condition qu'il soit placé au préalable dans un environnement dont la température est proche de sa Tg, favorisant l'hydrolyse chimique de ses chaînes. Les conditions de la digestion anaérobie permettant généralement d'atteindre ces conditions, notamment en conditions thermophiles, cette fin de vie a été étudiée pour le PLA. Les principaux résultats sont résumés dans le Tableau 30.

En conditions mésophiles, les résultats obtenus dans la littérature confirment la difficulté du PLA à être hydrolysé par les micro-organismes sans hydrolyse abiotique préalable. Les résultats de Massardier-Nageotte et al. (2006) indiquent en effet une absence de perte de masse pour le PLA après 28 jours en conditions de digestion anaérobie mésophile suivant la méthode d'essai décrite dans l'ISO 14853. Gartiser, Wallrabenstein, et Stiene (1998) ont observé une absence de biodégradation pour le PLA après 100 jours en contact avec un inoculum anaérobie à 35°C : biodégradation partielle, comprise entre 2 et 11% en suivant les méthodes décrites dans l'ISO 11734 et l'ASTM D5511. Plus récemment, Constans et al. (2019) ont évalué le comportement d'un article rigide en PLA en conditions mésophiles de digestion anaérobie et ont confirmé l'absence de biodégradation anaérobie et même une inhibition de l'activité des micro-organismes présents dans la boue de digesteur utilisée pour la réalisation des essais.

En conditions thermophiles, Itävaara, Karjomaa, et Selin (2002) ont toutefois pu mettre en évidence une biodégradation du PLA atteignant 60% en 40 jours pour une digestion anaérobie thermophile en voie sèche simulée suivant la méthode décrite dans l'ASTM D5511 « Standard Test Method for Determining Anaerobic Biodegradation of Plastic Materials Under High-Solids Anaerobic-Digestion Conditions ». Yagi et al. (2012) ont également mis en évidence une biodégradation satisfaisante pour le PLA sous forme de films, de l'ordre de 90% après 60 jours de méthanisation en conditions thermophiles. Leurs observations montrent d'ailleurs une meilleure biodégradation pour le PLA sous forme de film que sous forme de poudre, due à l'agglutinement de la poudre en début de process qui aurait finalement conduit à une diminution de la surface spécifique. Les auteurs recommandent donc de ne pas broyer trop finement le PLA avant son traitement en digestion anaérobie.
<table><caption>Tableau 30 : Comportement du PLA en digestion anaérobie thermophile ou mésophile.</caption><thead><tr><td>Références</td><td>Type de PLA</td><td>Conditions</td><td>Temps</td><td>Constatation</td></tr></thead><tbody><tr><td>Gartiser et al. (1998)</td><td>Films PLA</td><td>Simulées : ISO 11734 et ASTM D5511, mésophile en voie liquide</td><td>43 jours</td><td>De 2 à 11% de biodégradation</td></tr><tr><td>Itävaara et al. (2002)</td><td>Films PLA</td><td>Simulées : ASTM D5511, thermophile en voie sèche</td><td>40 jours</td><td>60% de biodégradation</td></tr><tr><td>Massardier-Nageotte et al. (2006)</td><td>Films PLA</td><td>Simulées : ISO 14853 mésophile en voie liquide (35 ± 2 °C)</td><td>28 jours</td><td>Pas de perte de masse observée</td></tr><tr><td>(Vargas et al. 2009)</td><td>Films PLA 50 mm × 10 mm × 150-200 µm) Traitement : irradiation gamma, traitement vapeur...</td><td>Simulée : essais type PBM Températures : 37 et 58°C Analyse : mesure du CH4 et CO2, perte de masse.</td><td>180 jours</td><td>Désintégration et biodégradation des échantillons à 58°C, quel que soit le traitement. Biodégradation partielle à 37°C avec traitement vapeur, faible pour les autres éch. Pas de biodé à 37°C sur éch. Non traités.</td></tr><tr><td>(Shi et Palfery 2010)</td><td>Films de PLA avec différents plastifiants (PEG et PPG)</td><td>Simulées : ISO 11734 et ASTM D5511, voie liquide Température : 35 et 50°C</td><td>190 jours</td><td>Influence nette de la température sur la cinétique et le taux de biodégradation (variable en fonction de la Tg des différents échantillons testé)</td></tr><tr><td>Yagi et al. (2012) Voir également (Yagi et al. 2009b) (Yagi et al. 2014)</td><td>Poudre et films PLA</td><td>Simulées : thermophiles en voie sèche (55 °C)</td><td>60 jours</td><td>90% de biodégradation, meilleure biodégradation pour les films par rapport à la poudre</td></tr><tr><td>Narancic et al. (2018)</td><td>Films : PLA et mix 20 × 20 × 0.2 cm PLA Mix : PLA/PCL, PLA/PBS, PLA/PHB, PLA/PHO</td><td>Simulées : ISO 15985 Voie sèche thermophile Boues anaérobies Mesures type PBM, avec mesure de la pression. Observation SEM des échantillons Température : 52°C</td><td>15 jours minimum (56 jours maxi)</td><td>Bonne biodégradation du PLA et mix PLA. Pas de détermination du % de biodégradation</td></tr><tr><td>Constans et al. (2019)</td><td>Sac PLA/PBAT, PLA/amidon Article rigide en PLA (vaisselle)</td><td>Simulées : mésophile en voie liquide (37°C), plastique seul ou en co-digestion avec des biodéchets</td><td>21 jours</td><td>Pas de production de méthane pour l'article rigide en PLA, effet inhibiteur. Tous les plastiques testés ont gardé leur intégrité visuelle au terme de l'expérience.</td></tr></tbody></table>

Comme attendu, ces données confirment globalement la difficulté, voire l'impossibilité du PLA, à être biodégradé en conditions anaérobie mésophiles. En revanche, en conditions thermophiles, le PLA est biodégradé de manière satisfaisante et ouvre la possibilité de son traitement dans une filière de méthanisation mettant en œuvre ces conditions. Des retours d'expérience sur la biodégradation anaérobie du PLA dans des installations de méthanisation industriels, essais *in situ*, ne sont pas disponibles actuellement.
### 4.4.3.2 Digestion anaérobie d'autres polymères biosourcés et/ou biodégradables

#### 4.4.3.2.1 PBS

Le PBS possède un potentiel bio-méthanogène théorique supérieur à celui de la cellulose (Constans et al. 2019). Néanmoins, seul 17% de ce potentiel a été atteint en conditions de digestion anaérobie en voie liquide mésophile simulées, témoignant de la difficulté du PBS à être effectivement dégradé dans ces conditions. En conditions thermophiles, le PBS est également faible comme en témoignent les résultats de Narancic et al. (2018). En effet, un pourcentage de biodégradation inférieur à 20% a été obtenu en suivant la méthode d'essai décrite dans l'ISO 15985 (2014) à une température de 52±2 °C. Dvorackova et al. (2015) ont également observé une absence de biodégradation en conditions de digestion anaérobie mésophile pour le PBS et une biodégradation partielle de 18% en conditions thermophiles, (cf. Tableau 31). Ce polymère ne semble donc pas adapté à ce type de traitement biologique, que la digestion soit réalisée en conditions mésophiles ou en conditions thermophiles. A notre connaissance, il n'existe pas à l'heure actuelle de retour d'expérience sur la biodégradation anaérobie du PBS en conditions de méthanisation industrielle in situ.

<table><caption>Tableau 31 : Comportement du PBS en digestion anaérobie thermophile ou mésophile.</caption><thead><tr><th>Références</th><th>Polymère</th><th>Conditions</th><th>Temps</th><th>Constatation</th></tr></thead><tbody><tr><td>(M. Dvorackova et al. 2015)</td><td>Films de PBS (100 µm et 1,02 mm)<br>Et poudres</td><td>Simulées : standard ISO 11734<br>Tests type PBM, avec suivi de la production de biogaz<br>Boues de STEP conditionnées aux température testées<br>55 °C et 37°C<br>Analyse : Mesure de la perte de masse, analyse thermique, XRD, SEM</td><td>110 jours</td><td>Pas de biodégradation en conditions mésophiles<br>18% en conditions thermophiles<br>Augmentation de la cristallinité</td></tr><tr><td>(Narancic et al. 2018)</td><td>Films : PBS et mix<br>PLA, PHB, PHO, PCL, PBS et TPS<br>Mix :<br>PLA/PCL, PLA/PBS, PLA/PHB ; PLA/PHO, PCL/PHO, PCL/TPS<br>20 × 20 × 0.2 cm</td><td>Simulées : standard ISO 15985<br>Voie sèche thermophile<br>Boues anaérobies<br>Mesures type PBM, avec mesure de la pression.<br>Observation SEM des échantillons<br>Température : 52°C</td><td>15 jours minimum<br>(56 jours maxi)</td><td>Faible biodégradation pour : PBS/TPS (60/40), PBS et PHO<br>Bonne biodégradation pour les autres produits testés, avec valeur élevé du PBM (pas de détermination du % de biodégradation)</td></tr><tr><td>(Constans et al. 2019)</td><td>PBS</td><td>Simulées : mésophile en voie liquide (37°C)<br>Plastique seul ou en co-digestion avec des biodéchets</td><td>21 jours</td><td>Pas de production de méthane</td></tr></tbody></table>

#### 4.4.3.2.2 PHAs et PCL

La digestion anaérobie des PHAs a été étudiée et les résultats semblent prometteurs (voir Tableau 32). Wang et al. (2018) ont évalué la biodégradation d'échantillons de PHB et de PHAs en conditions mésophiles de digestion anaérobie (38°C) et sont parvenus à l'obtention de taux de biodégradation compris entre 56 % et 77 % après 85 jours de traitement. Toujours en conditions mésophiles, Shin et coll. (1997) ont observé une biodégradation quasi complète de PHBV en 20 jours. En conditions thermophiles, Narancic et coll. ont obtenu plus de 90% de biodégradation du PHB en 127 jours (Narancic et al. 2018). Tout comme pour les autres polymères précédemment cités, la littérature
scientifique ne relate pas de retour d'expérience sur la biodégradabilité anaérobie des PHAs et PCL en conditions réelles de méthanisation industrielle.

<table><caption>Tableau 32 : Comportement des PHAs en digestion anaérobie thermophile ou mésophile.</caption><thead><tr><th>Références</th><th>Polymère</th><th>Conditions</th><th>Temps</th><th>Constatation</th></tr></thead><tbody><tr><td>Budwill, Fedorak, et Page, (1992)</td><td>Poudres de PHA : PHB<br>PHV [P(HB-co-HV)]</td><td>Simulées : Digestion anaérobie dans une boue de digesteur - STEP<br>Température : 35°C</td><td>22 jours</td><td>Biodégradation rapide des trois PHA testés. &gt;80% après deux semaines d'incubation. Pas de phase latence.</td></tr><tr><td>Day, Shaw, et Cooney (1994)</td><td>Films : PHA : PHBV<br>et<br>PCL<br>PLA<br>Mater-Bi : Amidon/PE</td><td>Simulées : standard CAN/CSA-Z218-M (Canada)<br>Boues de digesteur - STEP.<br>Température : 35°C<br>Analyses : perte de masse, MM, FTIR, 13C-RMN</td><td>40 jours</td><td>Biodégradation partielle du PHBV : 50% en fin d'incubation, et perte de masse significative, mais pas changement de la MM : attaque enzymatique à la fin de chaines.</td></tr><tr><td>Shin et Kim, (1997)</td><td>PHA : PHB/HV 92/8<br>Et<br>PLA<br>Cellophane</td><td>Simulées : Test 1 : Standard : ASTM D.5210-91, comme test de référence.<br>Boues de STEP. 35°C<br>Test 2 : Conditions simulées de stockage : mix de différentes fractions de déchets organiques et inorganique - simulation stockage ; 35°C</td><td>20 jours<br>350 jours pour l'essai de simulation stockage</td><td>Biodégradation complète en conditions standards : 20 jours.<br>Biodégradation aux extrémité des chaines<br>PLA : peu de production de méthane, mais évolution de la viscosité : hydrolyse, principalement.<br>Biodégradation plus lente en conditions simulées (conditions acide : pH &lt; 5</td></tr><tr><td>(D.-M. Abou-Zeid, Müller, et Deckwer 2004)</td><td>Films : PHA : PHB,<br>PHBV<br>+ PCL, PCL-S, BTA-S</td><td>Simulées : standard ASTM D5210-91<br>Température : 37°C<br>Boues de STEP.<br>Suivi : production de biogaz, analyse CH<sub>4</sub> et CO<sub>2</sub>, MM, analyse des populations.</td><td>10 semaines</td><td>Biodégradation : PHB (7j) &gt; PHBV (30%, 42j) &gt; PCL (19%, 42j)<br>SP4/6 et BTA40:60 : faible biodégradation</td></tr><tr><td>(Gutierrez-Wing et al. 2010)</td><td>Films (épaisseurs variables) et poudres : PHA<br>PHB + plastifiants naturels (tributyl citrate TBC)<br>Et PLA, PE</td><td>Simulées : standard ASTM D5210-92<br>Suivi : production de biogaz, analyse CH<sub>4</sub> et CO<sub>2</sub>, MM, SEM, FTIR, DSC, observation visuelle.</td><td>2, 4, 8, 12, 16, et 20 semaines</td><td>Relation entre la surface et la biodégradation<br>Biodégradation aussi élevé que celle de la cellulose<br>L'additif baisse la vitesse, mais pas le taux de biodégradation<br>Pas de variation de la MM : biodégradation de surface</td></tr><tr><td>Yagi et al. (2014)</td><td>Films : PHA : PHB<br>Et<br>PLA, PCL, PBS</td><td>Simulées : standard ISO 13975 modifié<br>Température : 37°C<br>Conditions : boues anaérobie de digesteur de STEP.</td><td>277 jours</td><td>PHB &gt;> PLA &gt; PCL<br>Pas de biodégradation du PBS dans les conditions testées.<br>PLA : 29-49%<br>PHB : 92%<br>PCL : 3%<br>PBS : -3%</td></tr><tr><td>(D. Wang et al. 2015)</td><td>PHA :<br>PHB, PHV, PH2MV</td><td>Simulées : conditions batch de laboratoire dédié à étudier l'influence des PHAs sur la méthanisation<br>Température : 37°C<br>Analyses : activités des micro-organismes</td><td>30 jours</td><td>Etude du PHA comme mode de stockage</td></tr><tr><td>(S. Wang et al. 2018)</td><td>Sheet or flake<br>PHA : poly(3HB-co-3HHx)</td><td>Simulées : type PBM<br>Suivi : production de biogaz, analyse CH<sub>4</sub>, SEM</td><td>84 jours</td><td>Biodégradation identique du polymère / cellulose : Polymère : 77.1±6.1%, Cellulose : 62.9±19.7%.</td></tr><tr><td>Narancic et al. (2018)</td><td>Films PHA :<br>PHB,<br>Mix : PLA/PHB ; 20 × 20 × 0.2cm</td><td>Simulées : standard ISO 15985<br>Voie sèche thermophile<br>Boues anaérobie<br>Mesures type PBM, avec mesure de la pression.<br>Observation SEM des échantillons<br>Température : 52°C</td><td>15 jours minimum (56 jours maxi)</td><td>100% biodégradation pour le mix PLA/PHB et 90% pour le PHB seul.</td></tr><tr><td>(Benn et Zitomer 2018)<br>Et<br>(Benn 2019)</td><td>Films : PLA<br>PHA : PHB<br>Prétraitement thermique des échantillons : 35, 55 et 90°C</td><td>Simulées : type PBM (Owen et al. 1979)<br>Températures : 35, 55 et 90°C ;<br>Conditions alcalines : pH compris entre 8 et 12<br>Prétraitement des échantillons : chimique et thermique<br>Essais sur pilotes de digestion anaérobie. 35°C</td><td>PBM : 40 jours ; (et Essai pilote de DA : 170 jours</td><td>Influence positive des prétraitements des PHBs sur la biodégradation (100%), et diminution de la phase latence.</td></tr></tbody></table>
4.4.3.3 Conclusions

Au même titre que pour le compostage, la température de réaction au cours de la digestion anaérobie
a une influence majeure sur les performances de biodégradation des polymères testés. En effet, en
conditions mésophiles, peu de polymères présentent une biodégradation satisfaisante. Le PLA,
notamment, fait face aux mêmes limites qu'en compostage à cause de sa Tg élevée, qui ne permet pas
sa biodégradation à des températures inférieures à 40°C. Les PHAs sont quant à eux facilement
biodégradés dans des conditions anaérobies thermophiles ou mésophiles. Un taux de biodégradation
plus élevé est toutefois observé pour les PHAs traités en conditions thermophiles. Le PBS ne présente
pas d'aptitude à ce type de traitement, quelles que soit les conditions de température. La digestion
anaérobie semble donc être une voie de fin de vie envisageable pour certains polymères ayant
démontré une biodégradabilité suffisante au regard des standards disponibles (ISO 14853, ASTM
D5511, ISO 11734, ISO 15985) avec, très nettement, de meilleures performances en conditions
thermophiles.

Néanmoins, les résultats sur lesquels se basent cette conclusion ont été effectués en conditions de
laboratoire qui ne permettent pas de simuler les conditions de méthanisation industrielles. Des
phénomènes d'agglutinement des matières plastiques, notamment des sacs introduits vides, dans les
pompes sont en effet observés, et sont susceptibles de perturber le procédé de méthanisation. De fait,
des études complémentaires sont nécessaires afin d'évaluer non seulement la biodégradabilité des
polymères en conditions réelles de méthanisation industrielle, mais également d'évaluer l'influence
de leur présence sur le bon déroulement de l'ensemble du procédé industriel, de l'injection de la ration
dans le digesteur, le dispositif d'agitation interne et jusqu'à la sortie du digestat et sa valorisation.
4.4.4 Autre fin de vie « contrôlée » : usage agricole, avec retour au sol

Le secteur de l'agriculture et de l'horticulture est très favorable à l'utilisation de plastiques biodégradables et compostables. Ces nouveaux matériaux sont en effet avantageux car ils limitent les opérations de collecte et les coûts de ramassage et peuvent suivre le même traitement que les déchets verts produits par l'exploitation, notamment par compostage décentralisé. Les plastiques biosourcés et biodégradables dans le secteur agricole et horticole couvrent des usages tels que les contenants/pots, les supports de culture, les films de paillage et sont principalement constitués de polymères à base d'amidon, de PBAT, de PBS, de PLA et de PHAs.

Schrader et al. (2017) ont étudié le comportement au compostage domestique de différents bio-
composites à base de PLA ou de PHA et de résidus végétaux, destinés à un usage en tant que pot en
horticulture. Les différentes formulations testées comprenaient des proportions de PLA comprises
entre 50 et 70% en masse, et de 67% à 80% pour le PHA. La biodégradation dans le compost a été
évaluée dans des bacs de compostage domestique chargés avec un mélange de matières organiques
constituées de déchets verts (tontes de gazon, feuilles et copeaux de bois), de fumier de bovins, de
tiges de maïs et de déchets alimentaires. Les échantillons, disposés dans des sacs à maille non
biodégradables pour faciliter leur récupération, ont été placés au hasard dans la pile de compost. Le
contenu de chaque bac a été mélangé toutes les deux semaines et les températures au cœur de la pile
ont été mesurées trois fois par semaine. Les résultats ont mis en évidence une biodégradation totale
(100%) en 12 semaines pour les différents matériaux testés, pour des températures à l'intérieur de la
pile de compost variant entre 26°C et 61°C. Cette biodégradation complète, obtenue après seulement
3 mois d'expérience contre les 6 à 12 mois requis par la norme NF T 51-800, indique une bonne mise
en place du procédé de compostage domestique par les auteurs, couplée à une bonne biodégradabilité
des matériaux testés. Cette biodégradabilité semble, d'après les résultats, avoir été fortement
améliorée par l'ajout de résidus végétaux biodégradables comme le soja ou la paille de maïs aux
formulations à base de PLA. En revanche, le mélange du PLA avec la lignine a conduit à une réduction
de la biodégradation (Schrader et al. 2017).

Le compostage dans le secteur de l'agriculture et de l'horticulture semble être un scénario de fin de
vie pertinent, dans lequel les plastiques sont traités sur place avec les autres déchets verts produits
par l'exploitation, permettant ainsi un gain de temps et d'argent conséquent pour l'agriculteur.
Néanmoins, pour que le processus soit réellement bénéfique et qu'il ne pollue pas le compost produit,
il convient de respecter une montée en température suffisante, notamment dans le cas de produits à
base de PLA.

Films de paillage agricole

Les films de paillage agricole biosourcés et biodégradables sont considérés comme un cas particulier
dans cette étude, étant destinés à une fin de vie hors scénarios de fin de vie classiques. Bien qu'ils
possèdent généralement une aptitude au compostage, ces derniers sont destinés à se dégrader en
conditions non contrôlées, sur le sol, évitant de fait les coûts et le temps liés à la récupération de ces
films. Ils sont une solution de rechange prometteuse aux films à base de polyéthylène actuellement
utilisés, mais des essais rigoureux sont nécessaires pour s'assurer que leur utilisation est sans danger
pour l'environnement. Ces essais comprennent des tests de biodégradation dans différentes
conditions pédologiques et climatiques, en accordant une attention particulière à la libération de micro
et nanoparticules de plastiques et à leur accumulation à long terme dans les sols, ainsi qu'à leurs effets
sur la qualité du sol (Sintim et Flury 2017). Les matériaux destinés à ce type d'application sont actuellement encadrés par la norme NF U 52-001 (2005) « Matériaux biodégradables pour l'agriculture et l'horticulture - Produits de paillage - Exigences et méthodes d'essai » qui décrit les méthodes d'essai existantes pour évaluer la biodégradabilité d'un matériau sur le sol. Cette norme précise également les exigences en termes d'écotoxicité et d'identification des produits de paillage agricole. Une autre norme est actuellement en développement au niveau international pour évaluer leur biodégradation, leur écotoxicité et le contrôle de leurs constituants : ISO/CD 23517-1 - Plastiques — Films de paillage biodégradables pour utilisation en agriculture et horticulture — Partie 1: Exigences et méthodes d'essai concernant la biodégradation, l'écotoxicité et le contrôle des constituants, norme actuellement en cours d'élaboration.

Si l'usage de films de paillage biodégradables présente des avantages par rapport aux films conventionnelles (difficilement recyclable car souvent souillés), leur biodégradation effective au contact dans le sol dépend de nombreux facteurs d'influence sur la cinétique : saisonnalité, films à surface ou légèrement enfouis... Leur usage dépend également des conditions de cultures https://www.adivalor.fr/

La fin de vie des plastiques biosourcés et potentiellement biodégradables utilisé dans le secteur agricole fait l'objet de nombreuses études, considérant plus d'options possibles : le compostage avec des résidus agricoles, leur méthanisation en mélange avec résidus agricoles et enfin la possibilité de les laisser au contact du sol. Le Tableau 33 présente une sélection d'articles de recherche portant sur leur comportement dans un sol. Pour les plastiques à base d'amidon, la nature du polyester associé détermine la biodégradabilité du produit. Seul les régions amorphes, associées à la présence d'amidon, sont dégradées. En conditions de températures mésophiles, le PLA et PBAT sont globalement considérés comme difficilement biodégradables au contact ou enfoui dans le sol. Toutefois, les travaux de Zumstein et al. (2018) sur un PBAT non additivé mettent en évidence une minéralisation partielle (>20%) en CO₂ après 6 semaines d'incubation au contact du sol à 25°C. L'utilisation d'échantillons de PBAT marqué au ¹³C sur différents carbones du monomère permet de mieux comprendre les mécanismes d'hydrolyse du polymère et d'assimilation des monomères produits. Plusieurs équipes de recherche ont également étudié le devenir de PHAs et PCLs dans les sols et notent également l'influence de la température d'incubation, de l'humidité, de la nature du sol et, bien évidemment, des spécificités du polymère testé.

Note : La procédure standardisée ISO 846 précise les conditions opératoires à suivre pour la réalisation d'essais expérimentaux de la biodégradation de plastiques en conditions d'enfouissement dans le sol (Tserki et al. 2006) : ISO 846:2019 - Plastiques — Évaluation de l'action des micro-organismes.

<table><caption>Tableau 33 : Comportement des plastiques biosourcés et/ou biodégradables à usage agricole type paillage au contact ou enfoui dans un sol.</caption><thead><tr><td>Références</td><td>Polymère</td><td>Conditions</td><td>Temps</td><td>Constatation</td></tr></thead><tbody><tr><td>(Goheen et Wool 1991)</td><td>Mélange amidon/PE faible densité</td><td>Extérieure et intérieure<br/>Trois sols testés<br/>63-79°F<br/>Pesée des échantillons<br/>Caractérisation : FTIR (suivi de l'amidon), obs. visuelle</td><td>240 jours</td><td>Biodégradation de l'amidon, uniquement.<br/>Pas de modification du PE.</td></tr><tr><td>(Mergaert et al. 1992)<br/>(Mergaert, Webb, Anderson, Wouters, et Swings' 1993)</td><td>PHB et HV</td><td>Simulées : laboratoire<br/>5 sols différents<br/>3 T différentes : 15, 28 et 40°C.<br/>(+ essais de com. dom.)<br/>Analyse : perte de masse, MM (GPC), propriétés mécaniques</td><td>200 jours</td><td>PHB et PHB/HV dégradés dans les conditions d'enfouissement dans les différents sols.<br/>Dégradation dépendante de la température (forte baisse de la MM à 40°C) et de la nature du sol.</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>Références</th><th>Polymère</th><th>Conditions</th><th>Temps</th><th>Constatation</th></tr></thead><tbody><tr><td>(Bastioli 1998)</td><td>Films à base d'amidon : Mater-Bi, corn starch/EVOH, polyesters aliphatiques, etc..</td><td>Simulées : laboratoire<br>Sol : essais sur plusieurs sols et perlite<br>Analyse : perte de masse.</td><td>30 jours</td><td>Synthèse sur les données Novamont pour les produits Mater-Bi</td></tr><tr><td>(Solaro, Corti, et Chiellini 1998a)</td><td>Films<br>PHB/HV<br>PCL, PVA et Mater-Bi</td><td>Simulées : laboratoire<br>Sol : essais sur plusieurs sols et perlite<br>Analyse : perte de masse, CO2</td><td>120 jours</td><td>Taux de Biodé. Inférieurs à 50%, après 120 jours d'incubation<br>Biodégradation non stabilisée pour PCL, PHB/HV ; Faible biodégradation du PVA</td></tr><tr><td>(Calmon et al. 1999)</td><td>Films<br>PHBV, PCL/S, PLA/S, PCL, PLA? PE, PE/S, cellophane ...</td><td>In situ (4 sites Fr)<br>Enfouissement : différentes profondeurs<br>Analyse : perte de masse, analyse d'images, visuelle.</td><td>4, 6, 10, 14, 18, 24 mois</td><td>Biodégradation variable selon le type de sol, la profondeur et les caractéristiques du polymère.</td></tr><tr><td>(Wu 2003)</td><td>Films : 75 x 25 mm (150 µm)<br>PCL<br>Et mix PCL/amidon (PCL/S)</td><td>Simulées : laboratoire, standard ASTM D570-8<br>Sol à 20% d'humidité<br>Température : 25°C<br>Analyse : perte de masse, FTIR, ¹H-RMN, DSC, propriétés mécaniques, comp. à l'eau</td><td>6 semaines</td><td>Influence nette sur la biodégradation de la comptabilisation du PCL et de l'amidon.</td></tr><tr><td>(Shogren et al. 2003b)</td><td>Eprouvettes<br>Mix : Amidon/PLA/ Thermoplastique: oly(hydroxyester-ethers) (PHEE)</td><td>In situ<br>Suivi de la perte de masse et changements physique (résis mécanique, ...)</td><td>12 mois</td><td>PLA : pas de perte de masse.<br>Amidon/PLA : 0-15%<br>Amidon/PLA/PHEE : 4-50%</td></tr><tr><td>(Tserki et al. 2006)</td><td>Films : 15x15x0.4 mm, PBSu<br>PBSA, PBAd</td><td>Simulées : Standard ISO 846<br>Est. de la perte de masse<br>Observation SEM des échantillons</td><td>5 mois</td><td>Dégradation de la surface des échantillons</td></tr><tr><td>(Solaro, Corti, et Chiellini 1998a)</td><td>PCL<br>PHB/HV<br>PVA<br>Mater-Bi</td><td>Simulées : plusieurs sols testés, Tx d'humidité variable<br>Suivi de la production de CO2</td><td>120 jours</td><td>Biodégradation partielles de tous les polymères testés.<br>Observation d'une baisse de la vitesse au cours des essais</td></tr><tr><th>Références</th><th>Polymère</th><th>Conditions</th><th>Temps</th><th>Constatation</th></tr><tr><td>(César et al. 2009)</td><td>Poudre (&lt;1.0 mm)<br>PCL/S<br>Plastiques mix à base d'amidon modifié (adipate)</td><td>Simulées : Standard ASTM D 5988-03<br>Sols avec différentes textures (teneurs en argile et sable)<br>Température : 28°C<br>Analyse : production de CO2<br>Ecotox : test de germination.</td><td>120 jours</td><td>Bonne biodégradation des mix PCL/S<br>L'augmentation du ratio PCL/S ne modifie la biodégradation.<br>La dimension des fragments joue un rôle majeur sur la cinétiqüe<br>Meilleur biodé dans les sols argileux</td></tr><tr><td>(Rychter et al. 2010b)</td><td>Film PBAT (Ecoflex)</td><td>Simulées : Standard 11269-2<br>Sol sableux, 22°C, 15% d'humidité.<br>Analyse : H-RMN, obs. visuelle, perte de masse, MM, Ecotox : plantes</td><td>0, 4, 10, 16, 22 mois</td><td>Perte de masse : 50%, en moyenne<br>Désintegration partielle<br>Dégradation dès 4 mois.<br>Pas de variation de la MM (désintegration et non biodégradation)</td></tr><tr><td>(Rudnik et Briassoulis 2011d; 2011c; Boyandin et al. 2012b)</td><td>Films : PLA<br>PHA (Mirel™)<br>Mater-Bi</td><td>In situ : enfouissement dans un sol agricole, et dépôt en surface, temp. ambiante.<br>Laboratoire : BDO type OXITOP™ (suivi conso O2) – 30 et 40°C (+ essais de compostage agricole)<br>Analyses : obs visuelles, DSC, FTIR-ATR, résistance mécanique, pertes de masse.</td><td>In situ : 7 mois (juin-janvier)<br>Lab : 28 jours</td><td>Biodégradation lente du PLA in situ, biodégradation plus rapide du PHA (combinaison d'une hydrolyse et d'une activité de dégradation biologique<br>Processus de biodégradation du PHA, couche par couche</td></tr><tr><td>(Saadi et al. 2012)</td><td>Poudre : PLLA</td><td>Simulées : essais labo selon le protocole modifié ASTM D5988-03<br>Température : 30°C<br>Analyses : suivi de la production de CO2, DCS, SEC, MALDI-TOF</td><td>225 jours</td><td>30°C : &lt; 10% de conversion en CO2</td></tr><tr><td>(Boyandin et al. 2012b)</td><td>Films : PLA<br>PHA (Mirel™)<br>Mater-Bi</td><td>In situ, 2 saisons différentes<br>Analyse : suivi de la perte de masse, MM (GPC), taux de cristallinité (DRX)</td><td>3 mois</td><td>Dégradation des PHA, avec baisse de la masse molaire, et augmentation du taux cristallinité : biodégradation préférentielle des phases amorphes.</td></tr><tr><td>(Saadi et al. 2013)</td><td>Films : PBAT<br>1x2 cm (e = 0.1 µm)</td><td>Simulées : essais labo selon le standard modifié ASTM D5988-03<br>Températures : 30 et 58°C<br>Analyses : suivi de la production de CO2, DSC, SEC, MALDI-TOF</td><td>225 jours</td><td>30°C : &lt; 20% de conversion en CO2<br>Hydrolyse des liaisons esters (aux extrémités des chaines), baisse de la MM et de la Tg</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th></th><th></th><th></th><th></th><th></th></tr></thead><tbody><tr><td>(H. Wang et al. 2015b)</td><td>Films :<br>10 cm x 20 cm<br>PBAT (Ecoflex)<br>PBAT/Amidon (TPS ou<br>ATPS)<br>Influence de composés<br>anti-microbiens</td><td>Analyses : pertes de masse,<br>résistance mécanique, MM (GPC),<br>microscopie optique<br><br><b>In situ</b> : enfouissement à 15-40<br>cm<br>Température extérieure (0-<br>25°C) – été.<br>Suivi : pertes de masse, SEM,<br>tests mécaniques, DSC</td><td>3 mois</td><td>Biodégradation des deux co-<br>polymères, même en présence<br>d'agents antimicrobiens.</td></tr><tr><td><b>Références</b></td><td><b>Polymère</b></td><td><b>Conditions</b></td><td><b>Temps</b></td><td><b>Constatation</b></td></tr><tr><td>(Weng, Wang, et al. 2013)</td><td>Films :<br>5cm x 10 cm<br>P(3HB,4HB)/PLA</td><td><b>In situ</b> : enfouissement dans un<br>sol, deux profondeurs :<br>20 cm : aérobie,<br>40 cm : anaérobie<br>Analyses : pertes de masse,<br>FTIR, Tg, SEM, analyse<br>élémentaire CHNO</td><td>0, 1, 2, 3 et 5<br>mois</td><td>Biodégradabilités variables : PHA-<br>100<br>[P(3HB,4HB)] > PHA-75<br>[P(3HB,4HB)/PLA, 75/25] > PHA-50<br>[P(3HB,4HB)/PLA, 50/<br>50] > PHA-25 [P(3HB,4HB)/PLA,<br>25/75] > PLA</td></tr><tr><td>(Y.-X. Weng et al. 2013)</td><td>Films :<br>PLA<br>PBAT<br>PLA/PBAT</td><td><b>In situ</b> : Mêmes conditions que<br>(Weng, Wang, et al. 2013)</td><td></td><td>Biodégradabilités variables :<br>FTIR : pas de modification,<br>Baisse de la teneur en C et<br>augmentation de O.</td></tr><tr><td>(Šerá et al. 2016)</td><td>Film :<br>1 copolyester<br>aromatique-aliphatique<br>(PBAT)avec amidon +<br>additifs biosourcés</td><td><b>Simulées</b> : Sol : 3 sols différents<br>Température : 25°C<br>Analyse : suivi O2 et CO2 (GC),<br>SEM et analyse visuel, MM<br>(GPC), propriétés mécaniques.</td><td>70 jours</td><td>Biodégradation rapide de l'amidon,<br>permettant de faciliter la<br>biodégradation du copolyester.<br>La morphologie du matériau joue un<br>rôle majeur sur la biodégradation</td></tr><tr><td>(Volova et al. 2017)</td><td>PHA : P(3HB),<br>P(3HB/3HV), P(3HB/<br>4HB), et P(3HB/3HHx)</td><td><b>In situ</b> : éch. Placés dans<br>des sacs en nylon<br>hum. 50%<br>Température : 21 et 28 °C<br>Evaluation de la perte de<br>masse, PM, cryst.,<br>morphologie</td><td>35 jours</td><td>Biodégradation : P(3HB/4HB) ><br>P(3HB/3HHx) > P(3HB/<br>3HV) > P(3HB)</td></tr><tr><td>Narancic et al. (2018)</td><td>Films : PLA et mix<br>20 x 20 x 0.2<br>cm<br>PLA, PHB, PHO, PCL, PBS<br>et TPS<br>Mix :<br>PLA/PCL, PLA/PBS,<br>PLA/PHB ; PLA/PHO,<br>PCL/PHO, PCL/TPS</td><td><b>Simulées</b> : ISO 17556<br>voie sèche thermophile<br>Conditions : sol artificiel +<br>nutriments<br>Température : 25°C<br>Suivi : piégeage du CO2<br>dans solution de KOH</td><td>2 ans</td><td>Bonne biodégradation pour :<br>PHB/PHO (85/15), PHB/PCL (60/40),<br>PCL/TPS (70/30),<br>PCL,<br>PHB,<br>et TPS</td></tr><tr><td>(Zumstein et al. 2018)</td><td>Films : PBAT marqué <sup>13</sup>C<br>(plusieurs sites)</td><td><b>Simulées</b> : sol agricole<br>(humidité : 12% de la<br>capacité au champ)<br>Température : 25°C<br>Détermination de la<br>minéralisation : suivi du<br>CO<sub>2</sub> par piégeage</td><td>40 jours</td><td>Analyse détaillée de l'hydrolyse, de<br>la bioconversion en biomasse<br>microbienne (fonges et bactéries) et<br>de la minéralisation du PBAT</td></tr></tbody></table>
### 4.4.5 Facteurs influençant la biodégradation des polymères

Quelles que soient les conditions environnementales et les caractéristiques des polymères considérés, leur biodégradation s'effectue en deux grande étapes, comme expliqués dans l'annexe 6.4 « Focus sur les mécanismes de biodégradation des polymères », page 213 : une première étape de fragmentation liée à des mécanismes de dépolymérisation par des réactions d'hydrolyse et d'oxydation biotiques ou abiotiques, et une seconde étape de minéralisation avec assimilation des produits de la dépolymérisation et produits d'éléments simples tels que l'eau, le dioxyde de carbone et le méthane. Ces mécanismes biotiques et abiotiques sont dépendant de nombreux facteurs : facteurs environnementaux liés au milieu dans lequel se trouve le polymère et des facteurs intrinsèquement liés aux caractéristiques physico-chimiques du polymère. La diversité des facteurs influençant la dégradation des matériaux polymères est à l'origine de la difficulté à standardiser leur fin de vie, chaque polymère et chaque milieu possédant des caractéristiques bien spécifiques. La Figure 54 ci-dessous résume les principaux facteurs d'influence. Nous nous intéresserons par la suite aux facteurs d'influences associés aux matériaux et polymères qui les constituent.

<figure><img src="image_61.png" /><figcaption>Figure 54 : Facteurs influençant la dégradation d'un polymère (adapté de Rémy, 2014).</figcaption></figure>

#### 4.4.5.1 Masse molaire du polymère

La biodégradabilité d'un polymère varie selon la masse molaire (MM) du polymère, comme observée par de nombreux auteurs (Park 1994; Witt, Müller, et Deckwer 1996; Bernhard et al. 2008; Husarova et al. 2014; Deroiné 2014). C'est le cas du PLA dont la biodégradation en conditions de compostage diminue avec l'augmentation de la masse molaire (Husárová et al. 2014). Des observations similaires ont été reportées sur la biodégradation de poly(éthylène glycol) (PEG) de différentes masses molaires, avec également une augmentation de la phase latence (Bernhard et al. 2008). L'influence de la masse
molaire sur la biodégradabilité des polymères s'explique par le lien entre MM et d'autres caractéristiques physico-chimique (et thermiques) :

- MM et température de transition vitreuse Tg : plus la MM est élevée, plus la Tg est élevée. Si la Tg est ou inférieure à la température imposée par le milieu environnemental, la dépolymérisation (hydrolyse ou oxydation) du polymère sera favorisée (Park 1994) ;

- MM et solubilité : hydrophobes pour la plupart, les polymères synthétiques sont peu ou pas hydrosolubles. L'hydrosolubilité des polymères va augmenter au cours de leur biodégradation et baisse de leur MM, facilitant leur accessibilité vis-à-vis des enzymes produites par les micro-organismes (Deroiné 2014).

### 4.4.5.2 Températures caractéristiques

Si la température de transition vitreuse (Tg) d'un polymère est inférieure à la température de biodégradation, alors il est à l'état caoutchoutique, ce qui favorise la mobilité des chaînes, et donc leur accessibilité aux agents chimiques et aux enzymes, donnant lieu à une meilleure dégradabilité.

Certains auteurs proposent également la température de fusion du polymère comme paramètre influant sur la cinétique d'hydrolyse enzymatique dans le cas de copolyesters aliphatiques/aromatiques. Ils proposent un modèle dans lequel la biodégradation est rapide si la différence de température entre celle du milieu et le point de fusion est inférieure à 30 °C (Marten, Müller, et Deckwer 2003; 2005).

### 4.4.5.3 Forme physique du matériau

Très généralement, plus la surface spécifique du matériau est importante, plus le polymère le constituant est susceptible d'être accessible aux agents biotiques et abiotiques favorisant sa dépolymérisation. Husarova et al. (2014) ont mis en évidence l'influence de la surface spécifique sur des échantillons de matériaux en PLA dans des conditions de compostage. Toutefois, l'hydrolyse ne serait pas uniquement un phénomène de surface (Grizzi et al. 1995). L'hydrolyse abiotique du PLA se produirait également au cœur du matériau, avec une cinétique plus rapide. L'hypothèse principale est l'autocatalyse de l'hydrolyse, liée à l'accumulation d'acides organiques issus de l'hydrolyse favorisant ainsi la dépolymérisation et augmentant ainsi la porosité interne du matériau (hollow structure). Les dimensions (surface mais aussi volume et épaisseur) ont une influence en lien avec une autre propriété, le coefficient de diffusion de l'eau dans le matériau polymère (Burkersroda, Schedl, et Göpferich 2002), les mécanismes de dépolymérisation pouvant avoir lieu principalement en surface, mais également dans tout le matériau.

### 4.4.5.4 Taux de cristallinité

L'accessibilité des agents chimiques et biologiques de dépolymérisation est variable selon l'organisation structurale des chaines de polymères dans le matériau. Globalement, la vitesse de biodégradation diminue avec l'augmentation du taux de cristallinité. Plus ce taux est élevé, plus les chaines de polymères sont difficilement accessibles à l'eau (Pantani et Sorrentino 2013; Zhou et Xanthos 2008), mais également aux enzymes (Pantani et Sorrentino 2013). Ces auteurs ont en effet observé une cinétique de biodégradation élevé du PLA amorphe par rapport à celle du PLA semi-cristallin, en conditions abiotiques et en conditions simulées de compostage. L'influence du taux de cristallinité a été confirmée sur différents polymères, par de nombreux auteurs, dont le PBAT (Tserki et al. 2006) par exemple. Toutefois, pour un même taux de cristallinité, l'organisation cristalline des chaines de polymères a une influence sur les cinétiques de dépolymérisation, comme observé sur le PBS en conditions d'hydrolyse alcaline (Cho, Lee, et Kwon 2001).
#### 4.4.5.5 Hydrophilie

La capacité d'absorption en eau (hydrophilie) est une propriété majeure à prendre en considération sur la dégradabilité des polymères (Saha et Tsuji 2006) : plus l'hydrophilie augmente, plus le polymère est susceptible d'être hydrolysé, comme c'est le cas de plupart des polymères biosourcés et/ou biodégradables étudiés. Höglund, Hakkarainen, et Albertsson (2010) ont mis en évidence la diminution de la vitesse de dépolymérisation de formulations à base de PLA avec l'augmentation de leur hydrophobie. De même, les réactions de catalyses enzymatiques de dépolymérisation sont facilitées par l'absorption de l'eau dans le matériau, selon la porosité plus ou moins importante de celui-ci (Li et al. 2000). Enfin l'hydrophilie de surface des matériaux joue un rôle majeur sur les colonisations de surface et la formation de biofilms sur les matériaux (Jeyakumar, Chirsteen, et Doble 2013).

#### 4.4.5.6 Groupement et types de liaison

La dépolymérisation dépend étroitement des caractéristiques des polymères étudiés. La coupure des liaisons chimiques entre motifs de répétition dépend du type de liaisons :

- Les liaisons hydrolysables comprennent les liaisons amide, anhydride, carbamide, ester, éther et uréthane (Lucas et al. 2008). Göpferich et al. ont mesuré les demi-vies associées à l'hydrolyse de plusieurs liaisons chimiques et ont établi que les liaisons anhydride et ortho ester, suivies des liaisons ester et amide, sont les plus facilement hydrolysables (Göpferich 1996);

- Certains types de liaisons peuvent subir de la photo-oxydation, ce qui peut-donner lieu à des coupures de chaînes ou bien à de la réticulation sous UV (Lucas et al. 2008).

Cependant, la nature de la liaison seule ne permet pas d'expliquer le comportement en fin de vie d'un polymère. En effet, la nature du motif de répétition est également cruciale. Par exemple, l'encombrement stérique peut diminuer la cinétique de biodégradation (Göpferich 1996). Les polyesters possédant des ramifications ou branchements sont moins susceptibles d'être assimilés, que ceux étant principalement linéaires (Tokiwa et al. 2009).

Les fonctions aromatiques rendent un polymère difficilement biodégradable, comme le PET qui est pourtant un polyester. Toutefois, ces fonctions confèrent des bonnes propriétés matériaux, c'est pourquoi des copolyesters aromatiques/aliphatiques sont à l'étude dans la littérature, dans le but de trouver un compromis entre tenue mécanique et dégradabilité. Quelques exemples de ce type de copolyesters ont été développés par Müller et coll. (Müller, Kleeberg, et Deckwer 2001). Plus récemment, Husarova et al. ont produit un poly(éthylène térephtalate-co-lactate) et ont constaté également que l'ajout d'unités aliphatiques améliore l'hydrolysabilité ainsi que la biodégradabilité du PET (Husarova et al. 2014).

Totaro et coll. ont constaté une influence de la stéréochimie ainsi que groupements terminaux ioniques sur la dégradabilité de polyesters (Totaro et al. 2014). Zhou et al. ont observé que le PDLA est hydrolysé plus rapidement que le PLLA, et ce car le PDLA est moins cristallin que le PLLA (Zhou et Xanthos 2008). Concernant les PHA, il a été observé que le copolymère PHBV se dégrade plus rapidement dans le sol que le PHB, ce qui s'explique également par le fait que le copolymère PHBV a un taux de cristallinité moins élevé que le PHB (Boyandin et al. 2012b).

#### 4.4.5.7 Conclusions et synthèse

En conclusion, il existe de nombreux facteurs d'influence intrinsèques aux polymères et aux matériaux, qui ont une influence sur les propriétés de dégradabilité des matériaux polymères. Ces facteurs sont liés entre eux. La notion d'accessibilité et de mobilité des chaînes intervient toutefois régulièrement
dans les relations entre propriétés physico-chimique et aptitude à la biodégradation. Les propriétés de biodégradabilité des polymères biosourcés et/ou biodégradables sont résumées dans le Tableau 34.

<table><caption>Tableau 34 : Propriétés de dégradabilité de polymères biosourcés et/ou biodégradables.</caption><thead><tr><th>Polymère</th><th>Conditions</th><th>Dégradabilité</th><th>Sources</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="2">PLA</td><td>Mésophiles : compostage domestique, eau de mer, enfouissement, conditions anaérobies</td><td>Mauvaise</td><td>(Shogren et al. 2003a; Yagi et al. 2009a; Rudnik et Briassoulis 2011b; Greene 2012)</td></tr><tr><td>Thermophiles : conditions anaérobies, compostage industriel</td><td>Bonne</td><td>(Ho, Pometto, et Hinz 1999; Kale, Auras, et al. 2007; Yagi et al. 2009a)</td></tr><tr><td rowspan="4">PBS</td><td>Mésophiles aérobies : boues de station d'épuration, compostage, enfouissement, milieu aqueux</td><td>Faible/partielle</td><td>(P. Shin, Kim, et Kim 1997; Kasuya et al. 1998; H. S. Cho et al. 2011a; H. S. Yang, Yoon, et Kim 2004)</td></tr><tr><td>Thermophiles aérobies : eau, compostage industriel</td><td>Partielle</td><td>(H. S. Yang, Yoon, et Kim 2004; Kunioka, Ninomiya, et Funabashi 2009a; Marie Dvorackova et al. 2015)</td></tr><tr><td>Mésophiles anaérobies : boues de station d'épuration</td><td>Mauvaise</td><td>(P. Shin, Kim, et Kim 1997; H. S. Cho et al. 2011a)</td></tr><tr><td>Thermophiles anaérobies : Boues de station d'épuration</td><td>Partielle</td><td>(Marie Dvorackova et al. 2015)</td></tr><tr><td rowspan="5">PHA</td><td>Mésophiles aérobies ; compostage, enfouissement</td><td>Variable selon le PHA étudié</td><td>(Mergaert, Webb, Anderson, Wouters, et Swings 1993; Rudnik et Briassoulis 2011a; J. Zhang, Lu, et Chu 2011; Boyandin et al. 2012a)</td></tr><tr><td>Thermophiles : compostage industriel</td><td>Bonne</td><td>(Y. X. Weng et al. 2010; Y. X. Weng, Wang, et Wang 2011)</td></tr><tr><td>Anaérobies : sédiments marins, boues de station d'épuration</td><td>Bonne</td><td>(P. Shin, Kim, et Kim 1997; D M Abou-Zeid, Muller, et Deckwer 2001; Federle et al. 2002)</td></tr><tr><td>Aqueux biotiques : lacs, eau de mer, eau de rivières</td><td>Partielle à bonne</td><td>(Kasuya et al. 1998; Greene 2012; Morgan Deroiné et al. 2015)</td></tr><tr><td>Aqueux abiotiques</td><td>Mauvaise</td><td>(Kasuya et al. 1998)</td></tr><tr><td rowspan="3">Poly(butylene adipate-co-terephthalate) (PBAT)</td><td>Thermophiles : compostage industriel</td><td>Bonne</td><td>(Kijchavengkul et al. 2008a; Stloukal et al. 2012a)</td></tr><tr><td>Enfouissement dans le sol</td><td>Variable selon paramètres environnementaux</td><td>(Rychter et al. 2010a; Y. X. Weng et al. 2013; H. Wang et al. 2015a)</td></tr><tr><td>Mésophiles anaérobies</td><td>Lente</td><td>(Dunja Manal Abou-Zeid, Müller, et Deckwer 2004)</td></tr><tr><td rowspan="3">PCL</td><td>Thermophiles aérobies : compostage industriel</td><td>Bonne</td><td>(H. S. Yang, Yoon, et Kim 2004; Hoshino, Tsuji, Momochi, Mizutani, Sawada, Kohnami, Nakagomi, Ito, Saida, Ohnishi, Hirata, Kunioka, Funabashi, et al. 2007)</td></tr><tr><td>Mésophiles anaérobies : boues de station d'épuration</td><td>Mauvaise/lente</td><td>(Day, Shaw, et Cooney 1994a; Gartiser, Wallrabenstein, et Stiene 1998b; D M Abou-Zeid, Muller, et Deckwer 2001; Federle et al. 2002)</td></tr><tr><td>Enfouissement dans le sol</td><td>Lente</td><td>(Solaro, Corti, et Chiellini 1998b)</td></tr></tbody></table>
5 PRINCIPALES CONCLUSIONS ET PERSPECTIVES DE RECHERCHE SUR LES
POLYMERES BIOSOURCES ET/OU BIODEGRADABLES ET LEUR FIN DE VIE

Ce chapitre propose la synthèse des connaissances, interrogations et perspectives de recherche associées à la maîtrise de la fin de vie des plastiques biosourcés et/ou biodégradables, de l'éco-conception aux développements des filières de gestion des déchets.

Dans un contexte de développement de la gestion circulaire des ressources exploitées et consommées dans nos sociétés, la mise sur le marché de plastiques biosourcés et/ou biodégradables nécessite de prendre en considération le devenir de tels produits en fin de vie. Cette problématique est complexe pour plusieurs raisons :

- Un développement récent de l'offre et de la demande des plastiques biosourcés et/ou biodégradables ;

- Une offre présentée comme une alternative aux plastiques conventionnels, principalement pétrosourcés, dans un contexte où le cours du pétrole est à la baisse ;

- Une demande croissante des consommateurs pour l'usage de produits plus respectueux de l'environnement ;

- Une offre variée de polymères biosourcés et/ou biodégradables : des polymères biosourcés qui présentent un mimétisme chimique avec des plastiques conçus sur la base de polymères et additifs pétrosourcés, aux polymères présentant une structure polymère innovante qui les distinguent totalement des plastiques pétrosourcés ;

- Des caractéristiques nouvelles par rapport aux polymères conventionnels, comme leur caractère biosourcé et la propriété de certains polymères à se dégrader sous l'influence de facteurs biotiques ou abiotiques.

La diversification des résines mises sur le marché nécessite de considérer les filières de gestion de traitements et de valorisation des déchets solides, et les capacités d'intégration de ces nouveaux produits dans ces filières actuelles ou en développement. Pour cela, notre étude s'est basée sur une revue détaillée de la littérature scientifique et technique, avec l'objectif d'identifier les conséquences et les enjeux liés à la gestion de la fin de vie des plastiques biosourcés et/ou biodégradables.

Plusieurs filières de traitement et de valorisation actuelles ou en devenir ont ainsi été identifiées en fonction de l'usage des produits et de leur fin de vie potentielle :

- Recyclage mécanique ;

- Recyclage chimique ;

- Recyclage biochimique ;

- Traitement biologique dans un flux de déchets organiques fermentescibles.
## 5.1 RECYCLAGE MECANIQUE

Les tensions sur les matières premières sont des incitations fortes pour le développement de l'économie circulaire.

D'après les récentes études de l'université de Delft, quand les volumes de PLA auront suffisamment augmenté, il sera intéressant de le recycler tant d'un point de vue économique qu'environnemental, sans compter l'intérêt majeur que constitue une indépendance vis-à-vis de l'approvisionnement en matières premières (« Chemische recycling in het afvalbeleid » 2019). On doit raisonnablement pouvoir extrapoler ces conclusions de bénéfices environnementaux et économiques au recyclage d'autres matériaux polymères biosourcés, à partir de seuils de collecte post-consommation suffisamment élevés.

Depuis quelques années, la dépolymérisation suscite un fort intérêt en particulier les procédés avec catalyse enzymatique qui permettent de concilier conditions douces, rendements et cinétiques compatibles avec des procédés industriels. Cependant, seules quelques études vont jusqu'à la « repolymérisation » des produits de polymérisation purifiés. Il est clair que des procédés de « dépolymérisation, purification, repolymérisation » sont beaucoup moins directs que le recyclage mécanique.

Dans les cas où il n'y a pas de contraintes particulières, liées à l'alimentarité par exemple, le recyclage mécanique peut-être mis en œuvre rapidement et à moindres frais. Même si le taux de polluants résiduels potentiels avec un recyclage mécanique risque d'être toujours supérieur à celui d'un recyclage par « dépolymérisation, purification, repolymérisation », d'après la bibliographie scientifique, il est possible de purifier les matières à l'état fondu avec des solvants ou mélanges de solvants (eau, éthanol, acétone, CO₂ supercritique...). Le lavage de polyoléfines à l'eau montre qu'il permet d'extraire des molécules (type esters d'acides gras) jusqu'à des masses molaires de l'ordre de 400 g/mol. (Cassagnau et al. 2012). Le laboratoire IMP investit dans une nouvelle extrudeuse résistant à 300 bars, en vue d'étudier l'extraction de polluants, en ligne, à l'état fondu. L'IMP a aussi montré qu'une extraction quantitative, par CO₂ supercritique, de dilaurin (456 g/mol) pouvait se faire sur des films de PP de 300 µm pollués artificiellement avec 300 ppm de cette molécule, en 30 minutes (Ben Said et al. 2016).

D'après la bibliographie scientifique, il est aussi possible de « régénérer » les chaînes polymères à l'état fondu, par exemple avec des réactions de couplage visant à limiter la fluidification de matières sensibles à l'hydrolyse en particulier (Lacoste et al. 2005) ou pour ajuster des viscosités (Cassagnau, Mani, et Massardier-Nageotte 2011).

Néanmoins, le transfert des résultats scientifiques n'est pas toujours évident.

Dans ce contexte, le COTREP préconise un envoi dans les refus en centre de tri de 95 à 98% des bouteilles en PLA quand le centre de tri utilise du tri optique (100% à terme), à nouveau un tri optique sur bouteilles en entrée de régénération avec la même efficacité qu'en centre de tri, des bouteilles de PET perdues à cette étape. En effet, dès qu'on a des traces de PLA, ce dernier fond trop vite dans les étapes de séchage et colle aux parois. Les études du COTREP montrent un impact qualité sur le rPET dès 0,01% dans le flux PET clair et pas d'anomalie constatée sur la production de fibres colorées jusqu'à 5% (pas testé au-dessus)

Au regard de ces impacts, le COTREP préconise d'éviter jusqu'à nouvel ordre les bouteilles et flacons en PLA sur le marché français car non recyclables et perturbateurs de la régénération du PET quel que
soit la quantité. La présence d'autres emballages en PLA que des bouteilles est un peu moins problématique car s'ils restent non recyclables, ils ne sont triés que dans des centres de tri modernes équipés des meilleures technologies de tri.

Concernant la création d'une filière de recyclage de PLA et de PEF ou pourquoi pas d'un nouveau matériau pétrosourcé qui arriverait sur le marché, d'après le COTREP, la première question est l'existence d'une usine de recyclage, voire la volonté des industriels de créer cette usine de recyclage. A notre connaissance, il n'existe pas d'usine de recyclage de PLA post consommation au niveau mondial et un seul projet de R&D, auquel participent COTREP et Danone, va dans ce sens. Idem pour le PEF dont les promoteurs laissent entendre qu'on pourrait convertir une usine de régénération de PET en régénération de PEF sans trop d'investissement si le matériau s'impose. Néanmoins, à ce jour, il n'y a pas eu d'étude pour tester le tri et le recyclage du PEF en France.

Dans l'hypothèse d'un recyclage mécanique, il faut disposer d'un gisement homogène, i) nécessitant de faire de l'éco-conception, ce qui peut signifier limiter les additifs dans les emballages PLA, ii) de s'assurer aussi qu'on n'ait pas sur le marché des PLA qui ont des températures de transformation trop différentes comme c'est le cas actuellement. L'éco-conception sera également nécessaire si on parle de recyclage chimique même si on devrait avoir moins de contrainte sur les grades de PLA.

Le recyclage va concerner les emballages rigides et les emballages souples. Que ce soit en centre de tri ou chez les régénérateurs, on a des process différents suivant la forme de l'emballage donc on vise une massification par rigide et/ou souple suivant le procédé du futur régénérateur.

Enfin une usine de recyclage mécanique peut théoriquement être viable à partir de 10 000 tonnes. On constate dans la réalité que les plus petites nouvelles unités qui se créent sont un peu au-dessus avec 15 à 20 000 tonnes aujourd'hui. Pour le recyclage chimique avec genèse de monomères, on est entre 20 et 50 000 tonnes minimales selon les projets. Dans le raisonnement, attention à bien prendre en compte ces chiffres comme des entrants de site de régénération, il faut les corriger par le rendement du tri et le pourcentage d'emballages non recyclables pour arriver au gisement nécessaire à la création d'une filière.

Malgré ces barrières à l'arrivée de nouveaux matériaux dans le monde de l'emballage, a été créé le « flux développement » depuis janvier 2020, qui permet de massifier des déchets d'emballage « difficiles à recycler à date » dans un nombre restreint de centres de tri et d'accompagner les premiers pas des nouvelles filières de recyclage. Ceci est fait actuellement sur le PET opaque, les barquettes PET ou encore le PS. Le PEF comme le PLA (notamment en remplacement du PS et du film PP si on n'arrive pas à trouver de solution pour ces deux cas) pourraient à terme rentrer dans ce flux si on a des projets de recyclage derrière et que les tonnes mises sur le marché le justifient.

Concernant les impacts environnementaux du recyclage mécanique, d'après les travaux de (Shen, Worrell, et Patel 2010) pour les procédés qu'ils ont étudiés, relatifs au PET, ils sont plutôt plus faibles que ceux de la « dépolymérisation, purification, re-polymérisation ». Bien entendu, la qualité des matières recyclées n'est pas équivalente pour chaque procédé.

## 5.2 RECYCLAGE CHIMIQUE

Dans les années 2000, il y avait déjà un intérêt pour le recyclage chimique et ce dernier suscite à nouveau beaucoup d'espoirs depuis quelques années. Il est certain que l'inconvénient des polyesters,
polyamides sensibles à hydrolyse, glycolyse, dans l'hypothèse de recyclage mécanique, devient un
avantage quand on cherche à dépolymériser.

Si on arrive facilement à couper les chaines de polyesters, polyamides, les produits de dégradation ne sont pas forcément les monomères qu'on souhaiterait pour une nouvelle polymérisation menant au polymère que l'on vient de dégrader, en vue d'un recyclage isofonction. Il est important de trouver les conditions (choix de catalyseur, température de réaction...) pour optimiser les rendements en synthons souhaités. On peut aussi se poser la question de la valorisation des sous-produits, comme les oligomères par exemple. Sont-ils valorisables comme plastifiants ? A noter qu'avant dépolymérisation, il faut des étapes de préparation des déchets.

Les étapes de purification des produits post « dépolymérisation » relèvent du génie chimique et il est important d'avoir de très bonnes puretés des monomères à polycondenser en polyesters. Sans quantités suffisantes à raffiner, les opérations de purification ne devraient pas être rentables et pourraient remettre en cause l'intérêt économique du recyclage chimique.

Par rapport à un recyclage mécanique qui pourrait être assez simple à mettre en œuvre, le recyclage chimique implique des études et investissements pour les étapes de dépolymérisation et purification.

## 5.3 RECYCLAGE BIOCHIMIQUE

Le recyclage biochimique des polymères pétrosourcés et biosourcés est une filière prometteuse, basée sur la dépolymérisation bio-catalytique par des enzymes produites à partir de micro-organismes sélectionnés et, souvent, génétiquement modifiés. Cette filière de « biorecyclage » fait l'objet d'une recherche académique fortement soutenue par les acteurs publics et privés, dans la perspective d'offrir une technologie alternative au recyclage mécanique et chimique. Il est également important de rappeler que le recyclage biochimique concerne indifféremment les polymères pétro-sourcés ou biosourcés, qu'ils soient biodégradables ou pas.

Plusieurs avantages justifient l'engouement pour cette filière en développement :

- Régénération de synthons, monomères ou oligomères, sans perte de valeur du polymère au cours des multiples cycles de recyclage, comme on pourrait le craindre dans le cas du recyclage mécanique où des cycles thermo mécaniques successifs sont susceptibles de conduire à une altération des propriétés du polymère. Néanmoins, comme dans le cas du recyclage des papiers cartons, la dilution des matières recyclées dans de la matière vierge (ou de fibres végétales longues dans le cas des papiers cartons) doit permettre de maintenir les propriétés mécaniques des matériaux. Par exemple, dans le cas des polypropylènes (qui subissent des beta scissions au cours des cycles thermomécaniques entraînant une fluidification), on peut tolérer des chaînes polymères de faibles masses molaires (par exemple recyclées), pourvu qu'on rajoute une fraction de chaînes de hautes masses (issues de matières vierges, par exemple) (Jossé et al. 2016).

- Diversité des enzymes (hydrolases, oxydoréductases) identifiées et disponibles, permettant le clivage de la plupart des liaisons présentes dans les polymères commercialisés actuellement : polyoléfines, polyesters, polyuréthanes, polyamides ;

- Sélectivité des enzymes favorisant un traitement ciblé de polymères spécifiques, avec la possibilité d'envisager le recyclage des polymères en mélange comme dans le cas des multicouches, qui ne peuvent pas être recyclés actuellement ;
- Conditions « douces » de la catalyse enzymatique réduisant le recours à l'usage de produits chimiques (solvants organiques, bases, acides, comme ça peut être le cas du recyclage chimique), et réduction des consommations énergétiques (liées aux conditions de température et de pression nécessaires dans les techniques de recyclage chimique).

Toutefois, l'analyse de la bibliographie scientifique met en évidence certaines difficultés et limites liées au recyclage biochimique en vue de produire des monomères repolymérisables : en effet, si la plupart des types de polymères sont susceptibles d'être dépolymérisés par des enzymes, de nombreux facteurs influencent l'efficacité des réactions de clivage bio-catalytique de dépolymérisation hydrolytique des polyesters, polyuréthanes et polyamides, et réactions d'oxydo-réduction des polyoléfines et polyamides :

- Accessibilité des chaines de polymères aux enzymes liée aux propriétés « macro » du matériau (surface accessible, compacité, porosité, hydrophobicité, Tg, Tm ...) et liée aux propriétés intrinsèques des polymères (masse molaire, taux de cristallinité, diversité des fonctions hydrolysables, présence d'additifs, ...). Certains polymères nécessitent un prétraitement physique et/ou chimique, pour garantir cette accessibilité, comme c'est le cas par exemple des polyoléfines ;

- Prétraitement approprié des déchets plastiques : tout comme le recyclage mécanique, le recyclage biochimique nécessite a priori de traiter préférentiellement des gisements de déchets plastiques peu souillés ;

- Caractéristique des enzymes : stabilité de l'activité enzymatique (pH, température, solvants, ...), sélectivité des enzymes vis à vis des liaisons à cliver, inhibition par les produits issus de la réaction, régénération-recyclage des enzymes.

Par ailleurs, la plupart des travaux de recherche font surtout état de travaux sur la catalyse enzymatique. Toutefois, les études abordent de manière plus évasive d'une part la régénération des biocatalyseurs et, d'autre part, les opérations de récupération des produits issus de catalyse biochimique, étapes similaires à celles mises en œuvre dans les filières de recyclage chimique. La repolymérisation des produits obtenus suite à l'hydrolyse enzymatique est encore peu évaluée et nécessite des investigations complémentaires. Carbios revendique cependant d'avoir repolymérisé avec succès les monomères obtenus par dépolymérisation avec ses enzymes activées.

Les perspectives de recherche spécifique à l'étape de catalyse enzymatique des polymères, biosourcés peuvent concerner :

- Le prétraitement des polymères pour favoriser l'accessibilité des liaisons et leur dépolymérisation enzymatique, mais également pour éliminer les éléments indésirables qui pourraient nuire à la biocatalyse, en particulier la matière organique fermentescible souillant les emballages plastiques dédiés au conditionnement et à l'utilisation de produits alimentaires ;

- L'optimisation de l'activité des enzymes avec de nombreuses voies d'amélioration comme, par exemple, la stabilité thermique des enzymes permettant de réaliser des biocatalyses dans des conditions de températures supérieures à la Tg, conditions favorisant l'accessibilité des polymères aux enzymes ;

- La sélection et le design d'enzymes permettant à la fois de réaliser la dépolymérisation et la répolymérisation, selon les conditions opératoires imposées ;

- La sélection d'enzymes et conception de procédés permettant la régénération et la réutilisation de ces biocatalyseurs dont le coût de production est élevé.
## 5.4 TRAITEMENT BIOLOGIQUE

Avec le développement de l'offre et de la demande de polymères biodégradables, l'intégration des produits de consommation constitués de tels polymères dans les filières de traitement et de valorisation des déchets organiques fermentescibles est largement considéré comme une « voie logique » de leur gestion en fin de vie. En effet, sur la base de la propriété avérée de « biodégradabilité » des polymères, l'usage de courte durée de certains matériaux, comme c'est le cas par exemple des emballages alimentaires, présuppose leur orientation après usage vers des opérations de recyclage biologique de biodéchets urbains ou de résidus de production agricole : compostage décentralisé, compostage industriel, digestion anaérobie mésophile, digestion anaérobie thermophile. Toutefois, cette orientation soulève de nombreuses interrogations, abordées dans les paragraphes suivants.

### 5.4.1 Que signifient exactement les termes biosourcé, dégradable, biodégradable, compostable, etc. ?

La définition des termes liés à la dégradation de polymères plastiques a fait l'objet de nombreuses discussions dans le cadre d'associations professionnelles (IUPAC, par exemple) et de groupes de travail internationaux de standardisation. La norme internationale ISO 472 (2013) « Plastiques – Vocabulaire » fournit plusieurs centaines de définitions des termes utilisés dans le domaine des plastiques. Régulièrement mise à jour, cette harmonisation de la définition des termes permet de réduire les ambiguïtés souvent évoquées dans les rapports techniques et publications. C'est une approche consensuelle mais qui ne permet pas d'éviter les erreurs d'usage de ces termes, dans la mesure où ceux-ci sont associés à des principes scientifiques qui ne sont pas toujours évidents à appréhender, et compte tenu de visions divergentes des communautés impliquées dans le secteur des plastiques biosourcés et/ou biodégradables : plasturgie, science des matériaux polymères, biologie, etc. Cependant, cette norme ISO devrait être considérée comme la source de référence sur la définition des termes, afin de réduire les erreurs d'usage des termes employés et de permettre aux différentes communautés de communiquer entre elles.

La communication « grand-public » sur les plastiques biosourcés et/ou biodégradables doit être effectuée en évitant toute ambiguïté ou confusion, dans la mesure où le consommateur est directement sollicité pour contribuer activement à la gestion des déchets, en particulier dans les actions de tri à la source des déchets. La loi française « Anti-gaspillage » de février 2020 a d'ailleurs pris position sur l'emploi de la mention « biodégradable » sur les emballages et sacs : interdire cette mention pour éviter toute confusion pour le consommateur qui pourrait considérer, à tort, que l'abandon du produit dans l'environnement est sans conséquence.

### 5.4.2 Comment évaluer la biodégradabilité d'un matériau plastique ?

Il n'existe pas une seule et unique méthode et condition d'évaluation de la biodégradation d'un polymère. La biodégradation d'un matériau est la résultante de la désintégration et de la minéralisation + assimilation biologique des éléments constitutifs du matériau, sous l'influence de facteurs biotiques et abiotiques. Ces facteurs d'influences varient selon les caractéristiques du milieu environnemental et des caractéristiques intrinsèques du polymère et du matériau. De nombreuses
normes internationales existent, permettant d'évaluer la biodégradabilité d'un plastique dans un large spectre de milieux, solides ou liquides, et biologiquement actifs.

Les conditions de préparation des échantillons pour la détermination de la biodégradabilité des matériaux plastique sont précisées dans la norme de spécification NF EN ISO 10210 (2017). Les conditions environnementales des essais et leurs durées sont précisées dans les normes expérimentales décrivant les modes opératoires de mise en contact de l'échantillon avec le milieu biotique, les modes opératoires de suivi de l'activité biologique associée à la biodégradation de l'échantillon, et les conditions de validation des essais. Les techniques de suivi des essais varient selon les conditions d'incubation et, généralement, plusieurs techniques alternatives sont proposées, permettant de déterminer la biodégradabilité ultime (taux de biodégradation) dans les conditions environnementales spécifiques du milieu biologiquement actif.

La grande majorité des essais standardisés proposés dans les normes disponibles pour la mesure de dégradabilité sont des **essais de laboratoire**. Le principe de base est de réaliser une mesure dans des conditions expérimentales parfaitement maitrisées et reproductibles, d'un échantillon à l'autre, mais également d'un laboratoire à l'autre : conditions de préparation des échantillons de matériaux plastiques, environnement d'essai, techniques analytiques de suivi permettant d'aboutir à l'information recherchée, la détermination de la biodégradabilité ultime dans des conditions spécifiées.

Les équipes de recherche font couramment références aux procédures standardisées comme base de développement de leurs modes opératoires d'essais de biodégradation, facilitant ainsi la comparaison des résultats d'une équipe à l'autre. Les essais de biodégradation dans des conditions proches (ou identiques) des conditions standardisées sont complétés par des techniques analytiques des échantillons avant et après incubation, permettant de mieux appréhender l'évolution des matériaux au cours de l'essai. La caractérisation fine des polymères permet en effet d'identifier et de comprendre les mécanismes de biodégradation, en lien avec les propriétés des matériaux : masses molaires, propriétés mécaniques, cristallinité, températures caractéristiques (Tg et Tm), morphologie, structure chimique, ...

Toutefois, la distinction entre les mécanismes biotiques et les mécanismes abiotiques est délicate. Pour cela, il est généralement nécessaire de réaliser des essais « témoins abiotiques » parfaitement stériles d'un milieu organique complexe (compost, sol, digestat, ...) biologiquement actif. De tels essais témoins sont difficile à réaliser. A notre connaissance, il n'existe pas de techniques d'inhibition ou de stérilisation permettant de garantir l'absence absolue d'activité microbienne sans affecter les caractéristiques du milieu (modification du pH, conditions redox, transformation de la matière organique du milieu, lyse cellulaire et libération d'enzymes dans le milieu sous l'effet d'une stérilisation thermique ou par traitement aux rayons gamma, ...).

La biodégradation est une notion relative : elle dépend de nombreux facteurs d'influence : facteurs environnementaux associés au milieu, et facteurs intrinsèques liés aux matériaux et aux caractéristiques des produits qui les constituent. Par conséquent, le terme biodégradation doit nécessairement être employé en précisant les conditions environnementales testées. L'humidité du milieu, et surtout les conditions de températures sont les facteurs environnementaux les plus déterminants sur la biodégradabilité d'un polymère.

La biodégradation dépend également du facteur temps : tout matériau constitué partiellement ou totalement de chaînes hydrocarbonées peut être supposé comme biodégradable, ... mais à plus ou moins long terme. L'étude de la biodégradation de produits organiques est basée d'une part sur la
détermination du taux de biodégradation dans des conditions spécifiques et, d'autre part, sur la vitesse de biodégradation, c'est-à-dire le suivi du taux de conversion en fonction du temps. Ce suivi cinétique de la biodégradation du polymère est nécessaire pour comprendre les mécanismes biotiques ou abiotiques associés, comme par exemple l'accessibilité des chaînes polymères aux enzymes hydrolytiques libérées dans le milieu par les micro-organismes, la dépolymérisation étant généralement considérée comme l'étape limitante de la biodégradation des polymères. Ce suivi cinétique est d'autant nécessaire qu'il s'agit de prouver que le matériau sera effectivement biodégradé dans les conditions environnementales et temporelles imposées par le traitement biologique considéré.

Les méthodes enzymatiques permettent de fournir des informations sur l'accessibilité des chaines polymères, avec l'utilisation d'enzymes type dépolymérides, ou oxydo-réductases, sélectionnées selon les caractéristiques des polymères et des liaisons associées. Ces données permettront d'évaluer une aptitude à l'attaque enzymatique des chaines hydrocarbonées, mais sans pouvoir conclure sur la biodégradation ultime (dépolymérisation + minéralisation et synthèse de biomasses microbiennes) dans un milieu biologiquement actif.

### 5.4.3 Comment évaluer la biodégradabilité d'un polymère en conditions réelles ?

L'évaluation de la biodégradation en « conditions réelles » (ou « in situ ») est nécessaire, dans la mesure où les infrastructures de traitement biologique, aérobie ou anaérobie, diffèrent des unes des autres en termes de procédé industriel, et de conditions de traitement (durée de traitement, température, humidité, conditions d'aération pour les process aérobies, conditions d'agitation pour les procédés anaérobies, ...).

Toutefois, cette évaluation est difficile pour la simple raison qu'il n'est pas possible in situ de suivre spécifiquement l'activité métabolique associée à la biodégradation des matériaux polymères « dilués » dans un milieu biologiquement actif et riche en matière organique.

L'unique option analytique est d'utiliser le marquage isotopique des carbones constitutifs du matériau testé. L'analyse des ressources bibliographiques met en évidence un manque de travaux de recherche sur des matériaux plastiques marqués au ¹³C ou ¹⁴C (Zumstein et al. 2018). La raison en est simple : la synthèse de polymères marqués est complexe et coûteuse. L'offre de synthèse organique de polymères marqués semble limitée et, d'autant plus complexe que les matériaux polymères potentiellement biodégradables peuvent être biosourcés, et qu'ils peuvent être constitués de plusieurs types de polymères et additifs.

A défaut de disposer d'une technique de détermination de la biodégradabilité de polymères in situ, l'alternative généralement proposée dans les méthodes standardisées et dans les publications est la détermination du degré de désintégration des matériaux qui sera discutée dans le paragraphe suivant.

### 5.4.4 Comment évaluer la désintégration d'un matériau plastique ?

Plusieurs normes internationales présentent des modes opératoires de l'évaluation de la désintégration dans des conditions de compostage (ISO 20200 pour les essais de compostage à l'échelle laboratoire, ISO 16929 pour les essais de compostage au cours d'essais pilotes). Pour rappel, la désintégration est définie comme la « cassure physique d'un matériau en très petits fragments » (EN
13432, ISO 18606, et ISO 17088), c'est à dire une fragmentation du matériau sous l'effet de facteurs biotiques et abiotiques. Les normes expérimentales précisent que les essais décrits ne visent pas à évaluer la biodégradabilité des matériaux plastiques dans des conditions de compostage. D'autres essais sont donc nécessaires et indispensables avant de revendiquer la compostabilité des matériaux, dont les tests de biodégradation en laboratoire, dans des conditions simulées de compostage. *In situ*, seuls les essais d'évaluation de la désintégration des matériaux plastiques sont possibles. Ces essais ne permettront donc pas de démontrer la biodégradation des polymères dans des conditions réelles.

Qu'ils soient biosourcés ou pas, biodégradables ou pas, la désintégration des plastiques questionne les citoyens, les chercheurs, mais également les pouvoirs publics, en termes d'impacts environnementaux et sanitaires. En effet, la dissémination des plastiques dans l'environnement sous forme de micro-plastiques issus de la fragmentation d'un matériau est une préoccupation récente et fait l'objet depuis une vingtaine d'années de nombreux travaux de recherche pour évaluer les conséquences de la présence de micro-particules synthétiques dans les différents compartiments de notre écosystème, principalement dans le milieu marin et plus rarement dans les écosystèmes terrestres (eaux de surface, sols...). Cette problématique concerne également les plastiques biosourcés, biodégradables ou pas, à plus ou moins long terme.

### 5.4.5 Quelles sont les conséquences de la biodégradation des plastiques biosourcés et/ou biodégradables ?

L'écotoxicité des matériaux plastiques peut résulter de leurs effets directs sur les organismes vivant dans le milieu considéré, de leurs effets indirects liés à la genèse de micro-particules plastiques, et de la libération de micropolluants inorganiques ou organiques (catalyseurs, additifs, genèse de métabolites, ...). Quels que soient les mécanismes biotiques ou abiotiques impliqués dans la biodégradation des plastiques, les risques environnementaux et sanitaires sont en grande partie associés à la biodégradation incomplète du matériau. Cette question de l'écotoxicité est d'autant plus importante dans le cas où l'on souhaite développer des plastiques totalement biodégradables dans des conditions spécifiques associées à leur fin de vie.

Les polymères synthétiques, y compris les biosourcés, contiennent des catalyseurs de polymérisation, et souvent des additifs divers tels que les antioxydants thermiques, les photo-stabilisants, plastifiants, généralement pétro-sourcés et suscitant des interrogations quant à leur dangerosité. A l'heure actuelle, on peut craindre que le compostage de matériaux polymères biosourcés puisse être une source de pollution des composts, avec dissémination de catalyseurs organométalliques, et additifs divers (RECORD 2015). On peut aussi se poser la question de l'impact potentiel de l'accumulation de ces additifs. Si beaucoup d'études s'intéressent à la cinétique de biodégradation de matériaux, il est assez rare que les produits de biodégradation soient caractérisés.

A noter que des travaux de recherche visent à trouver des substituants, souvent biosourcés, les moins dangereux possibles aux catalyseurs et additifs conventionnels. Ainsi, des enzymes, en particulier de la famille des lipases, pourraient substituer des catalyseurs organométalliques. Des stabilisants et des plastifiants pourraient être biosourcés (extraits de thé vert, de marc de raisin, huile de soja époxydée, ...). C'est certainement sur ces produits alternatifs biosourcés, ne contenant pas de substances *a priori* dangereuses que devraient se focaliser des travaux de recherche, en tenant compte de l'ensemble du cycle de vie des matériaux. Il apparaît, en effet, indispensable d'anticiper leur devenir après usage dès la conception de nouveaux matériaux en considérant leurs principaux scenarii de fin de vie.
Les conséquences de la dégradabilité incomplète des plastiques biosourcés et/ou biodégradables sont encore mal connues car peu étudiées à notre connaissance, et encore peu prises en considération, ni dans la réglementation, ni dans la conception de nouveaux polymères. L'étude de l'écotoxicité des matériaux polymères et de leurs produits de biodégradation est nécessaire afin d'évaluer les conséquences de la biodégradation de ces matériaux dans les milieux biotiques. Les normes NF EN 13432 (2000) et ISO 18606 (2013) préconisent l'évaluation de l'écotoxicité des composts sur la base d'indicateurs terrestres, sur le principe d'un retour au sol des composts. Cette évaluation est principalement basée sur le taux de germination des plantes et la production de biomasses végétales (test OCDE 208). La norme NF U52-001 (2005) « Matériaux biodégradables pour l'agriculture et l'horticulture - Produits de paillage - Exigences et méthodes d'essai » (et également EN 17033 (2018) « Plastiques - Films de paillage biodégradables thermoplastiques pour utilisation en agriculture et horticulture - Exigences et méthodes d'essai » et projet de norme ISO/CD 23517-1 « Plastiques - Films de paillage biodégradables pour utilisation en agriculture et horticulture - Partie 1 : Exigences et méthodes d'essai concernant la biodégradation, l'écotoxicité et le contrôle des constituants ») précise les exigences en termes d'évaluation de l'écotoxicité des produits de paillage dans les sols amendés. Elle doit être évaluée selon trois méthodes, correspondant à trois groupes d'organismes terrestres : plantes supérieures (OCDE 208 ou ISO 11269-2), vers de terre Eisenia fetida/Eisenia andrei (ISO 11268-1 et 2), et bactéries nitrifiantes (ISO 15685). Il s'agit donc principalement de tests d'évaluation de l'écotoxicité sur un substrat solide (compost, sol) suite à un apport de polymères biosourcés et/ou biodégradables, donc en conditions de dilution élevée dans le milieu récepteur.

A notre connaissance, il n'existe pas de test d'écotoxicité spécifique pour l'évaluation de l'écotoxicité des plastiques et produits issus de leur biodégradation. D'autres tests standardisés sont cités dans la littérature et peuvent être mis en œuvre pour évaluer l'écotoxicité associée à la biodégradation partielle des polymères. En effet, certains tests nécessiteraient une adaptation pour leur usage sur les matériaux plastiques dans des conditions environnementales données, afin de mieux comprendre les effets écotoxiques associés à la désintégration des plastiques en micro-particules et au relargage de sous-produits. C'est le cas, par exemple, du test de luminescence sur la bactérie marine Vibrio fischeri décrit dans la norme ISO 11348-1, 2 et 3 « Qualité de l'eau — Détermination de l'effet inhibiteur d'échantillons d'eau sur la luminescence de Vibrio fischeri (Essai de bactéries luminescentes) », méthode expérimentale dédiée à la détermination de l'écotoxicité de matrices liquides (eaux douces, eaux de mer, eaux usées, extraits aqueux, lixiviats de déchets, ...). Développé pour les échantillons liquides pour tester l'écotoxicité liée à la présence de substance hydrosolubles, ce type de test pourrait être adapté pour évaluer l'écotoxicité de polymères et produits de biodégradation (Tuominen, Kylmä, et al. 2002).

Enfin, dans la loi française « anti-gaspillage » de février 2020, le gouvernement s'engage dans la production d'un rapport sur les impacts sanitaires, environnementaux et sociétaux des plastiques biosourcés, biodégradables et compostables sur l'ensemble de leur cycle de vie (Article 10 bis C). La biodégradation partielle avec la genèse de micro-plastiques et la libération d'additifs toxiques sont des points importants à prendre en considération, points qui n'ont pas été analysés en détail dans ce présent rapport. Une étude est en cours par l'ANSES sur cette question sanitaire.
## 5.5 ECOCONCEPTION DE POLYMERES BIOSOURCES ET/OU BIODEGRADABLES

L'écoconception est au cœur des réflexions sur le développement d'une économie circulaire (voir les récentes communications de la Commission au parlement européen cité dans l'annexe 6.2.3 sur « *la Réglementation Européenne* », page 193). Le principe de l'écoconception est d'intégrer l'environnement, dès la conception du produit, en tenant compte des ressources mobilisées pour sa production, de son usage et de ses fins de vie pressenties. Cette approche conceptuelle se base sur une méthodologie qui garantit la réduction globale des impacts environnementaux du produit dans une vision « cycle de vie ». La démarche et les approches méthodologiques d'éco-conception sont largement décrites et disponibles pour un large public, professionnels, décideurs, ou citoyens : des normes existent dont la norme française NF F X30-264 (2013) et des outils méthodologiques sont utilisés par les entreprises pour la conception de nouveaux produits.

Plusieurs principes majeurs, interdépendants et complémentaires, associés à l'écoconception des plastiques sont résumés ci-dessous (ECOS 2019) :

- Utilisation de ressources renouvelables ;

- Utilisation optimisée des ressources ;

- Conception de matériaux polymères n'entrainant pas de risques sanitaires et environnementaux dans leurs usages ;

- Conception de matériaux plastiques durables ;

- Conception de matériaux plastiques recyclables.

Ainsi, l'écoconception de nouveaux polymères doit intégrer la fonctionnalité des matériaux plastiques dans leurs usages, et les enjeux environnementaux sur l'ensemble de leur cycle de vie : : ressource initiale, consommation optimisée des ressources, synthèse des polymères, production et mise en forme du matériau et, fins de vie contrôlées associées à leurs usages.

Sur la base des objectifs initiaux, notre étude a ciblé la question de la fin de vie des plastiques biosourcés et/ou biodégradables, en considérant plusieurs facettes du problème :

- Polymères biosourcés et/ou biodégradables, formulations actuellement sur le marché ou en cours de développement ;

- Usages effectifs et potentiels ;

- Fins de vie contrôlées, liées à l'usage de ces polymères ;

- Filières de traitement des plastiques actuelles ou en développement, soit en vue de leur élimination, soit en vue de leur valorisation, et conséquences du développement de nouveaux polymères dans ces filières.

L'écoconception des plastiques biosourcés et/ou biodégradable est également mise en œuvre pour développer une alternative crédible aux polymères conventionnels. Pour cela, et au regard de l'analyse de connaissances actuelles sur la fin de vie des plastiques biosourcés et/ou biodégradable, il semble nécessaire de disposer d'une méthodologie spécifique d'écoconception, adaptée à la conception des plastiques.
Directement liée à leur gestion en fin de vie contrôlée, la recyclabilité est un enjeu majeur pour le développement d'une offre de nouveaux polymères. Pour intégrer la recyclabilité des polymères biosourcés en fin de vie, il apparaît nécessaire de considérer plusieurs points techniques à l'écoconception, en considérant l'état actuel des filières de traitement et de valorisation des déchets :

- **Recyclage matière** – c'est toujours, et probablement encore pour longtemps, la principale filière économiquement viable et techniquement mature de recyclage des plastiques conventionnels. Filière incontournable pour l'instant, les polymères biosourcés devraient être écoconçus dans la perspective d'un recyclage matière *via* les opérations mécaniques de tri séparatif. Nous distinguons deux situations :

* Polymères biosourcés identiques aux polymères pétrosourcés : leur traitement dans les filières actuelles de recyclage mécanique des déchets ne présente pas de limite technique pour leur tri, l'identification et la valorisation matière ;

* Polymères biosourcés et/ou biodégradables de structures nouvelles : leur intégration dans la filière recyclage mécanique est problématique nécessite de les identifier pour les écarter des flux de plastiques conventionnels et éviter le risque avéré de perturber la valorisation matière. Cette nécessité est d'autant plus forte pour les polymères dégradables en raison de l'altération des chaines polymères sous l'effet de facteurs biotiques ou abiotiques ; la présence d'additifs peut potentiellement être problématique pour le recyclage matière ; absence de filière spécifique de valorisation de tels polymères en 2020.

- **Recyclage chimique** - cette filière est en voie de développement en Europe. Son intérêt majeur est le suivant : de nombreux polymères, pétro ou biosourcé, peuvent être traité par catalyse chimique, avec production de synthons, monomères, oligomères. Des offres technologiques existent, mais ne sont pas encore disponibles à l'échelle industrielle. La viabilité économique et environnementale reste encore à démontrer. Toutefois, le recyclage chimique peut être une opportunité pour traiter les plastiques qui ne seraient pas recyclables dans la filière recyclage matière. Le recyclage chimique ouvre des perspectives intéressantes qui expliquent une forte activité de recherche pour le développement de procédés. L'écoconception intégrant le recyclage chimique semble une orientation intéressante pour le développement de nouveaux polymères, dans le cas où le recyclage matière ne pourrait pas être envisagé.

- **Recyclage biochimique** : la filière industrielle n'existe pas actuellement. Le recyclage biochimique est une alternative intéressante au recyclage chimique, sur l'hypothèse encore à démontrer de sa viabilité technique, économique et environnementale. Cette filière de catalyse enzymatique traite surtout les polyesters avec sans doute le potentiel de traiter n'importe quel polymère, biosourcé et/ou biodégradable. Tout comme le recyclage chimique, cette option de fin de vie devrait être intégrée dans l'écoconception comme filière possible de recyclage de polymères à structure nouvelle pour lesquels le recyclage matière n'est forcément très satisfaisant à ce jour.
- **Recyclage biologique** : Le recyclage biologique est LA filière mise en avant dans le développement de l'offre commerciale de matériaux polymères potentiellement dégradables. Il s'agit plus d'une filière de **traitement biologique** que d'un recyclage biologique, sur le principe de considérer une biodégradation ultime du matériau dans les conditions environnementales (température, pH, présence ou absence d'oxygène, humidité, ...) et temporelles imposées par les différentes voies de traitement biologique. L'éco-conception doit intégrer ces conditions imposées dans les filières biologiques actuelles pour le développement de nouveaux matériaux « biodégradables », dans la mesure où cette propriété novatrice est mise en avant **pour la fin de vie du produit**. Il s'agit donc de concevoir de nouveaux polymères répondant à un cahier des charges relativement complexe : assurer les propriétés d'usage des matériaux polymères (résistance mécanique, comportement à l'eau, résistance thermique, etc.), assurer leur biodégradabilité ultime dans les conditions imposées par les filières biologiques de méthanisation et de compostage, tout en garantissant l'absence d'impacts environnementaux et sanitaires associés à leur biodégradation : désintégration, minéralisation incomplètes, relargage de produits de dégradation : monomères, catalyseurs, additifs.

Des travaux de recherche visent à trouver des substituants, souvent biosourcés, les moins dangereux possibles aux catalyseurs et additifs conventionnels. Ainsi, des enzymes, en particulier de la famille des lipases, pourraient substituer des catalyseurs organométalliques de synthèse de polymères. Des stabilisants et des plastifiants pourraient être biosourcés (extraits de thé vert, de marc de raisin, huile de soja époxydée...). C'est certainement sur ces nouveaux matériaux, ne contenant pas de constituants *a priori* dangereux, que devraient se focaliser des travaux de recherche sur les plastiques biosourcés et/ou biodégradables.

Des approches trop morcelées, peuvent constituer des freins au recyclage. Comme illustré ci-dessous, il devient de plus en plus nécessaire d'anticiper la fin de vie dès la conception de nouveaux matériaux en associant des études sur des scénarii de fin de vie.

<figure><img src="image_62.png" /></figure>
# 6 ANNEXES
# 6.1 RECHERCHE D'INFORMATIONS

## 6.1.1 Entretiens

### 6.1.1.1 Objectifs

Dans le cadre de cette étude, nous avons été amenés à interroger divers acteurs du développement des plastiques biosourcés et s'intéressant à leur gestion après usage, aux conséquences sur les filières actuelles de traitement et de valorisation des déchets, et aux filières qui pourraient leurs être dédiées. Les entretiens avaient pour objectif de compléter les informations scientifiques obtenues à partir de la recherche documentaire : informations de type « avis d'experts », analyse de la situation actuelle et prospective, retour d'expériences... Pour cela, un guide d'entretien a été développé. Ce guide est présenté dans cette annexe 7.1. Les informations recueillies à partir de la vingtaine d'entretiens ont été anonymisées et intégrées dans le corps du rapport. L'objectif de ces entretiens est donc de disposer de l'avis d'experts du domaine sur la problématique de la fin de vie des plastiques biosourcés Conditions et conséquences de leur valorisation dans les filières actuelles de valorisation des déchets.

### 6.1.1.2 Conditions d'entretien

Nous précisons que nous ne sommes pas des professionnels et ne disposons pas d'une grande expérience sur la réalisation d'interview... Ces entretiens ont pour seuls objectifs de compléter nos connaissances scientifiques par l'avis de professionnels du domaine abordé, avec le respect de règles d'éthique élémentaires : objectivité ; transcription fidèle des informations recueillies ; anonymisation des informations ; demande d'autorisation de l'exploitation des informations anonymisées ; droit de regard sur les informations recueillies au cours de l'entretien. Les personnes enquêtées ont été invitées par email à participer à un entretien d'une trentaine de minutes. Elles ont été initialement informées du contexte (étude RECORD), de l'objectif et des conditions de l'entretien, de l'usage des informations recueillies, leur permettant d'accepter (ou non) l'entretien.

Au regard du nombre réduit d'entretiens, une quinzaine, les informations recueillies n'ont bien évidemment pas de valeur de représentativité d'opinion d'une typologie d'acteurs. Pour rappel, les informations recueillies ont principalement été utilisées pour compléter notre argumentation de la problématique abordée.

### 6.1.1.3 Présentation du guide d'entretien

#### 6.1.1.3.1 Etape 1- introduction

Présentation du projet RECORD : contexte de la demande et objectifs ;

Présentation des conditions de l'entretien, conditions d'usage des informations.
### 6.1.1.3.2 Etape 2- Description de la structure et de son activité

Recueil des informations sur l'entité et la personne contactée :

<table><thead><tr><th colspan="2">ENTREPRISE / STRUCTURE</th></tr></thead><tbody><tr><td>Nom de la structure</td><td></td></tr><tr><td>Activité</td><td></td></tr></tbody><thead><tr><th colspan="2">CONTACT</th></tr></thead><tbody><tr><td>Nom /prénom</td><td></td></tr><tr><td>Poste / activité</td><td></td></tr><tr><td>Tél</td><td></td></tr><tr><td>Email</td><td></td></tr></tbody></table>

### 6.1.1.3.3 Etape 3- Questionnaire

#### 1- CONTEXTE DES PLASTIQUES BIOSOURCES

Quelles sont, selon vous, les réglementations européenne et françaises en vigueur sur :

- Le recyclage des plastiques en général ?

- Les plastiques biosourcés :

- Le recyclage des plastiques biosourcés ?

- La commercialisation et l'usage des plastiques biosourcés ?

Par exemple la taxe sur le PLA, du fait de l'absence de filière de recyclage

Par exemple la loi sur les sacs de fruits et légumes)

- Existe-t-il selon vous, des modalités de contrôle de la production des plastiques biosourcés et de la gestion des plastiques en fin de vie qui pourraient être mises place,

- Si oui, quelles sont-elles ?

- Si oui, qui devrait être en charge de ce contrôle ?

#### 2- EMERGENCE DES PLASTIQUES BIOSOURCES

- Part des plastiques biosourcés et/ou biodégradables (parmi tous les plastiques) :

- Produite (France ou pays de l'interlocuteur), monde ?

- Qui arrive en centre de tri (France, monde, ou dans le centre de tri de l'interlocuteur) ?

- Recyclée ?

- Avantages des plastiques biosourcés et/ou biodégradables

- Noms des principaux plastiques biosourcés (les plus commercialisés et ceux que l'on retrouve le plus en centre de tri)

- Principaux producteurs

#### 3- PLASTIQUES BIOSOURCES ET CONSOMMATEURS

- Existe-t-il des programmes de sensibilisation des consommateurs ?

- Comment informer les ménages sur le tri de leurs déchets plastiques ?

#### 4- FILIERES ACTUELLES DE GESTION DES PLASTIQUE EN FIN DE VIE

- Quelles sont, selon vous, les principaux problèmes rencontrés dans les filières actuelles de gestion des plastiques en fin de vie avec l'émergence de plastiques biosourcés ?

- Quelles sont les filières actuelles de gestion de la fin de vie des plastiques biosourcés ?

- Quelles sont les principales contraintes/problèmes liés à l'émergence des plastiques biosourcés ?

- La différenciation ? Tri optique, flottaison... ?

- Impact sur la qualité des produits recyclés? – Incompatibilité,

- Toxicité ?

- Développement de nouveaux procédés de traitement ?

#### 5- FUTURES FILIERES POTENTIELLES

- Quelles sont les filières de gestion des plastiques biosourcés,

- Existante ?

- En développement ?
## 6.1.2 Recherche documentaire –rapports, thèses et articles scientifiques

### 6.1.2.1 Méthodologie

La première étape de notre programme de recherche est principalement axée sur une recherche approfondie de documents scientifiques portant sur les plastiques biosourcés et sur :

- Les conséquences du développement de l'offre sur les filières actuelles de gestion des déchets ;

- Leurs filières de traitement et de valorisation, possibles ou à venir.

L'information est foisonnante et multiformes : articles et ouvrages scientifiques (rapports, livres, thèses, etc.), programmes de recherche, réglementation, normes, brevets, prises de positions, articles de vulgarisation, ... et les sources..., multiples : bases de données bibliographiques (Web of sciences, Pubmed, Scopus,...), éditeurs nationaux et internationaux (Elsevier, Wiley, SAGE, Springer, ...), sites web d'associations professionnelles, structures nationales (ADEME, ANR, pôles scientifiques, ...), organisations internationales (ONU, UE et programme Horizon H2020, ...), LegiFrance, EurLex, INPI etc. Il est donc nécessaire de définir une stratégie de recherche d'informations utiles et pertinentes. Pour cela, plusieurs étapes sont considérées :

Cette recherche a été complétée par la recherche de documents par la consultation de sites internet :

- Rapports d'études : ADEME, ANR, associations professionnelles, Eco-organismes, ONG, sociétés, ressources documentaires pas toujours référencées dans les bases de données et outils web : web of Sciences, Google Scholar, etc. ;

- Brevets : INPI ;

- Thèses : http://www.theses.fr et base de données HAL https://hal.archives-ouvertes.fr.

### 6.1.2.2 Etude bibliométrique

Nous avons choisi dans un premier temps de nous concentrer sur une étude bibliométrique en vue de décrire le dynamisme scientifique sur les plastiques biosourcés et leur fin de vie et d'identifier les documents scientifiques d'intérêt pour ce programme. Cette étude bibliométrique a été réalisée sur une base de données et avec un travail de test et sélection des mots-clés les plus pertinents, et testés en association pour aborder les différentes facettes de notre étude. Les résultats de la bibliométrie sont présentés dans ce rapport d'avancement, dans le chapitre III, recherche documentaire. Les informations seront analysées sous plusieurs critères, selon les thèmes et sous-thèmes présélectionnés.

Il est important de prendre connaissance des travaux antérieurs pour contextualiser et étudier la dynamique de la recherche et de l'innovation sur la fin de vie des polymères biosourcés. Cette recherche bibliométrique permet ainsi de visualiser l'évolution de l'intérêt porté sur ce sujet ainsi que les principaux acteurs, par zone géographique, par type d'établissements et de documents publiés. De plus, il est possible d'utiliser cette approche pour déterminer les mots clés (et leurs combinaisons) pour identifier et sélectionner les publications les plus intéressantes. Par exemple, on peut se demander s'il est préférable d'employer le terme PLA, polylactide ou polylactic acid. L'objectif de cette étude de bibliométrie est avant tout d'effectuer une présélection des articles sur lesquels nous devons concentrer nos efforts.
### 6.1.2.3 Web of Science

Les deux outils de bibliométrie accessibles *via* le site de la bibliothèque Doc'INSA sont Scopus et Web of Science. L'analyse des résultats, obtenues en juillet 2019, s'est avérée plus complète sur Web of Science : il est en effet possible d'exporter les données sous Excel et de disposer, sous forme de tableaux, de l'ensemble des informations disponibles sur les documents sélectionnés : titres, auteurs et dates de publication. De plus, Web of Science présente l'avantage d'enregistrer l'historique des recherches, permettant ainsi de gérer le travail de recherche documentaire.

### 6.1.2.4 Présélection de mots-clés et de combinaisons

Une première liste de mots clés a été établie pour disposer d'une analyse globale du nombre de publications. Ces mots clés sont ensuite comparés afin de déterminer les plus pertinents et les plus utilisés. Les différentes combinaisons sur les plastiques biosourcés sont présentées dans le Tableau 35.

<table><caption>Tableau 35 : Nombre de publications en fonction des différentes combinaisons possible sur le sujet des polymères biosourcés.</caption><thead><tr><td>Mots clés utilisés</td><td>Nombre de publications</td></tr></thead><tbody><tr><td>bio based polymers</td><td>2321</td></tr><tr><td>bio-based plastics</td><td>606</td></tr><tr><td>bio sourced polymers</td><td>98</td></tr><tr><td>bio-sourced plastics</td><td>21</td></tr><tr><td>bio-based plastics AND bio-based polymers</td><td>335</td></tr><tr><td>bio-based polymers AND bio-sourced polymers</td><td>13</td></tr><tr><td>(bio-based OR bio-sourced) AND (polymers OR plastics)</td><td>2689</td></tr></tbody></table>

En considérant seulement le terme « bio-based polymers », 368 résultats de publications sont perdus. Pour éviter la perte d'information, la combinaison (bio-based OR bio-sourced) AND (polymers OR plastics) sera donc utilisée dans la suite de cette étude.

Remarque : Bien que l'on retrouve très souvent les termes « bioplastiques » et « biopolymères » dans la littérature scientifique (environ 16 000 résultats), leur définition variant d'un article à un autre, ils ne seront donc pas employés en mots clés.

Il convient ensuite de définir les mots clés en anglais que l'on peut retrouver dans la littérature scientifique en lien avec la notion de « cycle de vie » et le « traitement de fin de vie des déchets ». Chaque terme est ajouté avec l'opérateur booléen AND, à la combinaison choisie (bio-based OR bio-sourced) AND (polymers OR plastics), tels que présentés dans le Tableau 36 de la page suivante. Le nombre de revues, d'articles, de chapitres de livres et de rapports de conférence sont précisés.
<table><caption>Tableau 36 : Nombre de publications en fonction des différentes combinaisons possible sur le sujet des polymères biosourcés.</caption><thead><tr><th>Mots clés sur le recyclage et les déchets</th><th>Nombre de résultats en lien (AND) avec (bio-based OR bio-sourced) AND (polymers OR plastics)</th><th>Reviews</th><th>Articles</th><th>Chapitres de livre</th><th>Comptes rendus de conférence</th></tr></thead><tbody><tr><td>-</td><td>2689</td><td>270</td><td>2214</td><td>69</td><td>213</td></tr><tr><td>EU waste legislation</td><td>1</td><td>1</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>Packaging</td><td>242</td><td>46</td><td>177</td><td>11</td><td>28</td></tr><tr><td>Renewable</td><td>846</td><td>121</td><td>678</td><td>16</td><td>58</td></tr><tr><td>Waste</td><td>250</td><td>36</td><td>185</td><td>8</td><td>32</td></tr><tr><td>Waste collection</td><td>3</td><td>0</td><td>3</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>Waste management</td><td>32</td><td>7</td><td>23</td><td>2</td><td>2</td></tr><tr><td>Waste recovery</td><td>23</td><td>4</td><td>19</td><td>0</td><td>1</td></tr><tr><td>Waste sorting</td><td>4</td><td>0</td><td>3</td><td>0</td><td>1</td></tr><tr><td>Valorization</td><td>39</td><td>7</td><td>29</td><td>0</td><td>4</td></tr><tr><td>Mechanical recycling</td><td>48</td><td>6</td><td>38</td><td>1</td><td>5</td></tr><tr><td>Organic recycling</td><td>11</td><td>0</td><td>10</td><td>0</td><td>1</td></tr><tr><td>Chemical recycling</td><td>37</td><td>7</td><td>27</td><td>0</td><td>4</td></tr><tr><td>Depolymerisation</td><td>27</td><td>4</td><td>23</td><td>0</td><td>1</td></tr><tr><td>Separate collection</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>Recyclable</td><td>31</td><td>3</td><td>26</td><td>1</td><td>3</td></tr><tr><td>Recycling</td><td>128</td><td>14</td><td>99</td><td>1</td><td>17</td></tr><tr><td>Reprocessing</td><td>10</td><td>0</td><td>10</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>Biodegradable</td><td>497</td><td>72</td><td>385</td><td>19</td><td>46</td></tr><tr><td>Biodegradation</td><td>112</td><td>15</td><td>88</td><td>3</td><td>10</td></tr><tr><td>Degradation</td><td>451</td><td>33</td><td>401</td><td>9</td><td>24</td></tr><tr><td>Digestion</td><td>16</td><td>2</td><td>13</td><td>0</td><td>1</td></tr><tr><td>Anaerobic digestion</td><td>13</td><td>2</td><td>10</td><td>0</td><td>1</td></tr><tr><td>enzymatic degradation</td><td>43</td><td>8</td><td>34</td><td>1</td><td>1</td></tr><tr><td>Composting</td><td>51</td><td>1</td><td>47</td><td>1</td><td>3</td></tr><tr><td>End of life</td><td>53</td><td>8</td><td>38</td><td>0</td><td>7</td></tr><tr><td>Life cycle assessment</td><td>107</td><td>12</td><td>85</td><td>3</td><td>11</td></tr><tr><td>Life cycle analysis</td><td>47</td><td>3</td><td>41</td><td>0</td><td>5</td></tr><tr><td>Circular economy</td><td>20</td><td>5</td><td>14</td><td>0</td><td>1</td></tr><tr><td>Environmental impact</td><td>151</td><td>25</td><td>118</td><td>3</td><td>12</td></tr><tr><td>Consumer perception</td><td>4</td><td>0</td><td>4</td><td>0</td><td>0</td></tr><tr><td>Market</td><td>101</td><td>16</td><td>71</td><td>6</td><td>16</td></tr></tbody></table>
### 6.1.2.5 Présentation des articles de revue sur les polymères biosourcés

Les articles scientifiques de *review* ayant pour but de faire connaître des travaux de recherche spécialisés dans un domaine spécifique, leur prise en compte dans cette bibliométrie est justifiée. En effet, le nombre de revues publiées sur les polymères biosourcés reflète la quantité d'informations communiquées autour de ce sujet et ainsi son dynamisme. Les Figure 55, Figure 56 et Figure 57 en sont des représentations possibles.

<figure><img src="image_63.png" /><figcaption>Figure 55 : Distribution des reviews par année de publication en lien avec les polymères biosourcés (Web of Science).</figcaption></figure>

<figure><img src="image_64.png" /><figcaption>Figure 56 : Principaux pays publiant des revues sur les polymères biosourcés (Web of Science).</figcaption></figure>

<figure><img src="image_65.png" /><figcaption>Figure 57 : Principaux établissements publiant des revues sur les polymères biosourcés (Web of Science).</figcaption></figure>
Parmi les revues scientifiques qui publient le plus, on peut citer European Polymer Journal, Progress in Materials Science, Bioresources, Green Chemistry, Progress in Polymer Science, Environmental Science and Pollution Research, Current opinion in Green and Sustainable Chemistry.

Les pays les plus présents dans la recherche sur les plastiques biosourcés sont les Etats-Unis, la Chine, la France et la Malaisie. Si aux mots-clés présélectionnés sont ajoutés des mots-clés correspondant aux différents types de valorisation des déchets, on peut également citer l'Italie, l'Inde, l'Allemagne et le Japon.

La bibliométrie a été complétée en testant plusieurs combinaisons de mots-clés testés :

- Publications sur le recyclage mécanique et chimique, la valorisation biologique (**organic recycling**) et la biodégradation des polymères biosourcés ;

- Publications sur le recyclage mécanique des polymères biosourcés (**mechanical recycling**);

- Publications sur la valorisation biologique des polymères biosourcés (**organic recycling**);

- Publications sur le recyclage chimique des polymères biosourcés (**chemical recycling**);

- Publications sur la biodégradation des polymères biosourcés (**biodégradation**);

et

- Publications en fonctions des polymères :

- PLA

- PHA

- PET biosourcé

- PE biosourcé

- PEF

- PCL

- PBS

- PBAT

- Esters de cellulose
### 6.1.3 Recherche de normes techniques

La recherche documentaire d'articles et de rapports scientifiques via la bibliométrie a été complétée par la recherche des normes actuellement disponibles, à partir de cinq sources principales :

- International Standards Organization (ISO and technical committee TC61 working on plastics, subcommittee SC5 on physical and chemical properties, and working group WG22 on biodegradable plastics), ;

- American Standard for Testing Materials (ASTM et son groupe de travail D20.96), http://www.astm.org;

- European Committee for Standardization, (CEN), https://www.cen.eu;

- Normes AFNOR, https://www.afnor.org;

- Organisation de coopération et de développement économiques (OCDE) http://www.oecd.org.

Les principales normes en lien avec les termes « plastiques », biosourcés et « biodégradables » sont présentées dans les paragraphes suivants.

#### 6.1.3.1 Synthèse des normes actuelles en lien avec le caractère « biosourcé »

Le développement grandissant, depuis les années 2000, des polymères biosourcés dans le marché de la plasturgie a créé un besoin de normalisation des méthodes de mesure de la teneur en carbone biosourcé de ces produits. Pour rappel, un plastique dit biosourcé est constitué en partie ou en totalité de ressources renouvelables, majoritairement issues de biomasses végétales. Il est donc possible, et même courant, que ces polymères soient un mélange de monomères biosourcés et pétro-sourcés. Ainsi, la mesure de la teneur en carbone biosourcé est un objectif majeur pour les industriels afin de communiquer sur le degré de matière issue de ressources renouvelables de leur produit. Cet objectif répond au contexte législatif imposé par le Décret n° 2016-379 du 30 mars 2016 relatif aux modalités de mise en œuvre de la limitation des sacs en matières plastiques à usage unique. Ce décret renseigne sur les taux de matières biosourcées à respecter dans le cadre des plastiques à usage unique, à savoir : 30 % à partir du 1er janvier 2017 ; 40 % à partir du 1er janvier 2018 ; 50 % à partir du 1er janvier 2020 et 60 % à partir du 1er janvier 2025. Cette mesure, en plus d'être un argument de vente et une réponse à un contexte législatif de plus en plus contraignant, peut également fournir une indication sur la voie de traitement/valorisation à choisir pour ces polymères.

Ainsi, la mesure de la teneur en carbone biosourcé d'un produit a fait l'objet de plusieurs séries de standards notamment chez ISO, CEN et ASTM :

- ISO 16620-1 à 5 (2015-2017);

- CEN 16640:2017, CEN 16785-1 à 2 (2016-2018);

- ASTM (D 6852:2002, D 6866:2018).
### 6.1.3.2 Présentation des normes associées aux polymères biosourcés et/ou biodégradables

#### 6.1.3.2.1 Normes françaises et internationales en lien avec la biodégradabilité des polymères

Depuis les années 90, avec l'importance accrue accordée à la protection de l'environnement et en réponse à la pollution sans précédent causée par les déchets, un effort global de standardisation des méthodes permettant d'évaluer l'impact écologique d'un matériau a été fourni. De ce fait, il existe aujourd'hui une grande diversité de normes (nationales, européennes et internationales) plus ou moins harmonisées, traitant la fin de vie des matériaux d'emballage et plus spécifiquement des matériaux polymères type plastiques. Il est ainsi possible de prévoir le comportement à la biodégradation d'un polymère en fonction du type d'élimination qu'il subira : contrôlée ou incontrôlée.
La Figure 58 ci-dessous présente les différentes voies potentielles de biodégradation des polymères plastiques en fonction de leur élimination, ainsi que les principales normes correspondantes.

<figure><img src="image_66.png" /><figcaption>Figure 58 : Fin de vie de matériaux polymères et normes d'évaluation de la biodégradabilité.</figcaption></figure>

Différents tests standardisés peuvent être mis en œuvre pour évaluer la biodégradabilité des matériaux polymères : on retrouve généralement l'aptitude du polymère à la fragmentation (désintégration), à la biodégradation aérobie et à la bioconversion en biogaz en condition anaérobie. Cependant, en fonction de chaque procédé évalué, il existe une variété de conditions opératoires : milieu de dégradation solide ou liquide, température, pH ... En fonction de chaque condition spécifique, une méthode normalisée d'évaluation de la biodégradation est disponible. En outre, pour chaque condition opératoire, différentes méthodes de mesures peuvent être préconisées. Par exemple, dans le cas d'une biodégradation aérobie en milieu aqueux, le taux de biodégradation pourra à la fois se calculer *via* le taux d'O₂ consommé (ISO 14851:2019), mais aussi *via* la quantité de CO₂ dégagé (ISO 14852:2018).

La norme internationale NF EN ISO 10210 (2017) « Plastiques - Méthodes de préparation des échantillons pour les essais de biodégradation des matériaux plastiques » présente les méthodes de préparation des échantillons de plastiques destinés aux essais de détermination de la biodégradabilité
aérobie et anaérobie ultime des matériaux plastiques en milieu aqueux, dans le sol, le compost contrôlé ou les boues digérées anaérobies. L'intérêt de cette norme est de fournir les préconisations nécessaires sur les dimensions des échantillons pour une meilleure reproductibilité des essais, et leur comparabilité.

#### 6.1.3.2.1.1 Méthodes d'évaluation de la biodégradabilité en conditions aérobies

Parmi les nombreuses méthodes d'évaluation normées de la biodégradabilité aérobie d'un polymère, on retrouve principalement des estimations par analyses respirométriques. Ces mesures permettent de calculer le taux de biodégradation d'un polymère par mesure du CO₂ dégagé ou de l'O₂ consommé, ces absorptions et ces rejets étant directement proportionnels à la quantité de nutriments carbonés assimilés par les micro-organismes. L'évaluation par mesure du CO₂ dégagé est la plus répandue. En effet, la grande majorité des fabricants de plastiques biodégradables demandent des adéquations aux normes EN 13432, EN 14995 et NF U 52001, faisant appel à des mesures aérobies par le suivi du CO₂ produit. Cette méthode de mesure est préférable à la mesure de DBO car elle permet de quantifier le carbone minéralisé et de conclure sur la biodégradabilité ultime du polymère.

##### 6.1.3.2.1.1.1 Environnement solide

La norme européenne de référence, EN 13432 (2000) « Emballage - Exigences relatives aux emballages valorisables par compostage et biodégradation » (voir son équivalent ISO : 18606 2013 – « Emballage et environnement – Recyclage organique »), précise les critères de validation pour déterminer la possibilité de composter et de traiter en anaérobiose les emballages et les matériaux d'emballage en s'intéressant à quatre caractéristiques : 1) la biodégrabilité; 2) la désintégration en cours de traitement biologique; 3) l'effet sur le processus de traitement biologique ; et 4) l'effet sur la qualité du compost ainsi obtenu. Toutefois, les procédures décrites dans les normes citées dans la norme EN 13432 concernent principalement les essais réalisés dans des conditions de compostage industriel.

La norme ISO 17088 (2012) sur les « Spécifications pour les plastiques compostables » spécifie « les procédures et exigences relatives à l'identification et l'étiquetage des plastiques et des produits qui sont aptes à être récupérés par compostage aérobie ». Tout comme la norme européenne « emballage », quatre aspects sont considérés :

- **Biodégradabilité** : cette caractéristique doit être déterminée sur la procédure décrite dans la norme internationale (ISO 14855), dont ISO 14855-1 et-2 (2012) « Évaluation de la biodégradabilité aérobie ultime des matériaux plastiques dans des conditions contrôlées de compostage – Méthode par analyse du dioxyde de carbone libéré » (Partie 1 : méthode générale ; 2 : Méthode par analyse du dioxyde de carbone libéré). Selon ces normes, la biodégradation aérobie ultime est « la décomposition d'un composé chimique organique par des micro-organismes en présence d'oxygène, en dioxyde de carbone, eau et sels minéraux de tous les autres éléments présents (minéralisation) et en une nouvelle biomasse ». Le matériau doit pouvoir atteindre 90% de biodégradation en moins de 6 mois, température de 58±2°C. Selon la norme ISO 18606 (2013), dans le cas d'un procédé de méthanisation, le taux de biodégradabilité en conditions anaérobie pourra être déterminé sur la base des procédures décrites dans les normes ISO 14853 (2016) « Plastiques – Évaluation de la biodégradabilité anaérobie ultime des matériaux plastiques en milieu aqueux – Méthode par détermination de la production de biogaz » et ISO 15985 (2014) « Plastiques – Évaluation de la biodégradation anaérobie ultime dans des conditions de digestion anaérobie à teneur élevée en solides – Méthode par analyse du biogaz libéré ». Toutefois, selon la norme ISO 18606, il n'y a pas de contrainte spécifique concernant le taux
de biodégradation anaérobie, dans la mesure où la plupart des installations de méthanisation effectue
une seconde étape de stabilisation aérobie du digestat pour la production d'un compost ;

- **Désintégration** : Les conditions de détermination du degré de désintégration sont décrites dans les normes internationales ISO 16929 (2013) « *Plastiques* — Détermination du degré de désintégration des matériaux plastiques dans des conditions de compostage définies lors d'un essai à échelle pilote » et ISO 20200 (2004) « Plastiques — Détermination du degré de désintégration de matériaux plastiques dans des conditions de compostage simulées lors d'un essai de laboratoire ». La désintégration est définie dans cette norme : « cassure physique d'un matériau en très petits fragments ». La totalité des résidus supérieurs à 2 mm doit alors être inférieure à 10% de la masse initiale.

- **Ecotoxicité** : L'écotoxicité est évaluée par un test de croissance de plantes sur compost de biodégradation (test OCDE 208, ou ISO 11269-2 avec les modifications suggérées dans la norme EN 17033, Annexe B... ), aucune différence avec le compost témoin ne doit être mise en évidence ;

- Processus de compostage : absence d'effets négatifs sur le déroulement du processus de compostage. Test de contrôle de compostage à échelle-pilote.

Un test de biodégradation aérobie en milieu solide (sol) est détaillé dans la norme ISO 17556 (2019) « Plastiques -- Détermination de la biodégradabilité aérobie ultime des matériaux plastiques dans le sol par mesure de la demande en oxygène dans un respiromètre ou de la teneur en dioxyde de carbone libéré ».

6.1.3.2.1.1.2 Environnement liquide

Le traitement aérobie des polymères plastiques peut également se dérouler en conditions liquides, en présence de différents types d'inocula ou milieux biologiquement actifs : boues activées, eaux de surface ou eau de mer.

Dans le cas des boues activées, les normes ISO 14851 (2019) « Évaluation de la biodégradabilité aérobie ultime des matériaux plastiques en milieu aqueux — Méthode par détermination de la demande en oxygène dans un respiromètre fermé » et ISO 14852 (2018) « Évaluation de la biodégradabilité aérobie ultime des matériaux plastiques en milieu aqueux — Méthode par analyse du dioxyde de carbone libéré » détaillent les conditions d'évaluation de la biodégradabilité d'un des matériaux plastiques, à savoir, une incubation en enceinte fermée, à l'obscurité ou sous lumière diffuse, avec une température comprise entre 20 et 25°C. Ces deux normes diffèrent par la méthode de mesure utilisée : détermination de la demande biologique en oxygène (DBO) pour la première, et mesure du CO2 dégagé pour la seconde.

Une quantité importante de normes existe également au sujet du traitement aérobie des polymères plastiques en milieu marin. Il semble en effet pertinent d'évaluer la biodégradabilité d'un polymère dans un milieu où la pollution plastique est la plus concentrée à cause d'éliminations incontrôlées. Des standards sont également disponibles pour évaluer la biodégradabilité de matériaux polymères à l'interface sédiments marins/eau de mer.

6.1.3.2.1.2 Méthodes d'évaluation de la biodégradabilité en conditions anaérobies

Moins nombreuses, ces méthodes permettent également une estimation assez précise de la biodégradabilité d'un polymère. Elles font le plus souvent appel à des mesures de biogaz dégagé et à
l'analyse de ce biogaz afin de déterminer la quantité de CO₂ et de CH₄ produits par les microorganismes, témoins de la minéralisation. L'évaluation de la biodégradabilité des polymères s'effectue le plus souvent dans un milieu composé de boues digérées (anaérobies) diluées ou non, dans des gammes de température allant du mésophile au thermophile.

#### 6.1.3.2.1.2.1 Environnement liquide

La norme principale détaillant le traitement anaérobie en milieu aqueux, à savoir l'ISO 14853 (2016) « *Plastiques — Évaluation de la biodégradabilité anaérobie ultime des matériaux plastiques en milieu aqueux — Méthode par détermination de la production de biogaz* » s'effectue dans un milieu constitué de boues digérées et d'eau, mis à incuber pendant 60 jours en conditions mésophiles (à 35°C). Elle précise les critères de validation de l'essai :

Le matériau de référence (cellulose) doit atteindre une phase stationnaire qui représente plus de 70 % de biodégradation.

#### 6.1.3.2.1.2.2 Environnement solide

Ce type de traitement anaérobie est caractérisé par une mise en incubation du polymère avec un inoculum de boues digérées à teneur élevée en solides en conditions thermophiles, à température de 52°C. La norme définissant les conditions opératoires et les critères de validation est l'ISO 15985:2014, « *Plastiques — Évaluation de la biodégradation anaérobie ultime dans des conditions de digestion anaérobie à teneur élevée en solides — Méthode par analyse du biogaz libéré* ». Les mêmes critères de validation qu'en milieu liquide s'appliquent à cette norme :

Le matériau de référence (cellulose) doit atteindre une phase stationnaire qui représente plus de 70 % de biodégradation.

#### 6.1.3.2.1.3 Autres tests standardisés

En plus du travail d'harmonisation des procédés techniques d'évaluation de la biodégradabilité d'un polymère, les organismes normalisateurs ont également rédigé des normes visant à apporter des spécifications pour la bonne compréhension et la mise en place de ces tests. On trouve par exemple des recommandations pour :

- La valorisation et le recyclage des déchets plastiques : ISO 15270 (2008) « Plastiques — Lignes directrices pour la valorisation et le recyclage des déchets plastiques ». Cette norme précise les différentes options pour la valorisation des déchets plastiques.

De plus, la plupart des tests standardisés font référence à d'autres normes permettant de compléter certains procédés évoqués, comme par exemple :

- La méthode de préparation des échantillons en vue de la réalisation des tests de biodégradation : ISO 10210 (2012) « Plastiques — Méthodes de préparation des échantillons pour les essais de biodégradation des matériaux plastiques » ;

- La mesure de l'activité antibactérienne du polymère : ISO 22196 (2011) « Mesurage de l'action antibactérienne sur les surfaces en plastique et autres surfaces non poreuses » ;

- L'évaluation de l'écotoxicité du polymère : OCDE 208 (2006) ;

- La détermination de l'inhibition de la production de gaz des bactéries anaérobies : ISO 13641-1 (2003). « *Qualité de l'eau — Détermination de l'inhibition de la production de gaz des bactéries anaérobies — Partie 1: Essai général* ».
### 6.1.3.2.1.4 Synthèse des principales normes d'évaluation de la biodégradabilité

Les principales normes sont présentées dans le Tableau 37 suivant, avec précisions sur les conditions opératoires et conditions de suivi de la biodégradation des polymères.

<table><caption>Tableau 37 : Synthèse des principales normes d'évaluation de la biodégradation des matériaux polymères en milieux biologiquement actifs.</caption><thead><tr><th>Mécanismes étudiés</th><th>Type de respiration</th><th>Etat du milieu</th><th>Type de milieu</th><th>Type de mesure</th><th>Norme(s) associée(s)</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="15">Biodégradation</td><td rowspan="15">Aérobie</td><td rowspan="15">Liquide</td><td rowspan="15">Marin</td><td rowspan="4">DBO</td><td>OCDE 306:1992</td></tr><tr><td>NF EN ISO 9408:1999</td></tr><tr><td>OCDE 302 C: 2009</td></tr><tr><td>ISO 22403:2020</td></tr><tr><td rowspan="3">CO2 libéré</td><td>ISO/DIS 22766 (en développement)</td></tr><tr><td>ASTM D 6691:2017</td></tr><tr><td>ASTM D 7991:2015</td></tr><tr><td rowspan="2">DCO</td><td>OCDE 306:1992</td></tr><tr><td>ISO 14851:2019</td></tr><tr><td rowspan="3">Aqueux</td><td rowspan="3">CO2 libéré</td><td>ISO 14852:2018</td></tr><tr><td>OCDE 303:2001</td></tr><tr><td>EPA 835 3120:1996</td></tr><tr><td rowspan="3">Carbone organique dissous (COD)</td><td>OCDE 302 A:1981</td></tr><tr><td>OCDE 303:2001</td></tr><tr><td>EPA 835 3100:1996</td></tr><tr><td rowspan="3">DCO</td><td>OCDE 302 B:1992</td></tr><tr><td>ISO 17556:2019</td></tr><tr><td>Marquage <sup>14</sup>C</td><td>OCDE 304 A:1981</td></tr><tr><td rowspan="3">Solide</td><td rowspan="3">Sol</td><td>CO2 libéré</td><td>OCDE 307:2002</td></tr><tr><td>EN NF 13432:2000</td></tr><tr><td>ISO 14855:2013 (=ASTM D 5338)</td></tr><tr><td rowspan="3">Compost industriel</td><td rowspan="3">CO2 libéré</td><td>BS 8274:2011</td></tr><tr><td>EN 14995:2007</td></tr><tr><td>ISO 18606:2013</td></tr><tr><td rowspan="3">Interface liquide solide</td><td rowspan="3">Sédiments marins</td><td>CO2 libéré</td><td>ISO 22404:2019</td></tr><tr><td>OCDE 308:2002</td></tr><tr><td>ISO 19679:2016</td></tr><tr><td rowspan="3">DBO</td><td rowspan="3">ISO 18830:2016</td><td>OCDE 308:2002</td></tr><tr><td>ISO 19679:2016</td></tr><tr><td>ISO 22403:2020</td></tr><tr><td rowspan="3">Anaérobie</td><td rowspan="3">Liquide</td><td rowspan="3">Aqueux</td><td>Biogaz produit</td><td>ISO 14853:2017</td></tr><tr><td>ISO 14853:2017</td><td>EPA 835 3400:1996</td></tr><tr><td>Boues</td><td>ISO 11734:1998: composés organiques dans les boues de digesteur</td></tr><tr><td rowspan="3">Solide</td><td rowspan="3">Boues à teneur élevée en solides FFOM >20% MS</td><td>Biogaz produit</td><td>OCDE 311:2006</td></tr><tr><td>Biogaz produit</td><td>ISO 13975:2019: < 15% MS (révision 2019)</td></tr><tr><td>Biogaz produit</td><td>ISO 15985:2014</td></tr><tr><td>Fragmentation (Désintégration)</td><td>Aérobie</td><td>Solide</td><td>Compost</td><td>Tamis 2mm</td><td>ISO 16929:2013: essais pilotes de compostage<br>ISO 20200:2015: essais de laboratoire<br>EN NF 13432:2000</td></tr><tr><td>Fragmentation (Désintégration)</td><td>Aérobie</td><td>Eau marine</td><td>Milieu marin</td><td>Tamis 2mm</td><td>ISO 22766:2020<br>ISO 18606:2013</td></tr></tbody></table>
### 6.1.3.2.1.5 Labels associés aux normes d'évaluation de la biodégradation de polymères

Après avoir présenté les normes existantes au sujet des plastiques biosourcés et/ou biodégradables, il apparaît important de faire la correspondance avec les labels associés. Le tableau suivant présente les principaux labels par pays et par normes associées.

<table><caption>Tableau 38: Labels existant sur le marché des plastiques biosourcés et/ou biodégradables et correspondance avec les normes respectées</caption><thead><tr><td>Normes</td><td>Labels associés</td><td>Organismes certificateurs</td><td>Pays</td></tr></thead><tbody><tr><td>EN 13432</td><td>OK compost TÜV AUSTRIA INDUSTRIAL</td><td>Vinçotte (détenu par TUV Austria)</td><td>Belgique</td></tr><tr><td>EN 13432 ou ASTM D6400</td><td>compostable</td><td>International Biodegradable Polymers Association and Working Groups</td><td>Allemagne</td></tr><tr><td>ISO 14851 et OCDE 301C</td><td>グリーンプラスティック<br>生分解性プラスチック</td><td>Biodegradable Plastics Society</td><td>Japon</td></tr><tr><td>EN 13432</td><td>INDUSTRIAL COMPOSTABLE DIN Geprüft</td><td>Deutsches Institut für Normung</td><td>Pays-Bas</td></tr><tr><td>ASTM D6400</td><td>BPI® COMPOSTABLE IN INDUSTRIAL FACILITIES<br>Check locally, as these do not exist in many communities. Not suitable for backyard composting. CERT # SAMPLE</td><td>Biodegradable Products Institute</td><td>USA</td></tr><tr><td>EN 13432 et ISO 14851</td><td>compostabile CIC</td><td>Certiquality/CIC</td><td>Italie</td></tr></tbody></table>
## 6.2 SYNTHESE DES REGLEMENTATIONS EUROPEENNE ET FRANÇAISE EN LIEN AVEC LA GESTION DES DECHETS ET LES PLASTIQUES

### 6.2.1 Plastiques et réglementation

Les conséquences de la consommation et dissémination de plastiques sur notre environnement sont encore mal connues et font actuellement l'objet de nombreux programmes de recherche en France, en Europe et dans le monde entier. Les externalités négatives potentielles avérées sont nombreuses et impliquent la nécessité de mettre en place une réglementation précise et argumentée sur les stratégies à adopter face à cet enjeu sanitaire et environnemental. Les réglementations européenne et française sont détaillées dans le chapitre de ce rapport, permettant de mieux saisir la stratégie adoptée par l'Union Européenne et la France face aux enjeux de la gestion de la fin de vie des plastiques. Cette stratégie se base principalement sur la réglementation concernant les déchets, la gestion des plastiques (de la production à leur fin de vie) et, plus globalement, sur les concepts de l'économie circulaire et de la bioéconomie.

### 6.2.2 Plastiques et contexte international

En juillet 2017, dans le cadre de son programme « National SWORD » le Ministre chinois de la Protection de l'Environnement a annoncé à l'Organisation Mondiale du Commerce que la Chine comptait interdire l'importation de certains déchets dès janvier 2018. Cette interdiction concerne 8 familles de déchets plastiques, les papiers en mélange, les matières textiles et les déchets provenant de la fabrication du fer ou de l'acier. Les licences d'importations des usines chinoises seront limitées, voire supprimées. Les plastiques concernés sont principalement issus des plastiques triés, en mélange, ou "à laver" (PE, films plastiques, styréniques, PVC, PET, PET bouteilles, PC des CD et DVD, autres déchets et rebuts plastiques). 9 Mt de plastiques sont ainsi concernées par cette interdiction chinoise. Pour l'Europe, et la France en particulier, il est donc nécessaire de trouver rapidement de nouvelles voies de valorisation car les centres de tri européens n'ont pas les capacités de stockage suffisantes sur le moyen-terme. La FEDEREC a appelé à la création de nouvelles usines de tri, de lavage ou de régénération en France et en Europe pour faire face à l'augmentation des volumes, liée d'une part à cette interdiction mais également liée à la limitation réglementaire des volumes de déchets plastiques dans les installations de stockage.

Plus récemment, les 187 états membres de la Convention de Bâle sur le contrôle des mouvements transfrontières de déchets dangereux et de leur élimination se sont réunis à Genève du 29 avril au 10 mai 2019. La décision a été prise d'encadrer les mouvements transfrontaliers de déchets plastiques dans le monde. Cette convention inclut les déchets plastiques qui sont dorénavant considérés comme des déchets nécessitant la mise en place d'une procédure d'accord préalable. Cette décision devrait permettre une plus grande traçabilité des flux mondiaux de déchets plastiques. Les bouteilles plastiques recyclables, avec bouchons adaptés, sont la seule exception de matière non soumise à cette procédure d'accord préalable. A partir du 1er janvier 2020, toutes les cargaisons de déchets plastiques impropres au recyclage seront soumises à la procédure d'accord préalable de la convention. Les pays qui ne seraient pas en mesure de traiter ces déchets pourront donc les refuser.
### 6.2.3 Réglementation Européenne

- **Directive Européenne n°75-633 du 15 juillet 1975 relative aux déchets** : c'est l'acte fondateur présentant les orientations générales des membres de l'Union Européenne. Elle donne les bases fondamentales de la gestion des déchets, avec le principe de la réduction à la source de la production de déchets, les actions préventives contre la pollution, et le principe du pollueur-payeur. Cette Directive définit le régime de responsabilité élargie du producteur (REP) que la France a largement favorisé sur son territoire, avec la première REP datant de 1991 sur les emballages. Ce régime comprend un ensemble de mesures imposant aux producteurs d'assumer la responsabilité financière ou financière et organisationnelle de leurs déchets, y compris la collecte sélective, les opérations de tri et de traitement. Le texte de cette directive a toutefois été abrogé par l'article 20 de la directive n° 2006/12/CE du 5 avril 2006.

- **Directive Européenne du 91-156 du 18 mars 1991** modifie et complète la précédente Directive, en précisant les définitions relatives à la notion de valorisation, le traitement, l'élimination et fixe les principes : la prévention de la pollution, la réduction de la production de déchets et de leur nocivité, à la valorisation des déchets par la production d'énergie, le recyclage, le réemploi et toute autre opération favorisant la production de matière première secondaire à partir de déchets.

- **Directive Européenne sur les emballages et déchets d'emballages 94/62/CE, du 20 décembre 1994** : elle définit les objectifs de recyclage des emballages : au plus tard le 31 décembre 2008, 22,5% des plastiques devront être recyclés. Cette Directive a été modifiée : voir Directive (UE) n°2018/852 du 30 mai 2018 (JOUE n° L 150 du 14 juin 2018), Directive (UE) n° 2015/720 du Parlement européen et du Conseil du 29 avril 2015 (JOUE n° L 115 du 6 mai 2015) et Directive n° 2013/2/UE de la Commission du 7 février 2013 (JOUE n° L 37 du 8 février 2013) ;

- **Directive Européenne n°1999/31/CE du 26/04/99 concernant la mise en décharge des déchets,** modifiée par la Directive (UE) 2018/850 ;

- **Directive Européenne 2008/98/CE du 19 novembre 2008, relative aux déchets et abrogeant certaines directives** : c'est la réglementation sur les déchets avec la hiérarchisation de leur gestion de la source et à leur traitement, voire leur élimination. Elle fixe les objectifs de recyclage à atteindre d'ici 2020 (50% de déchets ménagers – sur la base de la production de 1995) devront être recyclés). Elle réaffirme les principes de base en termes de gestion des déchets et introduit de nouvelles exigences environnementales (https://eur-lex.europa.eu/legal-content/FR/TXT/PDF/?uri=CELEX:02008L0098-20150731&from=ET) :

- La prévention et la réduction des déchets, notamment en agissant sur la conception, la fabrication et en favorisant dès que possible le réemploi ;

- La « hiérarchie » des modes de traitement des déchets en privilégiant, dans l'ordre : la réutilisation, le recyclage, les autres formes de valorisation, notamment énergétique et enfin l'élimination ;

- La protection de l'eau, l'air, le sol, la faune ou la flore ;
- Le transport des déchets qui doit être limité en distance et en volume ;

- L'information du public sur la gestion des déchets.

Cette Directive précise également la **définition des biodéchets** : « Déchets biodégradables de jardin ou de parc, déchets alimentaires ou de cuisine issus des ménages, des restaurants, des traiteurs ou des magasins de vente au détail, déchets comparables provenant des usines de transformation de denrées alimentaires ». Voir également : https://www.ecologique-solidaire.gouv.fr/biodechets

- **Directive européenne 2009/28/CE relative** à la promotion des énergies renouvelables :

- Objectif de 20 % d'énergie renouvelable en 2020 ;

- CSR : La fraction d'origine biogénique des CSR (papier, carton, bois, etc.). Cette fraction « peut contribuer à l'atteinte des objectifs ; Ne concerne que la fraction biogénique des CSR, et non la fraction d'origine fossile, comme les plastiques : La fraction d'origine fossile des CSR ne peut pas contribuer à l'atteinte des objectifs d'énergie renouvelable » (ADEME, 2012a).

- **Directive Européenne n° 2013/2/UE du 07/02/13 modifiant l'annexe I de la directive 94/62/CE du Parlement européen et du Conseil relative aux emballages et aux déchets d'emballages** (JOUE n° L 37 du 08 février 2013)

- **Directive Européenne n°2015/720 du 29/04/15 modifiant la directive 94/62/CE en ce qui concerne la réduction de la consommation de sacs en plastique légers** (JOUE n° L 115 du 6 mai 2015). https://eur-lex.europa.eu/legal-content/fr/TXT/?uri=celex:32015L0720

**Directives Européennes du « Paquet économie circulaire » :**

Source : https://www.europarl.europa.eu/news/fr/press-room/20180411IPR01518/economie-circulaire-encourager-le-recyclage-et-reduire-la-mise-en-decharge

Le « paquet économie circulaire » de l'UE comprend plusieurs Directives, avec des objectifs précis qui concernent également la gestion des déchets plastiques, en lien avec les différents flux de déchets, les déchets ménagers, les déchets d'emballages, et les biodéchets :

- Le recyclage des déchets municipaux : un objectif affiché de 55% d'ici 2025 et de 65% pour 2035 ;

- Le recyclage des emballages : 65% devront être recyclés à partir de 2025 et 70% en 2030 ;

- Les déchets municipaux : <10% de déchets municipaux stockés en décharge en 2035 ;

- La responsabilité financière des producteurs relevant de ces régimes (REP) concernant la gestion de la phase de déchet de leurs produits est obligatoire en Europe (pour la France, c'était déjà le cas, avec 17 REP) ;

- La réduction du gaspillage alimentaire ;
- Les biodéchets : le tri à la source des biodéchets sera une obligation d'ici 2023 :

- **Article 10** : les biodéchets doivent être soit triés et recyclés à la source, soit collectés séparément et non mélangés avec d'autres types de déchets.

- **Article 22** : les États membres veillent à ce qu'au plus tard le 31 décembre 2023 [...], les biodéchets soient soit triés et recyclés à la source, soit collectés séparément et non mélangés avec d'autres types de déchets.

- **Directive Européenne n°2018/850 du Parlement européen et du Conseil du 30 mai 2018 modifiant la directive 1999/31/CE concernant la mise en décharge des déchets.** https://eur-lex.europa.eu/legal-content/FR/TXT/?uri=uriserv:OJ.L.2018.150.01.0109.01.FRA&toc=OJ:L:2018:150:TOC (JOCE n° L 182 du 16 juillet 1999 et rect. JOCE n° L 282 du 5 novembre 1999)

- **Directive Européenne n°2018/851 du Parlement européen et du Conseil du 30 mai 2018 modifiant la directive 2008/98/CE relative aux déchets (directive-cadre).** https://eur-lex.europa.eu/legal-content/FR/TXT/?uri=uriserv:OJ.L.2018.150.01.0109.01.FRA&toc=OJ:L:2018:150:TOC (JOUE n° L 150 du 14 juin 2018)

- **Directive Européenne n°2018/852 du Parlement Européen et du Conseil, du 30 mai 2018, modifiant la directive 94/62/CE relative aux emballages et aux déchets d'emballages.** https://eur-lex.europa.eu/legal-content/FR/TXT/?uri=uriserv:OJ.L.2018.150.01.0141.01.FRA&toc=OJ:L:2018:150:TOC

**Directive SUP :**

- **Directive (UE) 2019/904 du Parlement Européen et du Conseil du 5 juin 2019** : C'est la Directive Européenne dénommée SUP « Single-Use Plastics » relative à la réduction de l'incidence de certains produits en plastique sur l'environnement. Voir également le rapport de la Commission Européenne sur « *une stratégie européenne en matière de déchets plastiques dans l'environnement* » (2013) : http://www.europarl.europa.eu/sides/getDoc.do?pubRef=-//EP//TEXT+REPORT+A7-2013-0453+0+DOC+XML+V0//FR et le rapport europa.eu/rapid/press-release_MEMO-19-1481_fr.pdf « Rapport sur le paquet «économie circulaire»: questions et réponses » . Plusieurs points :

- L'interdiction de certains produits à usage unique en plastique (cotons tiges, couverts, assiettes, pailles, bâtonnets mélangeurs, tiges pour ballons), des gobelets, des emballages alimentaires et des récipients pour boissons en polystyrène expansé et de tous les produits en plastiques oxodégradables ;

- Des mesures visant à réduire la consommation de récipients et gobelets à usage alimentaire en plastique, et le marquage et l'étiquetage de certains produits ;

- Un objectif visant à incorporer 25 % de plastiques recyclés dans les bouteilles PET à compter de 2025 et 30 % dans toutes les bouteilles en plastique à compter de 2030, ainsi qu'un objectif de collecte séparée de 90 % des bouteilles en plastique d'ici 2029 (77 % des bouteilles d'ici 2025) et l'introduction d'exigences de conception imposant d'attacher les bouchons aux bouteilles.
Récentes communications de la commission au parlement européen sur l'EC :

Pacte vert pour l'Europe (2019). COMMUNICATION FROM THE COMMISSION TO THE EUROPEAN PARLIAMENT, THE EUROPEAN COUNCIL, THE COUNCIL, THE EUROPEAN ECONOMIC AND SOCIAL COMMITTEE AND THE COMMITTEE OF THE REGIONS - The European Green Deal.

https://ec.europa.eu/info/sites/info/files/european-green-deal-communication_en.pdf

Le pacte vert pour l'Europe est la feuille de route pour une économie durable de l'UE.

COMMUNICATION DE LA COMMISSION AU PARLEMENT EUROPÉEN, AU CONSEIL, AU COMITÉ ÉCONOMIQUE ET SOCIAL EUROPÉEN ET AU COMITÉ DES RÉGIONS (2020). Un nouveau plan d'action pour une économie circulaire Pour une Europe plus propre et plus compétitive

https://ec.europa.eu/transparency/regdoc/rep/1/2020/FR/COM-2020-98-F1-FR-MAIN-PART-1.PDF

Ce document précise les actions à mettre en œuvre pour atteindre les objectifs du pacte vert pour l'Europe.
### 6.2.4 Réglementation Française

La Loi relative à la Transition Energétique pour la Croissance Verte (LTECV) a mis en place l'interdiction des sacs plastiques à usage unique dans les commerces alimentaires et non-alimentaires. Depuis le 1er juillet 2016, seuls des sacs plastique réutilisables, d'une épaisseur de plus de 50 microns, ou composés d'autres matières que le plastique (papier, tissu...) peuvent être distribués en caisse, que ce soit à titre gratuit ou onéreux. Et depuis le 1er janvier 2017, cette interdiction s'applique également aux autres sacs distribués sur les lieux de vente (sacs mis à disposition dans les rayons fruits et légumes, fromagerie ou boucherie par exemple). Pour ces derniers, seuls restent autorisés les sacs biosourcés, avec une teneur minimale exigée en matière végétale qui augmente progressivement dans le temps (30% en 2017, 40% en 2018, 50% en 2020 et 60% en 2025), et compostables en compostage domestique. La partie « non biosourcée » des sacs provient toujours de dérivés du pétrole.

Cette loi entérine l'interdiction de la mise à disposition de gobelets, verres et assiettes jetables de cuisine pour la table en matières plastiques, à partir de 2020. Seuls les articles compostables en compostage domestique et constitués, pour tout ou partie, de matières biosourcées pourront continuer à être distribués. La teneur minimale biosourcée exigée est de 50% en 2020 et de 60% en 2025.

Par ailleurs, la loi pour la reconquête de la biodiversité prévoit quant à elle l'interdiction de mise sur le marché de gommages à microbilles plastique, à partir du 1er janvier 2018, et de cotons tiges en plastique (à partir du 1er janvier 2020). A noter que tous les emballages constitués de plastique oxo-fragmentable sont interdits depuis 2015. Un plastique oxo-fragmentable est dégradable mais non assimilable par les micro-organismes et non compostable conformément aux normes en vigueur applicables pour la valorisation des plastiques.

Enfin, la loi « anti-gaspillage » entérine de nombreuses décisions concernant la consommation de plastiques, et leur fin de vie dans un contexte de développement de l'économie circulaire, la protection de l'environnement et la réduction du gaspillage. Les principaux textes réglementaire et feuilles de routes sont détaillés par la suite.

- **LOI n° 2009-967 du 3 août 2009 de programmation relative à la mise en œuvre du Grenelle de l'environnement : c'est la Loi dite « Grenelle 1 »**. Cette loi fixe des objectifs qualitatifs et quantitatifs à l'action de l'État dans le domaine de l'environnement pour les prochaines années. Les mesures adoptées, et pour lesquelles les collectivités territoriales sont largement sollicitées, sont regroupées autour de l'habitat et de l'urbanisme, le transport, l'énergie, la biodiversité, la santé et l'environnement et la gestion des déchets. Dans le domaine de la gestion des matériaux plastiques et des déchets plus généralement, la loi fixe 3 objectifs principaux :

- Réduire à la source la production de déchets en responsabilisant fortement les producteurs, de la conception du produit à sa fin de vie : réduction de 7% par an pour les 5 prochaines années ;

- Augmenter le recyclage afin d'orienter un taux de recyclage de 35% (2012) et 45% (pour 2015) de déchets ménagers et assimilés ;

- Diminuer de 15% la quantité de déchets partant en incinération, en enfouissement et en stockage, d'ici à 2012.
- LOI n° 2010-788 du 12 juillet 2010 portant engagement national pour l'environnement : C'est la Loi dite « Grenelle 2 », également appelée loi ENE. Cette Loi Française complète, et développe l'approche territoriale de la « Loi Grenelle I ». Elle comprend plusieurs points importants concernant les plastiques, et les déchets en général. La responsabilité élargie des producteurs (telle que définie par l'Union Européenne) concerne dorénavant les produits consommés par les entreprises générant des déchets susceptibles d'être collectés dans les mêmes conditions que les déchets municipaux (Article L541-10-5 du Code de l'Environnement) :

- Un dispositif harmonisé de consignes de tri sur les emballages ménagers est à définir avant le 1er janvier 2011 et à appliquer avant le 1er janvier 2015 : « Tout produit recyclable soumis à un dispositif de responsabilité élargie des producteurs fait l'objet d'une signalétique commune informant le consommateur que ce produit relève d'une consigne de tri » ;

- A partir du 1er juillet 2011, « les grands magasins vendant des produits alimentaires et de grande consommation devront proposer à la sortie des caisses un point de reprise des déchets d'emballage issus des produits achetés dans cet établissement » ;

- Tri à la source des biodéchets de certaines catégories de gros détenteurs ou producteurs.

- LOI n°2015-992 du 18 août 2015 – dite Loi « (L)TECV » - Loi relative à la transition énergétique pour la croissance verte :

Voir plusieurs sources disponibles et à consulter pour plus de détails :

https://www.ecologique-solidaire.gouv.fr/sites/default/files/FAQ_vaisselle_jetable_VF_Juin2017.pdf

https://www.ecologique-solidaire.gouv.fr/fin-des-sacs-plastique

https://www.ecologique-solidaire.gouv.fr/loi-transition-energetique-croissance-verte

- Biodéchets des grands producteurs : l'Article 70 L. 541-21-1 du Code de l'environnement précise que, depuis le 1er janvier 2012, toutes les personnes qui produisent ou détiennent une quantité importante de biodéchets ont l'obligation de trier ces biodéchets et de les faire valoriser dans des filières adaptées ;

- Biodéchets et généralisation du tri à la source : les collectivités devront disposer de systèmes de collecte et/ou de solutions de compostage de proximité ;

- Sacs de caisse à usage unique : à partir de 2016, seuls des sacs plastiques réutilisables, d'une épaisseur de plus de 50 microns, ou composés d'autres matières que le plastique (papier, tissu, etc.), peuvent être distribués en caisse, que ce soit à titre gratuit ou onéreux ;

- Autres sacs à usage unique : cette interdiction s'applique depuis 2017 aux autres sacs distribués sur les lieux de vente. Seuls restent autorisés les sacs biosourcés, avec une teneur minimale exigée en matière végétale qui augmente progressivement dans le temps (40 % en 2018, 50 % en 2020 et 60 % en 2025), et compostables en compostage domestique ;

- Informations sur les sacs plastiques à usage unique : Le décret d'application de l'article 75 de la LTECV précise les indications qui devront figurer sur ces sacs plastiques à usage unique biodégradables pour informer le consommateur de leur gestion en fin de vie. Un marquage devra être apposé sur les sacs en plastique indiquant que celui-ci peut être utilisé pour le
**compostage domestique**, en précisant les références de la norme correspondante ou en indiquant qu'il présente des garanties équivalentes ; qu'il peut faire l'objet d'un tri au sein d'une collecte séparée de biodéchets et ne doit pas être abandonné dans la nature ;

- Films de routage : **interdiction de l'utilisation des emballages plastiques non biodégradables et non compostables en compostage domestique** à partir de 2017 ;

- Vaisselle en plastique jetable : d'ici 2020, interdiction de la mise à disposition de gobelets, verres et assiettes jetables de cuisine pour la table en matière plastique, **sauf ceux compostables en compostage domestique et constitués, pour tout ou partie, de matières biosourcées** (Code de l'Environnement, Art. L. 541-10-5).

- Valorisation énergétique des déchets L'Article 70 précise qu'il est nécessaire d' « Assurer la valorisation énergétique des déchets qui ne peuvent être recyclés en l'état des techniques disponibles et qui résultent d'une collecte séparée ou d'une opération de tri réalisée dans une installation prévue à cet effet. Dans ce cadre, la préparation et la valorisation de combustibles solides de récupération (CSR) font l'objet d'un cadre réglementaire adapté. Afin de ne pas se faire au détriment de la prévention ou de la valorisation sous forme de matière, la valorisation énergétique réalisée à partir de combustibles solides de récupération doit être pratiquée soit dans des installations de production de chaleur ou d'électricité intégrées dans un procédé industriel de fabrication, soit dans des installations ayant pour finalité la production de chaleur ou d'électricité, présentant des capacités de production de chaleur ou d'électricité dimensionnées au regard d'un besoin local et étant conçues de manière à être facilement adaptables pour brûler de la biomasse ou, à terme, d'autres combustibles afin de ne pas être dépendantes d'une alimentation en déchets. L'Agence de l'environnement et de la maîtrise de l'énergie remet tous les trois ans un rapport au Gouvernement sur la composition des combustibles solides de récupération et sur les pistes de substitution et d'évolution des techniques de tri et de recyclage ».

- Renforcement des systèmes REP existants : système de bonus-malus basé sur les performances de recyclage et création de nouveaux canaux de recyclage.

- **LOI n° 2016-1087 du 8 août 2016 pour la reconquête de la biodiversité, de la nature et des paysages.**
Plusieurs points concernent les plastiques et la gestion de leur fin de vie.

- Interdiction des microbilles plastiques exfoliantes (2018) et des cotons tiges (2020) ;

- Article D. 543-226-1 du code de l'environnement : « Il est interdit de mélanger des biodéchets triés par leur producteur ou détenteur avec d'autres déchets n'ayant pas fait l'objet d'un même tri ».

Selon la source http://atee.fr/biogaz/melanges-dintrants-biodechets-boues-et-autres-dechets :

- « Note de la DGPR, paragraphe II.8 : « le tri réalisé par les TMB n'est pas un tri à la source, et n'est pas équivalent au tri à la source réalisé pour des biodéchets, emballés ou non. En conséquence, il est interdit de mélanger des biodéchets triés à la source (quel que soit leur stade de gestion : avant ou après compostage / méthanisation) avec les flux de déchets gérés par les TMB » ;

- Note de la DGPR, paragraphe II.9 : Il n'est pas possible d'utiliser une installation de TMB pour déconditionner des biodéchets emballés et « il est interdit de mélanger des OMR [ordures
ménagères résiduelles] avec des biodéchets emballés, flux qui n'ont pas fait l'objet d'un même tri. De plus, l'article R. 543-226 du code de l'environnement précise que [...] les biodéchets conditionnés peuvent être collectés dans leur contenant. Ceux-ci doivent alors être déconditionnés dans une installation adaptée avant de faire l'objet d'une valorisation organique » ; une installation de TMB n'est pas conçue initialement pour le déconditionnement de biodéchets emballés et n'est pas, à ce titre, une installation adaptée à ce déconditionnement. Les biodéchets doivent être déconditionnés dans des déconditionneurs prévus à cet effet, réalisant un pré-traitement uniquement de biodéchets triés à la source ;

- Note de la DGPR, paragraphe II.10 : Il est « interdit de mélanger des biodéchets triés à la source (quel que soit leur stade de gestion) avec d'autres déchets issus d'un tri effectué sur des déchets en mélange » ;

- Note de la DGPR, paragraphe II.15 : les apports de « soupe » de déconditionnement issue de biodéchets emballés triés à la source vers des installations de compostage ou de méthanisation de FFOM issue de TMB ne sont pas autorisés. »

- Décret n° 2016-288 du 10 mars 2016 portant diverses dispositions d'adaptation et de simplification dans le domaine de la prévention et de la gestion des déchets ;

- Décret n° 2016-1170 du 30 août 2016 relatif aux modalités de mise en œuvre de la limitation des gobelets, verres et assiettes jetables en matière plastique : Art. L.541-10-5 du Code l'environnement, modifié par la LOI n° 2016-1087 du 8 août 2016 — Art. 124 ; Art. R.543-72-1. ;

- Arrêté du 15 février 2016 relatif aux installations de stockage de déchets non dangereux : réglementation et normes strictes concernant les décharges ;

- Décret n° 2017-291 du 6 mars 2017 relatif aux conditions de mise en œuvre de l'interdiction de mise sur le marché des produits cosmétiques rincés à usage d'exfoliation ou de nettoyage comportant des particules plastiques solides et des bâtonnets ouatés à usage domestique dont la tige est en plastique.

- LOI n°2018-938 du 30 octobre 2018 pour l'équilibre des relations commerciales dans le secteur agricole et alimentaire et une alimentation saine, durable et accessible à tous. Loi sur l'« Alimentation » dite « EGAlim », 2018). Voir source : https://agriculture.gouv.fr/egalim-tout-savoir-sur-la-loi-agriculture-et-alimentation :

- Interdiction des contenants alimentaires de cuisson, de réchauffe et de service en plastique en restauration collective des collectivités locales en 2025 ; Avec des exceptions en vigueur, à savoir une teneur minimale en **contenu biosourcé** (50 % en 2020 et 60 % en 2025) et la capacité **à se biodégrader en compostage domestique** (selon la norme NF T51-800) ;

- Interdiction des touillettes et pailles en plastique dans la restauration, la vente à emporter, les cantines et les commerces alimentaires en 2020 ;

- Interdiction des bouteilles d'eau en plastique dans les cantines scolaires en 2020.
- Feuille de route économie circulaire, dite FREC (2018) : L'objectif de cette « feuille de route » est d'atteindre 100 % de collecte des déchets recyclables d'ici 2025 et de rendre le tri des déchets beaucoup plus simple pour les Français.

Voir source : https://www.ecologique-solidaire.gouv.fr/feuille-route-economie-circulaire-frec

Plusieurs mesures phares sont proposées, concernant les déchets pour les :

1- Citoyens et consommateurs - consommer de façon plus durable et trier plus et mieux les déchets » :

- Allonger la durée de vie de nos produits pour protéger le consommateur ;

- Trier plus et mieux les déchets :

- Simplifier et harmoniser les règles de tri des déchets sur tout le territoire, aussi bien dans les foyers et les entreprises que dans l'espace public. D'ici 2022, tous les centres de tri seront modernisés et tous les Français pourront mettre tous les emballages dans le bac jaune. Harmoniser les couleurs des contenants ou couvercles des poubelles d'ici 2022 ;

- Accélérer la collecte des emballages recyclables, bouteilles plastiques et canettes, en priorité dans les zones urbaines les plus denses où les taux de collecte sont les plus bas, déployer dans les collectivités volontaires des dispositifs de « collecte solidaire » où chaque nouvelle bouteille ou canette collectée en plus contribuerait à un fond dédié à une grande cause environnementale, de santé ou de solidarité ;

- Améliorer le dispositif de pictogramme appelé Triman et rendre obligatoire, à compter de 2021, son apposition sur les emballages et les produits destinés aux ménages et relevant des filières de responsabilité élargie des producteurs. Le Triman sera accompagné d'une information sur le bon geste de tri ou d'apport des différents éléments constituant l'emballage et le produit. Pour éviter toute confusion quant au geste de tri ou au caractère recyclable ou non des matériaux, l'apposition sur les produits et les emballages de pictogrammes tels que le point vert sera interdite.

2- « Collectivités locales - Recycler et valoriser plus de déchets » : le projet de feuille de route nationale pour l'économie circulaire en cours d'élaboration prévoit d'établir une liste évolutive de déchets ne pouvant plus être admis en décharge, mais également de modifier la fiscalité :

- Faciliter le déploiement de la tarification incitative de la collecte des déchets, c'est-à-dire la tarification du service en fonction de la quantité de déchets produits, pour inciter les usagers à davantage trier et réduire le gaspillage ;

- Adapter la fiscalité pour rendre la valorisation des déchets moins chère que leur élimination, en réduisant le taux de la TVA sur les activités de prévention, la collecte séparée, le tri, la valorisation matière des déchets et en augmentant les tarifs de la taxe générale sur les activités polluantes (TGAP déchets) pour la mise en décharge et l'incinération.

3- « Entreprises : mieux produire et mieux gérer les déchets » :

- Étendre le dispositif pollueur-payeur à de nouveaux produits ;

- Intégrer l'écoconception, l'incorporation de matières recyclées, le réemploi et la réparation dans les pratiques des entreprises.
- : LOI n°2020-105 du 10 février 2020 (Dernière modification : 12 février 2020), relative à la lutte contre le gaspillage et à l'économie circulaire. Loi « Anti-Gaspillage »

https://www.legifrance.gouv.fr/affichTexte.do?cidTexte=JORFTEXT000041553759&dateTexte=20200416

Plusieurs sources consultées pour la synthèse des points importants, associés aux plastiques :

http://www.senat.fr/rapports/rapports-information.html

https://www.ecologique-solidaire.gouv.fr/loi-anti-gaspillage

## 1- La loi prévoit l'interdiction progressive de tous les emballages en plastique à usage unique d'ici 2040 :

- Atteindre le zéro plastique jetable d'ici 2040 : fin de la mise sur le marché des emballages en plastique à usage unique d'ici à 2040, assortie de plans quinquennaux de réduction, de réutilisation et de réemploi ainsi que de recyclage (premier plan pour la période 2021/2026). Le gouvernement doit élaborer une stratégie nationale en concertation avec les filières industrielles Il est prévu l'accompagnement de la reconversion des entreprises concernées par ces mesures (article 1er AD).

- Remplacer la vaisselle jetable des fast-food par de la vaisselle réutilisable ;

- Lutter contre le plastique du quotidien ;

- Interdire la mention « biodégradable » sur les emballages et sacs ;

- Interdire les boîtes en polystyrène expansé ;

- Interdire les sachets de thé en plastique ;

- Interdire les jouets en plastique offerts dans certains menus ;

- Interdire les confettis en plastique ;

- Interdire l'expédition sous emballage plastique des publications de presse et de publicité ;

- Favoriser le vrac pour réduire les emballages ;

- S'assurer de la pleine application de l'interdiction de mise à disposition des sacs en plastique ;

- Ajouter un filtre à microfibres de plastiques sur les lave-linge neufs ;

- Obliger les établissements recevant du public à s'équiper de fontaines à eau ;

- Interdire l'emballage plastique autour des fruits et légumes ;

- Mettre en place dans les supermarchés des bacs de récupération des emballages et suremballages ;

- Interdire les contenants de réchauffe en plastique destinés aux nourrissons et aux enfants en bas âge.
## Programmation de l'interdiction de produits en plastique à usage unique (Articles 10, 10 bis AAA, 10 bis AB) :

- Au 1er janvier 2020 :

- Assiettes 100% plastique ;

- Gobelets ;

- Verres.

- Au 1er janvier 2021 :

- Assiettes avec film plastiques ;

- Pailles (hors usage médical) ;

- Couverts ;

- Confettis ;

- Piques à steak ;

- Couvercles à verre jetables ;

- Touillettes ;

- Contenants ou récipients en PSE destinés à la consommation sur place ou nomade ;

- Bouteilles en PSE pour boisson ;

- Tiges pour ballons (hors usages industriels et professionnels) ;

- Bouteilles en plastique dans les établissements recevant du public et à usage professionnel.

- Au 1er janvier 2022 :

- Emballages pour les fruits et légumes (sauf conditionnement par lot de 1,5 kg ou risque de détérioration)

- Sachets de thé ou de tisanes en plastique non biodégradable ;

- Jouets dans les menus enfants en restauration ;

- Gobelets, assiettes, récipients et couverts dans le cadre d'un service de portage quotidien de repas à domicile (tous matériaux / produits réemployables en plastique autorisés) ;

- Emballages des publications de presse.

- Au 1er janvier 2023 :

- Gobelets, couvercles, assiettes, récipients et couverts pour les repas servis dans les établissements de restauration (tous matériaux / produits réemployables en plastique autorisés).

- Au 1er janvier 2025 :

- Contenants alimentaires de cuisson, de réchauffage et de service, dans les services de pédiatrie, d'obstétrique et de maternité.

## 2- Taux d'incorporation de matière recyclée :

Taux minimal d'incorporation de matière recyclée possible pour certaines catégories de produits et matériaux. Ces taux seront définis par décret (catégories, taux, trajectoire pluriannuelle, méthode de calcul et modalités de contrôle) après consultation des secteurs concernés (Article 7).
### 3- Les bouteilles plastiques

- Réduction de 50 % d'ici à 2030 du nombre de bouteilles en plastique à usage unique. Reprise des objectifs européens de collecte des bouteilles plastique pour boissons, à savoir, 77 % en 2025 et 90 % en 2029 (Article 8 bis) ;

- Les clauses contractuelles imposant la fourniture ou l'utilisation de bouteilles en plastique à usage unique dans le cadre d'événements sont réputées non écrites, sauf impossibilité (au 1er janvier 2021) (Article 10).

### 4- Réutilisation des emballages

- Stratégie nationale visant une proportion de 5 % d'emballages réemployés mis en marché en 2023 et de 10 % en 2027. Mise en place d'un observatoire du réemploi et de la réutilisation avant 2021 (Article 1er AF).

### 5- Interdiction des produits à base de plastique oxodégradable :

- Interdiction au 1er janvier 2021 de tous les produits fabriqués à base de plastique oxodégradable (Article 10).

### 6- Développement du vrac

Selon l'Article 5 bis B :

- Possibilité au consommateur d'être servi dans un contenant apporté par ses soins, visiblement propre et adapté au produit acheté ;

- Les commerces de vente de détail de plus de 400 m² doivent mettre à disposition des contenants, gratuitement ou non ;

- Mise en place d'une tarification plus basse pour les boissons à emporter vendues dans un récipient réemployable présenté par le consommateur.

### 7- Interdiction des microplastiques intentionnellement ajoutés

- Interdiction des microplastiques intentionnellement ajoutés dans les cosmétiques, les détergents, les produits d'entretien ou les dispositifs médicaux (2024 à 2027 selon les produits) (Article 10 bis A).

### 8- Prévenir les fuites des granulés de plastiques

À compter du 1er janvier 2022, les sites de production, de manipulation et de transport de granulés de plastiques industriels sont dotés d'équipements et de procédures permettant de prévenir pertes et fuites dans l'environnement. Ces sites font l'objet d'inspections régulières par des organismes certifiés indépendants (Article 10).

### Rapport du gouvernement sur les plastiques biosourcés, biodégradables et compostables :

Avant le 1er janvier 2021, rapport du gouvernement au Parlement sur les impacts sanitaires, environnementaux et sociétaux des plastiques biosourcés, biodégradables et compostables sur l'ensemble de leur cycle de vie (Article 10 bis C).
## 6.3 DEFINITIONS

La recherche dans le secteur des polymères biosourcés, pétro-sourcés et potentiellement biodégradables requiert la participation de scientifiques issus de domaines variés (biotechnologie, chimie des polymères, génie des matériaux, génie des procédés...). Aussi, la terminologie employée au sein de chaque discipline est susceptible de varier selon de le domaine d'expertise. À ces acteurs de la recherche s'ajoutent les industriels, les consommateurs et les pouvoirs publics (nationaux et internationaux), possédant souvent une compréhension spécifique des termes relatifs à ce sujet. L'interdépendance entre ces différents acteurs impose un rappel de la terminologie utilisée afin d'éviter toute ambiguïté et incompréhension dans le cadre cette étude.

Selon la division « bioplastique » de la SPI (Society of Plastics Industry https://www.plasticsindustry.org/), l'uniformisation de la terminologie fait partie des quatre objectifs principaux de développement dans l'industrie des « biopolymères ». La SPI précise également que l'usage de termes n'étant pas clairement définis dans les normes ou standards est à éviter autant que possible. Il est en effet facile de percevoir l'ampleur des confusions apportées par une mauvaise terminologie : toujours selon la SPI, 85 % des consommateurs pensent que les termes « biosourcé » et « renouvelable » veulent aussi dire « biodégradable » (Lapointe 2012). Ces confusions entre l'origine du polymère (biosourcé) et sa gestion de fin de vie peuvent alors poser des problèmes importants au moment de l'élimination des déchets. On constate malheureusement que certains acteurs profitent de ses confusions pour apporter une image écologique à leurs produits, avec l'usage abusif de termes tels que « biodégradable » ou « oxobiodégradable » sans informations précises sur les conditions spécifiques de dégradation. Ce manque de précision suggère au consommateur que les produits peuvent rapidement se dégrader et se biodégrader sous n'importe quelles conditions, et peut encourager dans certains cas l'abandon volontaire dans l'environnement.

Les nombreux débats autour de l'utilisation du mot « bioplastique » sont également un exemple de l'importance de la terminologie choisie. Couramment utilisé dans les années 2000, son usage est déconseillé en raison de l'ambiguïté du préfixe « bio » (ADEME 2016b). Face aux confusions liées à ce terme, l'Union Internationale de Chimie Fondamentale et Appliquée (IUPAC) a déconseillé son utilisation en 2012 afin de le remplacer par le terme « biosourcé » (Vert et al. 2012). Cette nouvelle terminologie conduit à bien distinguer l'origine des polymères (biosourcés, pétrosourcés) et leur propriété de biodégradabilité.

Face aux nombreuses ambiguïtés issues par la terminologie relative à ces « nouveaux polymères » - par opposition aux « polymères pétrosourcés » déjà fortement implantés sur le marché, il est donc nécessaire de rappeler les définitions établies pour une large gamme de termes employés, garantissant à la fois rigueur scientifique et compréhension pour tous les acteurs concernés. Ces termes doivent être scrupuleusement définis à l'aide de standards existants, ou, le cas échéant, à l'aide de travaux de recherches issus de la littérature scientifique. Vert et al. (2012) ont présenté les recommandations IUPAC (https://iupac.org/) pour la clarification de la terminologie associée aux polymères biosourcés et/ou biodégradables « Terminology Plastics », au même titre que l'étude RECORD sur l"Aide à la définition des déchets dits biodégradables, fermentescibles, méthanisables, compostables" (RECORD 2001).

Les tableaux suivants présentent les définitions nécessaires à la compréhension de la problématique abordée. Ces définitions ont fait l'objet d'une standardisation et sont disponibles dans les normes traitant des polymères biosourcés et/ou biodégradables. La norme ISO 472 Plastiques – Vocabulaire