Les modalités de collectes actuelles de gestions des déchets organiques fermentescibles permettent
de distinguer trois principaux flux où les plastiques sont potentiellement présents :

- Le flux de déchets verts, majoritairement issus des collectes municipales et des déchèteries et dans lequel la présence de plastiques n'est pas souhaitée ni envisagée, sauf dans le cas de sacs de collecte compostables ;

- Le flux de déchets de biomasses agricoles, pouvant éventuellement accueillir la présence de plastiques biosourcés et biodégradables tels que des supports de culture compostables ou des films de paillage agricoles ;

- Le flux de biodéchets urbains issus de la partie fermentescible des DM et DAE, et dans lequel peuvent se retrouver des plastiques, de manière involontaire (tels que des restes d'emballages alimentaires) ou de manière volontaire (sacs de fruits et légumes ou vaisselle compostables par exemple).

En 2013, la France a généré 46,3 Mt de déchets organiques fermentescibles (hors déchets d'agriculture et de sylviculture) (ADEME 2019b). Sur ce gisement, la part des déchets ménagers organiques est estimée à environ 18 Mt par an (22 Mt en 2013 : 15,2 Mt des ménages : 80% du gisement et 4,7 Mt des gros producteurs : 20%). Concernant les biodéchets des ménages (représentant 36% des OM) :

- 30% sont gérés à domicile (paillage, compostage...), essentiellement des déchets verts ;

- 21% de déchets verts sont collectés en déchèteries ;

- 6,5% sont collectés en porte à porte et en points d'apport volontaire (points de regroupement à l'échelle de quartier).

Ainsi, plus de 40% des biodéchets des ménages se retrouvent dans les ordures ménagères résiduelles, déchets organiques fermentescibles principalement constitués de déchets alimentaires, résidus organiques issus de la confection de repas domestiques. La gestion de ce flux de déchets implique la présence d'une filière particulière de traitement, adaptée au caractère fermentescible de ces déchets : **le recyclage (ou valorisation) organique.** Dans le cas où les déchets organiques fermentescibles sont collectés dans le flux d'OMR, leur recyclage en tant qu'amendement organique nécessitera la mise en œuvre de nombreuses opérations de tris mécaniques + traitements biologiques en TMB permettant de séparer les éléments indésirables tels que les particules de verre cassé, cailloux-gravats et **particules de plastique.**

Triés à la source, les déchets organiques fermentescibles seront a priori plus aptes à un « recyclage organique » via des opérations de prétraitement moins complexe pour éliminer les fractions indésirables potentiellement présentes dans ce flux suite aux erreurs de tri. La collecte sélective des biodéchets facilite en effet les conditions de préparation en vue de produire des amendements organiques conformes à la norme NF U44-051 de 2006. Selon l'ADEME (ADEME 2014d), le compostage d'ordures ménagères ne doit être envisagé qu'en dernier recours (tri-compostage, et TMB avec traitement biologique de compostage). Le recyclage matière, la gestion domestique, l'apport volontaires des déchets verts, la collecte sélective au porte à porte sont les options à considérer pour la gestion des déchets organiques fermentescibles (ADEME 2018). En 2016, 125 collectivités françaises réalisaient une collecte séparée des biodéchets (correspondant à 5,7% de la population française), dont une centaine de collectivités proposant un service à destination des ménages et des professionnels. Une vingtaine de communes ayant mis en place la collecte séparée des biodéchets entre la fin des années 90 et le début des années 2000 ont abandonné cette filière, en raison des problèmes associés au non-respect des consignes de tri : présence de déchets indésirables dont les plastiques, qualité des amendements organiques, et la gestion coûteuse et complexe des refus de tri.
Deux options de collecte existent et sont jugées complémentaires : la collecte séparée des biodéchets et la gestion de proximité. Elles conduisent à envisager plusieurs filières de traitement. La propriété de biodégradabilité des biodéchets justifie l'intérêt de leur traitement biologique selon deux voies biologiques possibles : biodégradation aérobie (compostage) et biodégradation anaérobie (méthanisation : digestion anaérobie). Sur le territoire français, il existe près de 700 installations de méthanisation traitant des effluents d'élevages et des déchets organiques en 2018 (ATEE, https://www.infometha.org/) et environ 720 installations de compostage qui traitent 7 Mt de déchets : déchets verts, boues, effluents d'élevage et de déchets alimentaires.

### 3.5.2 Compostage

Le compostage est une pratique qui se développe fortement en France depuis une trentaine d'années pour le traitement de fractions fermentescibles d'ordures ménagère mais également pour traiter les déchets verts, et biodéchets. Entre 2000 et 2016, les flux de déchets organiques destinés à un « recyclage organique » par compostage ont été multipliés par deux et le volume de compost produit a progressé dans des proportions similaires (ADEME 2018). La production de compost est d'environ 3 Mt par an. La remise en cause régulière de cette pratique peut toutefois freiner son développement (crises sanitaires, odeurs, renforcement des mesures de protection de l'environnement et de la santé...).

#### 3.5.2.1 Principes de base

Le compostage se définit comme un processus de transformation et de décomposition des déchets organiques sous l'action de populations microbiennes aérobies variées et aboutissant à la production d'une matière organique humidifiée et stabilisée appelée compost. Les intérêts de ce procédé sont multiples : stabilisation des déchets organiques, réduction des nuisances associées à leur caractères bioévolutif (odeurs, sources de pollution, sources de nuisances pour la santé), réduction de leur volume et production d'une matière organique riche en composés humiques, valorisable comme amendement organique (Bayard et Gourdon 2010).

Le compostage des déchets organiques fermentescibles fait intervenir une succession de réactions biologiques, nécessitant la présence d'oxygène. Tout au long du processus, diverses communautés de micro-organismes se succèdent. Ces communautés se composent essentiellement de bactéries, d'actinomycètes (bactéries filamenteuses, de champignons et de protozoaires. Ces micro-organismes sont présents naturellement dans les déchets organiques, et le processus de compostage s'initie sans recourir à l'apport d'un inoculum exogène. Le métabolisme microbien associé à la biodégradation des composés organique est majoritairement lié à la respiration aérobie. Elle s'accompagne d'une consommation d'oxygène, d'un dégagement de chaleur, de l'émission de dioxyde de carbone et de la formation de composés organiques chimiquement (et biologiquement plus stables que la matière initiale). Le bilan de cette réaction d'oxydation biologique se résume comme suit :

$$ \text{Matières organiques} + \text{oxygène} + \text{micro-organismes} \rightarrow \text{humus stable} + \text{CO}_2 + \text{H}_2\text{O} + \text{chaleur} $$
### 3.5.2.2 Les étapes du compostage

Hormis les procédés de traitement mécaniques et/ou physico-chimiques divers qui peuvent précéder et suivre le compostage, le processus de biotransformation de la matière organique en présence d'oxygène peut être décrit en deux étapes distinctes, qu'il s'agisse de conditions de mise en œuvre d'un compostage industriel ou domestique (cf. Figure 20) :

<figure><img src="image_27.png" /><figcaption>Figure 20 : Les étapes du compostage des déchets organiques fermentescibles (Bayard et Gourdon 2010).</figcaption></figure>

La première étape de ce procédé consiste en une phase dite de décomposition, aussi appelée « fermentation chaude » par abus de langage (le terme fermentation faisant normalement référence à un procédé anaérobie). Cette étape comprend plusieurs phases : phases mésophile, thermophile et de refroidissement. La seconde étape, dite de maturation, permet la biotransformation de la matière organique, notamment grâce à l'action de macro-organismes (principalement des vers et insectes).

#### 1ère phase : Phase de fermentation

Cette phase de fermentation **aérobie** est composée de trois étapes qui se distinguent par des températures différentes. La première est une phase mésophile qui initie le compostage, la seconde est une phase thermophile et la dernière est une phase de refroidissement.

**Etape mésophile** : Les micro-organismes intervenant au cours de cette phase sont principalement des bactéries qui vont se développer en dégradant des molécules simples comme les sucres et les acides aminés ainsi qu'une partie des polymères complexes tels que les protéines. Sous l'action des micro-organismes, la biooxydation de la matière organique se traduit par un dégagement de chaleur et une augmentation de la température, cette réaction étant exothermique. La température peut atteindre rapidement environ 30-40°C.

**Etape thermophile** : La poursuite de la bioxydation de la matière organique conduit à des températures susceptibles d'atteindre 70°C, si les conditions opératoires du procédé de compostage le permettent (confinement, conditions d'aération, et conditions de maintien de l'humidité au cours du cycle de compostage). A cette température, seules les bactéries thermophiles et les actinomycètes subsistent (Hassen *et al.*, 2001). La température atteinte lors de cette phase permet de détruire les germes pathogènes et les graines adventices. Ce processus est appelé **hygiénisation** du compost. Une
température supérieure à 55°C au moins pendant 5 jours de compostage à l'air libre est considérée comme favorable à l'hygiénisation (US EPA, 1994 cité par Charnay 2005). En compostage dans un système type réacteur, l'ADEME préconise une température devant dépasser 60°C pendant une semaine.

*Etape de refroidissement* : La consommation complète de toutes les molécules simples entraîne un ralentissement de l'activité microbiologique, induisant une diminution de la température jusqu'à 40-50°C. Cette température permet une nouvelle colonisation par les micro-organismes mésophiles, notamment les champignons qui vont permettre de biodégrader les composés organiques plus difficilement biodégradables quels que la cellulose, les hémi-celluloses et la lignine (Bertoldi et al., 1982).

## 2ème phase : Phase de maturation

Cette phase est caractérisée par les processus d'*humification* pouvant s'étaler sur plusieurs mois. Les micro-organismes participant à cette phase sont essentiellement de type bactéries ou champignons, profitant du taux d'humidité et de la température moyenne, ainsi que du pH légèrement alcalin, conditions favorables à leur développement. On observe alors une augmentation de la biomasse microbienne et le développement de macro-organismes type lombrics. A la fin de cette phase on dispose d'un compost stabilisé, constitué d'humus produit au cours du cycle d'humification de la matière organique.

### 3.5.2.3 Principaux facteurs d'influence

Afin d'assurer un bon processus de compostage industriel, exempt de nuisances olfactives, de dysfonctionnements et produisant un compost de qualité, il convient de contrôler cinq facteurs principaux (Bayard et Gourdon 2010) :

- Le **rapport carbone/azote** qui doit être idéalement compris entre 25 et 35 en début de compostage. Il permet la bonne assimilation des biodéchets par les micro-organismes et peut se réguler par ajout d'un coproduit de matière carbonée ou azotée ;

- La **porosité** correspond aux espaces où la libre circulation de l'air dans les matières en compostage est possible. Cet espace doit idéalement occuper 30 à 40% du volume total et peut se contrôler par ajout d'un matériau structurant ;

- Le processus de compostage faisant intervenir des réactions de bio-oxydations, la **disponibilité en oxygène** est un facteur crucial, un paramètre à contrôler. Essentiel pour la respiration aérobie des micro-organismes, il conditionne leurs métabolismes de biodégradation et d'assimilation des composés organiques. Afin d'assurer un compostage optimal, le taux d'oxygène dans l'air circulant ne doit pas être au-dessous de 18%. Une aération régulière est donc nécessaire au bon déroulement du processus de compostage. Celle-ci peut se faire par retournements ou par aération forcée ;

- Le taux d'humidité doit être supérieur à 50% afin d'assurer la survie des micro-organismes. Il doit se situer idéalement aux alentours de 60-65%. Au-delà de 75%, l'air n'est plus en mesure de circuler convenablement et mène à une asphyxie de la microflore du compost ;

- L'élévation de température, principalement liée à la biodégradation de la matière organique par les micro-organismes, doit être surveillée comme paramètre de suivi du process de compostage car elle indique le bon déroulement des différentes phases, notamment celle d'hygiénisation qui se déroule autour des 60°C.
### 3.5.2.4 Conditions opératoires du compostage

Trois conditions de compostage des déchets organiques fermentescibles peuvent être distinguées :

- Le compostage domestique ;

- Le compostage de proximité ou semi-collectif ;

- Le compostage centralisé, dit industriel.

Le compostage domestique et le compostage de proximité seront considérés par la suite comme des conditions opératoires identiques, de compostage décentralisé. Ces conditions ne permettent pas, ni d'optimiser, ni d'accélérer le cycle de compostage. L'absence de confinement thermique (température qui s'élève difficilement au-delà de 40°C), et l'absence de dispositif d'aération de la matière organique se traduisent par une cinétique lente de la biodégradation des composés facilement biodégradables, aboutissant également à une biotransformation incomplète des composés plus difficilement biodégradables. Dans le cas des installations de compostage centralisé, les procédés industriels mis en œuvre permettent de favoriser l'activité biologique de biodégradation et de biostabilisation de la matière organique fermentescible : la maitrise des facteurs d'influence tels que le confinement (maintien de la température au-delà de 45°C sur plusieurs semaines), l'humidité et l'aération contrôlée permettront d'établir les conditions optimales afin d'accélérer les processus de biotransformation et d'hygiénisation.

#### 3.5.2.4.1 Compostage décentralisé : compostage domestiques, de proximité ou semi-collectif

Le compostage décentralisé des déchets organiques fermentescibles est une filière intéressante sur plusieurs points de vue : une gestion de proximité des déchets qui favorise l'appropriation des enjeux que représentent les déchets, une gestion permettant de réduire les coûts de collecte, et de réduire les impacts environnementaux et sanitaires de la gestion des déchets ménagers, en particulier en milieu urbain (Adhikari et al. 2010).

Le compostage domestique est tributaire des mêmes facteurs d'influence que le compostage industriel : confinement pour conserver la chaleur issue de la bio-oxydation et maintien d'une température comprise entre 30 et 40°C, contrôle de l'humidité et de l'aération pour la mise en contact du déchet avec l'oxygène.

Les moyens techniques mis en œuvre sont généralement simples et de bon sens pour garantir de bonnes conditions de compostage. Réalisé généralement sur des volumes peu importants de déchets organiques, sans ajustement de la teneur en eau, et en conditions d'aération passive (mais avec brassage régulier), le compostage domestique sera mis en œuvre sur des durées nettement plus importantes, de l'ordre de plusieurs mois, que celles généralement préconisées en compostage industriel. Les travaux de Adhikari et al. (2010) ont mis en évidence que la cinétique de température dépend du design des installations de compostage ménagers. Par ailleurs, si ces auteurs ont constaté une rapide montée de la température au cours de la première semaine de compostage, ils ont également observé une baisse aussi de celle-ci, deux semaines après le démarrage et retour à la température ambiante.

Il n'y a pas, à l'heure actuelle, de réglementation ou de normes fixant les conditions à respecter pour un compostage décentralisé optimal, mais les recommandations de l'ADEME permettent d'encadrer cette pratique, et l'encourager (ADEME 2019d). Ces recommandations incluent :

- Un brassage régulier des derniers apports pour effectuer un mélange homogène (au moins hebdomadaire) ;
- Un retournement de l'ensemble de la matière *a minima* une fois tous les 3 mois ;

- La surveillance des paramètres de compostage (homogénéité du produit, humidité, absence d'impuretés, absence d'odeur, d'écoulement de jus...);

- Dans le cas où le compost produit fait l'objet d'une utilisation et d'une mise sur le marché, il doit satisfaire les mêmes critères qu'un compost industriel et respecter la norme réglementaire sur les amendements organiques NF U 44-051 (2006).

### 3.5.2.4.2 Compostage industriel

Les procédés de compostage industriel peuvent être distingués en trois catégories selon les conditions d'aération et de brassage de la matière : les procédés statiques, les procédés semi dynamiques et les procédés dynamiques (Bayard et Gourdon 2010) :

- **Procédés « statiques »** : Le mode opératoire correspond à la mise en tas ou en andains sans mélange régulier de la matière organique fermentescible. Les principaux procédés statiques utilisés sont les suivants :

- **Tas, piles ou andains avec insufflation d'air** : les déchets sont disposés en tas d'une hauteur comprise entre 2 et 2,5 m sur une grille d'aération ou des tubes d'échappement. Une couche de déchets stabilisés peut être déposée sur les piles pour réduire les pertes thermiques, l'assèchement et les émissions d'odeurs. C'est la technique la plus couramment utilisée pour le compostage de déchets verts ;

- **Aération forcée en box, conteneur ou tunnel** : c'est le mode opératoire le plus courant. La phase de fermentation chaude est effectuée dans un système clos avec aération par le bas, soit par aspiration de l'air, soit par insufflation d'air. Le contrôle de la teneur en oxygène et de la température permet le suivi du traitement et l'optimisation de l'apport d'air. L'isolement de l'installation présente également l'intérêt de réduire les pertes thermiques, de minimiser les problèmes d'odeurs, et également de pouvoir humidifier les déchets et récupérer les effluents produits. L'aération est généralement réalisée par des grilles situées à la surface du sol du box. Une aération optimale doit permettre de réduire le temps de séjour des déchets à traiter (dans le meilleur des cas de 1 à 2 semaines).

- **Procédés « semi dynamiques »** : Les principaux procédés sont le traitement en tas, box, andains ou tunnel avec aération forcée et où la matière est régulièrement mélangée (1 à 3 fois par semaine, 3 à 8 semaines) par des opérations mécaniques soit de retournement (à l'aide d'un chargeur), soit de brassage (vis sans fin mobile, pelleteuse, etc.). Le procédé dit en ligne ou à tunnel correspond au traitement des déchets en tranchées, ouvertes ou fermées, alimentées en continu. Le déplacement des déchets est effectué en discontinu par des installations mécaniques. Les opérations de retournement de la masse de déchets au cours du traitement favorisent la distribution uniforme de l'air en limitant le risque d'apparition de zones anoxiques (faible teneur en O₂). Elles permettent aussi d'évacuer l'excès de chaleur pour certains déchets très fermentescibles. En outre, ces opérations de retournement peuvent être accompagnées d'un ajout d'eau afin de compenser les pertes par évaporation.

- **Procédés « dynamiques »** : C'est le système de tube fermenteur rotatif, où les déchets sont chargés dans un réacteur tubulaire ventilé et en rotation constante. Le mouvement rotatif permet la circulation du déchet d'un bout à l'autre du tube. Ce traitement permet un traitement physique grâce à la rotation permanente du tube (trituration de la matière et homogénéisation) et le traitement biologique avec
une biodégradation partielle de la matière organique facilement biodégradable. En effet, le temps de séjour, de quelques jours (2 à 4 jours), n'est pas suffisant pour conduire à la biodégradation complète de la matière organique facilement biodégradable. Par conséquent, le tube fermenteur rotatif n'est jamais la seule étape biologique sur une plate-forme de compostage. Cette étape est considérée comme une opération de pré fermentation aérobie – homogénéisation. Cette technique est fréquemment utilisée pour la stabilisation biologique des OMR en TMB.

Le Tableau 9 résume les différentes conditions à respecter pour un compostage industriel, en application du titre 1er du livre V du Code de l'Environnement (ADEME 2015a), selon les conditions d'aération appliquées.

<table><caption>Tableau 9 : Conditions à respecter pour un compostage industriel, en fonction des conditions d'aération (ADEME 2015a).</caption><thead><tr><td>Type d'aération</td><td>Conditions à respecter</td></tr></thead><tbody><tr><td>Par retournements</td><td>- 3 semaines de fermentation<br/>- 3 retournements au minimum<br/>- 3 jours entre chaque retournement<br/>- 55 °C au moins pendant 72 heures</td></tr><tr><td>Par aération forcée</td><td>- 2 semaines de fermentation<br/>- 1 retournement au minimum<br/>- 3 jours entre chaque retournement<br/>- 55 °C au moins pendant 72 heures</td></tr></tbody></table>
### 3.5.3 Méthanisation

La méthanisation est depuis une vingtaine d'années l'une des filières de production d'énergie renouvelable qui suscite un intérêt croissant (RECORD 2009). Cette filière permet la bioconversion de matières organiques complexes, dans des conditions anaérobies en biogaz principalement composé de CH$_4$ et CO$_2$. Le biogaz peut être valorisé en électricité, en chaleur, ou en biométhane directement injecté dans le réseau de gaz naturel ou utilisé comme biocarburant. 17 800 installations sont actuellement en fonctionnement sur l'Europe des 28 + Norvège + Suisse, d'après le dernier bilan l'European Biogas Association (EBA, 2018 - https://www.europeanbiogas.eu). Le nombre d'installations de méthanisation en France serait de 742 en 2017. Cette technique de traitement des déchets organiques est encouragée par l'Etat Français dans le cadre de la transition énergétique.

Théoriquement, le biogaz peut être produit à partir d'une très large gamme de déchets organiques fermentescibles. Cinq principaux flux de déchets et effluents organiques sont concernés par cette filière, et susceptibles de contenir des plastiques, présence volontaire ou involontaire :

- Les déchets et coproduits organiques de l'agriculture ;

- Les déchets organiques des agro-industries ;

- Les boues issues des stations de traitement des eaux usées (STEU) ;

- Les biodéchets collectés à la source auprès des ménages et des professionnels ;

- Les ordures ménagères résiduelles, si la digestion anaérobie est intégrée dans un centre de prétraitement des OMR).

En fonction des déchets traités et des situations, différentes typologies d'unités de méthanisation peuvent être distinguées (ADEME 2015c) :

- Directement sur l'exploitation agricole ;

- Collectif (sur exploitation agricole + autres déchets provenant de l'extérieur) ;

- Centralisé (déchets de différentes origines, y compris agricole) ;

- Digesteurs de STEU (boue de stations d'épuration des eaux) ;

- Industries agro-alimentaires (IAA) ;

- Unités traitant des biodéchets (issus de collectes sélectives) ;

- Unités de TMB traitant les ordures ménagères résiduelles.

L'essentiel du potentiel de progression de cette filière en France est lié à l'implantation de nouvelles unités sur les exploitations agricoles, ce secteur étant le plus représenté avec plus de 50 % des installations et 30 % de l'énergie produite actuellement.

Outre la production d'énergie renouvelable, la méthanisation rend possible la réduction de la charge polluante des déchets ou des effluents organiques, et la production conjointe d'une matière digérée, appelée **digestat** et pouvant être utilisée comme amendement organique pour fertiliser les sols de culture.
### 3.5.3.1 Principes de base

La méthanisation peut être définie comme une biodégradation anaérobie de la matière organique par une communauté microbienne et aboutissant à la production conjointe de digestat et de biogaz, principalement constitué de dioxyde de carbone et de méthane. Cette réaction peut être résumée en deux étapes principales : la digestion anaérobie de la matière organique accompagnée d'une production de biogaz, généralement suivie par une étape de stabilisation aérobie de la matière organique résiduelle (digestat) tel que décrit dans la Figure 21 (Bayard et Gourdon 2010).

<figure><img src="image_28.png" /><figcaption>Figure 21 : Etapes principales d'un procédé de méthanisation (Bayard et Gourdon 2010).</figcaption></figure>

#### 1ère étape : digestion anaérobie

La première étape de digestion anaérobie fait intervenir une succession de réactions biochimiques réalisées par différents groupes microbiens. Toutes ces étapes sont interdépendantes car elles mènent à la formation de composés intermédiaires, servant à leur tour de substrats lors de l'étape suivante.

Ces étapes sont rappelées dans la

Figure 22.

**Hydrolyse** : La première étape d'hydrolyse est due à un clivage enzymatique des macromolécules telles que les sucres, les protéines ou les lipides par les micro-organismes présents. Cette étape est joue un rôle majeur sur la cinétique de biodégradation des polymères. L'hydrolyse conduit à la genèse de monomères assimilables par les populations microbiennes présentes dans le milieu, populations majoritairement constituées d'espèces bactériennes et *Archaea* anaérobies strictes ou facultatives.

**Acidogenèse** : Cette étape fait intervenir des micro-organismes fermentaires qui vont métaboliser les monomères produits au cours de l'étape précédente, aboutissant à la formation d'acides gras volatils (AGV). Cette production est à surveiller de près : en cas d'accumulation d'AGV trop importante, une
inhibition du métabolisme des micro-organismes impliqués dans les étapes ultérieures peut être
observée et mener à un arrêt complet du processus de digestion anaérobie.

<figure><img src="image_29.png" /><figcaption>Figure 22 : Représentation des étapes du métabolisme de biodégradation de la matière organique en condition d'anaérobiose (Bayard et Gourdon 2010).</figcaption></figure>

**Acétogenèse** : L'étape d'acétogenèse est indispensable au processus de méthanisation car elle permet la transformation des composés organiques issus de l'étape précédente, en précurseurs du méthane : l'acétate, le dioxyde de carbone et l'hydrogène.

**Méthanogenèse** : Dernière étape de la digestion anaérobie, la méthanogenèse permet, comme son nom l'indique, de produire du méthane à partir des précurseurs produits au cours de l'étape précédente. Elle est rendue possible par des micro-organismes anaérobies stricts appartenant au domaine phylogénique des *Archaea*.

## 2ème étape : maturation aérobie du digestat

Cette dernière étape, non systématique, permet de biodégrader en conditions d'aérobioses la matière organique résiduelle de la méthanisation, présente dans le digestat, et qui n'aurait pas été biodégradée au cours de l'étape de méthanisation. Cette étape de maturation du digestat s'apparente à une opération de post-traitement de compostage. Afin d'être optimale, elle doit se dérouler en présence d'oxygène, à une température de préférence thermophile pour l'hygiénisation du digestat. Cette étape vise l'humification de la matière organique résiduelle dans le but de stabiliser la matière
organique et d'optimiser la valeur fertilisante du digestat, aussi appelé « affinât » à la fin de cette étape
(cf Figure 21).

3.5.3.2 Conditions opératoires

Afin d'assurer une digestion anaérobie optimale de la matière organique, les unités de méthanisation doivent posséder des équipements spéciaux, permettant de réunir toutes les conditions nécessaires au bon déroulement des phases décrites précédemment. Ces équipements sont principalement destinés à :

- Confiner le processus de digestion anaérobie (digesteur) pour garantir l'absence d'oxygène ;

- Séparer les impuretés afin d'éviter leur entrée dans le digesteur ;

- Assurer l'homogénéité de la matière organique à traiter ;

- Assurer un brassage suffisant de la matière au cours du processus (brassage mécanique, hydraulique ou par injection de biogaz) ;

- Assurer une bonne isolation du digesteur afin d'éviter les pertes d'énergies ;

- Optimiser l'extraction et le pressage du digestat ;

- Traiter, stocker et valoriser le biogaz produit ;

- Amorcer la maturation du digestat par compostage.

En fonction de la nature des déchets organiques à traiter et dépendant de l'objectif du traitement,
différents procédés de méthanisation peuvent être distingués. Les trois paramètres principaux sont la
teneur en matière sèche, la température du procédé et finalement, le mode d'alimentation du
digesteur.

3.5.3.2.1 Teneur en matière sèche

3.5.3.2.1.1 Méthanisation en voie sèche

Ce type de méthanisation est caractérisé par des taux de matières sèches représentant 15% à 40% de la masse totale des déchets introduits. De fait, ce procédé intervient principalement dans le cas de déchets solides et implique un bon brassage de la matière au cours du processus pour améliorer les transferts de matières et de chaleur au sein du digesteur. Il permet un gain de place, les déchets étant plus concentrés. Ce procédé est principalement développé pour le traitement de déchets ménagers (Berger et al., 2008).

3.5.3.2.1.2 Méthanisation en voie humide

La méthanisation en voie humide est privilégiée dans le cas du traitement d'effluents liquides tels que les boues de STEU mais peut également être mise en œuvre dans le cas de déchets solides préalablement dilués. La teneur en matière sèche est généralement inférieure à 15% de la masse totale de l'effluent. Dans ce type de processus, le transfert de chaleur et de matière est optimal et permet une production plus importante de biogaz avec toutefois les contraintes liées au caractère liquide de l'effluent : volume de digesteur plus important, production de lixiviat et nécessité de déshydrater le digestat produit.

3.5.3.2.2 Température

Parmi les conditions opératoires qui vont influencer la biodégradation de la matière organique dans une installation de méthanisation, la température est l'un des paramètres majeurs. En effet, la
température influe la cinétique des réactions biologiques qui interviennent dans la bioconversion de la matière organique en biogaz. Les scientifiques mentionnent l'existence d'optima de température pour la méthanisation, en particulier dans les zones **mésophiles** (autour de 35°) et **thermophiles** (autour de 55°C).

#### 3.5.3.2.2.1 Méthanisation mésophile

Afin de stimuler le processus de digestion anaérobie, qui, contrairement au processus aérobie, ne produit pas de chaleur, il est nécessaire de fournir de l'énergie calorifique au digesteur. Ce chauffage est généralement assuré par autoconsommation du méthane produit (Bayard & Gourdon, 2010) et couplé à une bonne isolation du digesteur afin de diminuer la proportion de biogaz utilisée. Dans le cas d'un procédé mésophile (25°C à 40°C), environ 20% de la chaleur est autoconsommée (ADEME 2015c).

#### 3.5.3.2.2.2 Méthanisation thermophile

Dans le cas d'une méthanisation requérant une hygiénisation plus poussée et une meilleure biodégradation des chaînes carbonées, des conditions thermophiles (50°C à 60°C) peuvent être appliquées. Ces dernières impliquent une autoconsommation énergétique plus élevée, de l'ordre de 35% du méthane produit. Le temps de séjour de la matière organique est raccourci mais les risques liés à la maîtrise plus difficile du procédé sont augmentés (Bayard et Gourdon 2010).

### 3.5.3.2.3 Modes d'alimentation du digesteur

#### 3.5.3.2.3.1 Fonctionnement discontinu ou en « batch »

Dans ce type d'alimentation, les digesteurs sont remplis puis vidés séquentiellement en fonction de l'évolution de la digestion évaluée par la production de biogaz. Cette technique est performante dans le cas d'une méthanisation en voie sèche.

#### 3.5.3.2.3.2 Fonctionnement semi-continu

Dans ce cas, le substrat (déchet organique) est ajouté périodiquement au digesteur. Lorsque le volume de biogaz produit diminue, une partie du digestat produit est vidangé et remplacé par un nouvel apport en substrat.

#### 3.5.3.2.3.3 Fonctionnement continu

Dans ce type d'installation, le digesteur est alimenté en continu. Cette technique est principalement adaptée aux effluents liquides afin de faciliter le pompage au sein du digesteur. Dans le cas de déchets solides, une pompe hacheuse peut également être utilisée.

### 3.5.3.2.4 Valorisation du digestat comme amendement organique

Le digestat est un composé riche en matière organique non biodégradable (ligno-cellulose, ...), en matières minérales (azote, phosphore, potasse...) et en eau. Ce produit est donc particulièrement bien adapté à l'amendement des sols mais nécessite des pré-traitements avant épandage, notamment dans le but de séparer les phases liquides et solides.

Lorsque le digestat contient une fraction organique biodégradable encore importante, une étape supplémentaire de maturation aérobie (similaire à celle du compostage) est incontournable car elle permet l'obtention d'un produit stable appelé « affinât » et devant répondre aux normes réglementaire sur les amendements organiques NF U 44-051 (2006).
### 3.5.4 Conclusions

Le traitement biologique des biodéchets est la filière en forte croissance, notamment au travers de la généralisation de la collecte séparée des biodéchets. Actuellement, seulement 3 282 000 habitants soit 5,8% de la population française desservie au 1er janvier 2016 (ADEME 2017). Cette filière permet une valorisation organique et/ou énergétique des déchets limitant ainsi leur impact en fin de vie et impliquant la création de nouvelles ressources. Le projet de loi sur l'économie circulaire vise d'ailleurs la valorisation de tous les biodéchets de qualité et encourage la mise en place de filières de recyclage des biodéchets par méthanisation et/ou compostage (Amendement n°316 du projet de loi sur l'économie circulaire, Septembre 2019).

Dans une optique de valorisation organique du plus grand nombre de biodéchets, la question de la présence de plastiques biosourcés et biodégradables dans ce flux fait actuellement l'objet de questionnements, pour les deux voies de traitement des biodéchets : le compostage et la méthanisation. En France, la recette de la collecte du point vert (créée dans le cadre de la responsabilité élargie aux producteurs), représente environ 800 millions d'euros. Les emballages plastiques biosourcés et compostables participent à cette somme à hauteur de 1%, soit 8 millions d'euros par an. Cette somme, actuellement gérée par CITEO pourrait donc permettre de développer les projets des collectivités qui souhaitent initier la collecte séparée des biodéchets pour un recyclage organique (compostage ou méthanisation), et financer des études sur le potentiel d'intégration de ces nouveaux matériaux dans cette filière.

On peut notamment citer une étude parue très récemment, conduite par CITEO et les Alchimistes et portant sur le compostage de bouteille de PLA. Les conclusions de cette étude indiquent le PLA n'entraîne pas de pollution du compost produit au regard de la norme NF U 44-051, à hauteur de 5% de la masse totale des biodéchets (CITEO 2019). On peut donc imaginer pouvoir introduire ce type de matériau dans la filière de valorisation organique, en gardant à l'esprit que les conditions expérimentales des essais réalisés sont spécifiques à l'étude. Des études complémentaires sont donc nécessaires pour tenter de se rapprocher de la réalité d'une filière de collecte des biodéchets des ménages, telle qu'elle existe déjà dans les 125 collectivités françaises recensées (ADEME 2017). Cette réalité impose de considérer les erreurs inévitables de tri ainsi que la présence d'éléments d'emballages éventuellement non compostables dans le flux de biodéchets, amenant à la création de filières de pré-traitement, notamment de tri spécifique des biodéchets.
# 4 INTEGRATION DES PLASTIQUES BIOSOURCES ET/OU BIODEGRADABLES DANS LES FILIERES DE GESTION DES DECHETS

## 4.1 USAGES ET FINS DE VIE DES PLASTIQUES BIOSOURCES ET/OU BIODEGRADABLES

### 4.1.1 Contexte sur les plastiques biosourcés et déchets

Les plastiques biosourcés occupent une proportion de plus en plus importante dans la production globale de plastiques. Bien que ne représentant que 2% de la production totale en 2018 (European Bioplastics 2019), leur pénétration progressive sur le marché les amènera à se retrouver de plus en plus fréquemment et en quantités croissantes dans les filières de gestion des déchets (Song et al. 2009). Leur insertion au sein des flux de déchets classiques amène donc la question de l'adaptabilité des filières de traitement et de valorisation actuelles et en développement.

Afin de pouvoir identifier précisément les conséquences de la présence de plastiques biosourcés dans les filières de traitement de déchets, il convient de prendre en compte le contexte actuel de gestion des déchets, notamment concernant les modifications à venir pour la collecte des déchets fixées par la Loi relative à la Transition Energétique pour la Croissance Verte de 2015 (LTECV), à savoir :

- L'extension des consignes de tri à tous les emballages plastiques (pots, barquettes, films...) à l'horizon 2022 sur tout le territoire français, qui permettra de simplifier le geste de tri pour augmenter les quantités de déchets triés, d'améliorer les performances de recyclage et de valorisation et de diminuer les taux de plastiques dans les ordures ménagères résiduelles ;

- La généralisation du tri à la source des biodéchets en 2023 pour l'Europe, qui devrait permettre de faciliter le recyclage des plastiques valorisables contenus dans les déchets ménagers et assimilés, en diminuant leur contamination par des matières fermentescibles.

la Loi « Anti Gaspillage » pour l'Economie Circulaire promulguée en février 2020 a donné de nouveaux objectifs, notamment (cf. Annexe 6.2.4 sur la Réglementation Française, page 197) :

- Tendre vers 100% de plastiques recyclés en 2025 ;

- Fin de la mise sur le marché d'emballages en plastique à usage unique en 2040.

Les ordures ménagères résiduelles seront à termes moins riches en matières plastiques avec l'extension des consignes de tri et la généralisation du tri à la source des biodéchets. Par ailleurs, la collecte séparée des biodéchets conduit à envisager de traiter certains plastiques compostables, dont l'usage implique une mise en contact directe avec des déchets fermentescibles. C'est par exemple le cas des sacs de fruits et légumes pouvant servir à la collecte des biodéchets et des sacs dédiés à la collecte à la source des biodéchets (ADEME 2019a; 2019c).

Ce rapport s'attèlera à étudier les conditions d'insertion des plastiques biosourcés et/ou biodégradables dans les filières décrites dans la partie précédente de ce rapport. Il s'agira de réaliser le bilan des connaissances scientifiques et, dans la mesure du possible, d'identifier les conséquences potentielles de leur présence au sein de ces filières en termes de perturbation/contamination des flux (notamment de recyclage), d'optimisation des techniques de tri, de faisabilité technique de leur recyclage, de la probabilité de leur présence dans un flux ou un autre en fonction de leur usage, etc. Ce rapport se concentrera sur les polymères biosourcés et/ou biodégradables les plus « prometteurs »,
actuellement en développement ou bien déjà disponibles sur le marché : c'est le cas du PLA et, dans une moindre mesure, du PBAT, PBS, PCL, PHAs, PEF et les mélanges à base d'amidon ou de cellulose.

### 4.1.2 Gisements de déchets plastiques biosourcés

En 2017 et selon les données d'Eurostat, la quantité de déchets d'emballages plastiques produite en France était de 2,3 Mt, sans précision sur la proportion de plastiques biosourcés inclus dans ce gisement. Cette proportion a toutefois pu être calculée pour l'année 2013 à partir des données de l'ADEME sur les gisements de matériaux biosourcés dans l'emballage en France. Estimés à près de 30 000 tonnes sur un total de 1,9 Mt en 2013, ils représentaient ainsi 1,6% du gisement total, réparti entre cinq principaux matériaux (ADEME 2014c), comme l'illustre le Tableau 10.

<table><caption>Tableau 10 : Principaux gisements de polymères biosourcés et leur valorisation en France en 2013 (ADEME 2014c).</caption><thead><tr><th rowspan="2">Polymères</th><th rowspan="2">Gisement de déchets (tonnes)</th><th colspan="4">Valorisation (%)</th></tr><tr><th>Matière (Recyclage)</th><th>Énergétique</th><th>Biologique (Compostage industriel)</th><th>Total</th></tr></thead><tbody><tr><td>Bio-PET</td><td>15 000</td><td>48,5</td><td>30,2</td><td>0</td><td>78,7</td></tr><tr><td>Bio-PE</td><td>6 300</td><td>2,4</td><td>57,3</td><td>0</td><td>59,7</td></tr><tr><td>Bases amidon biodégradables</td><td>4 050</td><td>0</td><td>58,7</td><td>10</td><td>68,7</td></tr><tr><td>Bases amidon non biodégradables</td><td>3 600</td><td>0</td><td>58,7</td><td>0</td><td>58,7</td></tr><tr><td>PLA</td><td>600</td><td>0</td><td>58,7</td><td>0</td><td>58,7</td></tr></tbody></table>

Les données collectées par l'ADEME confirment la prépondérance des matériaux polymères « drop-in » (Bio-PET, Bio-PA) dans les gisements de déchets de plastiques biosourcés en 2013. Ces matériaux, certes non biodégradables, peuvent être traités dans les mêmes filières que leurs équivalents pétro-sourcés et n'auront donc aucune influence sur la gestion de fin de vie, comme en témoignent leurs forts pourcentages de valorisation, à la fois matière et énergétique. Au contraire, les plastiques biosourcés innovants et potentiellement biodégradables, tels que le PLA ou les PHAs, sont susceptibles de se retrouver dans le flux des ordures ménagères résiduelles (ADEME 2014c).

La majorité de ces polymères est valorisée pour produire de l'énergie avec encore très peu de valorisation biologique, malgré leur caractère biodégradable (ADEME 2014c).
L'analyse des connaissances actuelles sur le marché des plastiques biosourcés souligne un manque de données chiffrées, particulièrement concernant les gisements de déchets plastiques biosourcés et/ou biodégradables collectés. Néanmoins, les informations recueillies mettent en évidence une faible proportion des plastiques biosourcés en France et dans le monde du fait de l'importante taille du marché des plastiques conventionnels. Le taux de pénétration des plastiques biosourcés est encore faible et progresse modérément du fait de la hausse globale de la consommation des plastiques. En fonction de l'évolution des politiques publiques, de l'opinion des consommateurs et des efforts des entreprises et l'état pour le développement de la bioéconomie, la pénétration des plastiques biosourcés devrait augmenter d'ici 2030 (ADEME 2015b), entraînant une hausse potentielle de leur nombre dans les flux de déchets. Cette potentielle hausse amène donc à se poser la question de leur impact dans les filières de traitement des déchets actuelles et en développement, en tenant compte de leur structure et de leur usage.

### 4.1.3 Usages et fins de vie

L'introduction des polymères biosourcés sur le marché amène à se poser la question de leur usage et de leurs fins de vie. Dans le cas des polymères « drop-ins », l'analogie de structure chimique avec les polymères déjà existants n'entraîne a priori pas de nouvel usage. On peut ainsi déduire que leur traitement de fin de vie ne sera pas différent de leur équivalent pétro-s sourcé.

Afin d'être en mesure d'évaluer les conséquences de la présence de plastiques biosourcés au sein des filières de traitement des déchets, il convient de définir précisément le lien entre les polymères, leurs usages et les filières de traitement et de valorisation. En effet, à chaque usage correspond généralement un scénario de fin de vie spécifique, en fonction de son domaine d'application et des consignes de tri appliquées. Ce chapitre permettra de mieux comprendre quelles familles de polymères biosourcés et/ou biodégradables sont utilisées en fonction de l'application et permettra de faire le lien entre cet usage et les fins de vie possibles.

Les polymères biosourcés permettent aujourd'hui de couvrir un large choix d'applications et d'usages. Leurs propriétés pouvant être similaires à celles des polymères pétro-sourcés dans le cas des biosourcés drop-in leurs permettent de toucher des marchés déjà existants comme ceux de l'emballage ou du textile, en substitution aux polymères d'origines fossile. Les polymères biosourcés à structure innovante permettent également de substituer des matières déjà existantes mais également de se déployer sur de nouveaux marchés comme par exemple celui du biomédical grâce à leurs propriétés de biocompatibilité et de biodégradabilité associées à leur propriété de résistance mécanique (Castelan 2010). De manière générale, et au même titre que pour les plastiques conventionnels, l'application principale est le secteur de l'emballage, qui représentait près de 65% (1,2 millions de tonnes) du marché total des plastiques biosourcés et/ou biodégradables en 2018 (European Bioplastics 2018). La Figure 23 rappelle les capacités de production de plastiques biosourcés par secteurs d'applications, en lien avec les usages.
<figure><img src="image_30.png" /><figcaption>Figure 23 : Capacités de production des applications principales des plastiques biosourcés selon (European Bioplastics 2018).</figcaption></figure>

Malgré leur importance en termes de tonnages sur le marché des plastiques, les applications dans la construction, les transports et le textile ne semblent pas être les plus importantes à étudier au niveau de leur fin de vie. Ce type d'usage fait d'ailleurs peu recours à des polymères biosourcés et biodégradables car cette caractéristique va à l'encontre de la durabilité recherchée. Les polymères biosourcés et biodégradables se retrouvent donc majoritairement dans des usages à durée courte comme l'emballage alimentaire (Peelman et al. 2013), l'agriculture et les biens de consommation tels qu'illustrés en Figure 24.

<figure><img src="image_31.png" /><figcaption>Figure 24 : Applications principales des plastiques biosourcés et biodégradables selon European Bioplastics et nova-Institute (2019) : https://www.european-bioplastics.org/market/.</figcaption></figure>
Les plastiques biosourcés et/ou biodégradables sont donc généralement déjà présents dans les secteurs des biens de consommation à cycle court (emballages souples) et l'agriculture/horticulture (films de paillage à usage unique ou à durée de vie limitée) tandis que les polymères *drop-in* se retrouvent principalement dans les secteurs des biens de consommation (emballages rigides), le textile ou l'automobile (usages durables). Ainsi, en fonction de la **durabilité de l'usage**, il est possible d'imaginer quels types de polymères biosourcés seront à privilégier (Spierling, Röttger, et al. 2018; Spierling, Knüpffer, et al. 2018; Briassoulis, Pikasi, et Hiskakis 2019).

Dans le cas de plastiques biosourcés à structure innovante, des usages nouveaux pourront voir le jour en fonction des propriétés des résines produites. C'est le cas par exemple du PLA et du bio-PCL, dont l'une des perspectives d'application est le secteur médical souhaitant bénéficier de leurs propriétés potentiellement biodégradables *in vivo*. En revanche, dans le cas d'un usage se substituant à celui de polymères déjà existants, la question de la fin de vie semble plus pertinente dans le sens où ces matières vont se retrouver dans les mêmes filières que les polymères qu'elles substituent et peuvent générer une perturbation du traitement. Le Tableau 11 présente les différentes applications de certaines résines biosourcées et le flux de déchet potentiellement associé à cet usage.

<table><caption>Tableau 11 : Applications de certaines résines biosourcées et flux de déchets associés en fonction de leur usage (Hatti-Kaul et al. 2020).</caption><thead><tr><th>Polymère biosourcés</th><th>Applications potentielles</th><th>Polymère substitué</th><th>Flux de déchets potentiels associés</th></tr></thead><tbody><tr><td>PLA</td><td>Emballages, contenus, vêtements, fibres, secteur biomédical et pharmaceutique.</td><td>Polystyrène, Polypropylène et polyéthylène téréphtalate</td><td>⇒ Ordures ménagères<br>⇒ Collecte sélective</td></tr><tr><td>PBS</td><td>Films d'emballage alimentaire et de paillage pour l'agriculture, industrie automobile</td><td>/</td><td>⇒ Ordures ménagères</td></tr><tr><td>Bio-PCL</td><td>Secteur biomédical, emballages</td><td>Polycaprolactone</td><td>⇒ Ordures ménagères</td></tr><tr><td>PHAs</td><td>Emballage alimentaire (bouteilles, contenus à cosmétique, enduit pour papier, cartons de lait) et secteur biomédical.</td><td>Polyéthylène téréphtalate</td><td>⇒ Collecte sélective</td></tr><tr><td>A base d'amidon</td><td>Sacs jetables ou compostables, films alimentaires, films solubles, couverts jetables, produits d'hygiène personnelle.</td><td>Polystyrène et Polyéthylène</td><td>⇒ Ordures ménagères<br>⇒ Biodéchets</td></tr><tr><td>Bio-PE</td><td>Emballage souple ou pièces rigides (pièces amovibles, engrenages, planches à découper, implants pour le genou et la hanche, etc.).</td><td>Polyéthylène</td><td>⇒ Ordures ménagères<br>⇒ Collecte sélective<br>⇒ Ordures ménagères<br>⇒ Collecte sélective</td></tr><tr><td>PEF</td><td>Emballages alimentaires et non alimentaires</td><td>Polyéthylène téréphtalate</td><td>⇒ Ordures ménagères<br>⇒ Collecte sélective</td></tr><tr><td>Acétates de cellulose</td><td>Montures de lunettes en plastique, poignées d'outils, filtres de cigarettes Également utilisé dans les emballages alimentaires ou non alimentaires comme film biodégradable (sacs de pain, sachets d'emballage d'ustensiles jetables ou de thé).</td><td>Pas de substitution réelle mais entrent dans l'élaboration de composites, utilisée alors comme renfort</td><td>⇒ Ordures ménagères<br>⇒ Biodéchets</td></tr></tbody></table>
### 4.1.4 Répartition des plastiques biosourcés et/ou biodégradables en fonction des usages

En fonction des usages définis dans la partie précédente, cette partie s'attèlera à faire le lien avec les polymères biosourcés les plus représentés. Le Tableau 12 présente les applications principales, les parts de marché et ainsi que les polymères biosourcés correspondants, d'après deux sources d'informations majeures sur les plastiques biosourcés : (European Bioplastics 2018) et (IfBB - Institute for Bioplastics and biocomposites 2019).

<table><caption>Tableau 12 : Principales applications des polymères biosourcés d'après European Bioplastics, 2018 et (IfBB - Institute for Bioplastics and biocomposites 2019) (NI : Non indiqué).</caption><thead><tr><th rowspan="2">Types d'usages</th><th colspan="2">European Bioplastics, 2018</th><th colspan="2">IfBB, 2016</th></tr><tr><th>Part de marché</th><th>Polymères biosourcés concernés</th><th>Part de marché</th><th>Polymères biosourcés concernés</th></tr></thead><tbody><tr><td>Emballage rigide</td><td>33%</td><td>Principalement drop-in : PET, PE et dans une moindre mesure biodégradables : PLA, PBAT, mélanges à base d'amidon</td><td>51%</td><td>Principalement drop-in : PET, PE et biodégradables : PLA, mélanges à base d'amidon ou de cellulose</td></tr><tr><td>Emballages flexibles (sacs et films)</td><td>25%</td><td>Principalement biodégradables : mélanges à base d'amidon, PBAT, PLA, PHAs, et PE dans une moindre mesure</td><td>20%</td><td>Principalement biodégradables : PLA, mélanges à base d'amidon, cellulose et un peu de drop-in : PE</td></tr><tr><td>Textiles</td><td>12%</td><td>Principalement drop-in : PTT, PET, PA, et PLA dans une moindre mesure</td><td>10%</td><td>Principalement drop-in (PET, PC, PUR, PA...) et PLA</td></tr><tr><td>Biens de consommations</td><td>7%</td><td>A la fois drop-in (PA, PE) et polymères biodégradables (PLA, PBS)</td><td>7%</td><td>Principalement biodégradables : PLA, amidon, cellulose et drop-in dans une moindre mesure : PE</td></tr><tr><td>Automobile et transport</td><td>7%</td><td>Principalement drop-in : PA, PET, PTT</td><td>5%</td><td>Exclusivement des drop-in : PET, autres</td></tr><tr><td>Agriculture et horticulture</td><td>6%</td><td>Exclusivement biodégradables : à base d'amidon, PBAT, PBS, PLA</td><td>6%</td><td>Exclusivement biodégradables : à base d'amidon, PLA</td></tr><tr><td>Adhésifs et revêtements</td><td>5%</td><td>Principalement biodégradables : mélange à base d'amidon, PBAT, PLA, PBS et un peu de drop-in : PA</td><td>NI</td><td>NI</td></tr><tr><td>Construction et bâtiments</td><td>4%</td><td>Majoritairement drop-in : PA, et un peu de PLA</td><td>&lt;1%</td><td>Principalement drop-in</td></tr><tr><td>Electronique</td><td>2%</td><td>Polymères drop-in : PE, PA et PLA</td><td>&lt;1%</td><td>Polymères drop-in</td></tr></tbody></table>

D'après ces deux sources d'informations, il est possible de distinguer les applications impliquant principalement des polymères biosourcés et/ou biodégradables de celles faisant appel à des drop-in.
Les polymères biodégradables sont donc principalement présents dans les usages tels que les emballages flexibles, les produits dédiés à l'agriculture et l'horticulture et, dans une moindre mesure, pour les emballages rigides. A ces usages correspondent des scénarios de fin de vie différents comme expliqués dans le paragraphe précédent. Néanmoins, avec l'extension de consignes de tri programmée en 2022 et en cours de déploiement sur le territoire Français, ces correspondances entre usages et scénarios vont être amenées à changer, tous les plastiques devant être dirigés vers la collecte séparée et supprimés du flux des ordures ménagères résiduelles. Le tri à la source des biodéchets (2023) aura un impact sur la gestion des plastiques biosourcés compostables notamment les sacs de fruits et légumes, pouvant être utilisés comme contenant pour la collecte des biodéchets et potentiellement traités par voie biologique avec ces mêmes déchets.

L'étude des différentes applications des polymères biosourcés et de leurs principales caractéristiques fait apparaître une majorité de polymères drop-ins dans les applications à caractère durable (transport, bâtiment et travaux publics, électronique, ...). Ces applications ne sont donc pas les plus pertinentes à étudier dans ce rapport car, d'une part, la structure de ces polymères n'implique pas de différence dans le traitement de fin de vie du matériau (Spierling, Röttger, et al. 2018; Spierling, Knüpffer, et al. 2018) et, d'autre part, les applications à caractère durable ne sont a priori pas destinées à se retrouver dans les flux de déchets « municipaux » présentés (scénarios 1, 2 et 3) et font souvent l'objet d'un traitement spécifique en fin de vie (D3E, VHU, déchets du bâtiment, ...).

Il est possible d'imaginer quel scénario de fin de vie sera mis en place en fonction de l'usage défini des plastiques biosourcés en déduisant le flux de déchet le plus probable dans lequel ils vont être collectés. Rappel : 3 grands flux pour les déchets ménagers : flux des ordures ménagères résiduelles, flux issus de la collecte sélective et flux de biodéchets.

<table><caption>Tableau 13 : Scénarios de fin de vie associés aux principaux usages des produits à base de polymères biosourcés.</caption><thead><tr><th>Usages des produits à base de polymères biosourcés</th><th>Flux de déchets correspondants</th><th>Scénarios de fin de vie associé</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="2">Emballages rigides (bouteilles, flacons, barquettes...)</td><td>Collecte sélective</td><td>Recyclage matière ou valorisation énergétique</td></tr><tr><td>OMR</td><td>valorisation énergétique (incinération) ou stockage ultime</td></tr><tr><td rowspan="2">Emballages souples (sacherie y compris compostable, films...)</td><td>OMR</td><td>valorisation énergétique (incinération) ou stockage ultime</td></tr><tr><td>Collecte sélective*</td><td>Recyclage matière ou valorisation énergétique</td></tr><tr><td></td><td>Biodéchets</td><td>Compostage ou méthanisation</td></tr><tr><td>Biens de consommation non gérés dans les REF</td><td>OMR</td><td>valorisation énergétique (incinération) ou stockage ultime</td></tr><tr><td rowspan="2">Agriculture et horticulture</td><td>Collecte sélective</td><td>Recyclage matière, compostage ou méthanisation (si collectés et traités avec des résidus de culture)</td></tr><tr><td>Fin de vie hors filières déchets</td><td>Biodégradation sur sol</td></tr></tbody></table>

<footnote>* après extension des consignes de tri.</footnote>
Représentant encore une proportion marginale de la production globale de matières plastiques en termes de tonnages, les plastiques biosourcés ne possèdent pas leur filière de valorisation propre. Cela s'explique notamment par la multiplicité de structures chimiques qui constituent ces polymères et qui complique la création de technologies spécifiques dédiées à la séparation de ces nouveaux matériaux. Possédant des caractéristiques physiques et mécaniques ainsi que des stabilités physico-chimiques (à l'eau ou à la chaleur) très différentes, ces matériaux requièrent des traitements spécifiques qui impliquent une séparation efficace en amont et une voie de valorisation pertinente en aval. Tant que les gisements n'atteindront pas un seuil critique permettant la création d'une filière de recyclage dédiée, les plastiques biosourcés sont voués à terminer leur vie dans les flux de déchets actuels et, dans de nombreux cas, à être valorisés énergétiquement (Kolstad et al. 2012; European Bioplastics 2018). La Figure 25 illustre les cycles de vie possibles pour les plastiques biosourcés tenant compte de différents scénarios de fin de vie.

<figure><img src="image_32.png" /><figcaption>Figure 25 : Cycle de vie des plastiques biosourcés au travers de différents scénarios de fin de vie (d'après Spierling, Röttger, et al. 2018).</figcaption></figure>

Ce chapitre s'intéressera particulièrement à la gestion des plastiques biosourcés à structure nouvelle comme le PLA, le PEF, le PBAT, la PCL, les PHAs, le PBS ou les mélanges à base d'amidon ou de cellulose, principalement retrouvés dans les applications à courte durée.
## 4.2 SCENARIO 1 : PLASTIQUES BIOSOURCES ET/OU BIODEGRADABLES DANS UN FLUX D'ORDURES MENAGERES RESIDUELLES

### 4.2.1 Flux de déchets

Selon les caractéristiques des plastiques biosourcés et/ou biodégradables, les conditions de leur collecte et les conditions techniques de tri et de valorisation, plusieurs fins de vie sont possibles, dont le recours au stockage ultime en installation de stockage de déchets non dangereux (Kolstad et al. 2012). Cette fin de vie doit en effet être considérée comme possible, dans la mesure où les opérations de gestion spécifique des différents flux de déchets peuvent ne pas totalement capter les plastiques constitutifs des emballages présents dans les ordures ménagères. Ces déchets sont en effet susceptibles de se retrouver, involontairement ou volontairement, dans le flux d'ordures ménagères résiduelles, en absence d'un tri à la source effectif par les consommateurs, ordures ménagères résiduelles traitées soit par incinération, soit stockés en installation de stockage de déchets ultimes non dangereux (Hottle, Bilec, et Landis 2013; 2017; Bátori et al. 2018).

Le traitement des déchets plastiques dans les ordures ménagères résiduelles (OMR) n'implique pas de valorisation « matière » à proprement parler, ces déchets étant destinés encore actuellement au stockage ultime ou à l'incinération (avec valorisation énergétique). Que les plastiques soient biosourcés ou non, ils seront difficilement valorisables dans le flux d'OMR car trop difficilement séparables du reste des déchets avec lesquels ils se retrouvent en mélange, principalement du fait de leur contamination par les déchets fermentescibles (Mohanty, Misra, et Drzal 2002; Kolstad et al. 2012). Pour rappel en France, les déchets organiques fermentescibles représentent 36% des OMR, pourcentage qui devrait rapidement diminuer avec la mise en place de la collecte spécifique des biodéchets en 2023. Tant que l'extension des consignes de tri n'est pas déployée sur tout le territoire, de nombreux déchets, en particulier les déchets d'emballages souillés, seront encore présents dans ce flux.
4.2.2 Incinération des plastiques biosourcés et/ou biodégradables

Le potentiel d'utilisation des déchets plastiques biosourcés et/ou biodégradables, pour la production d'énergie par incinération, est une option de fin de vie à prendre en considération selon European Bioplastics (2018). Selon certains auteurs, ce n'est pas l'option à privilégier bien qu'il s'agisse ici de la production d'une énergie renouvelable dans la mesure où il s'agit de la combustion de ressources biogéniques. Selon Briassoulis, Pikasi, et Hiskakis (2019), cette filière de valorisation énergétique présente en effet deux objections principales : la destruction de ressources de valeurs, et la potentialité d'une valorisation matière (qui reste toutefois à confirmer). Cette option est probablement la meilleure si aucune autre filière de valorisation n'est adaptée au traitement des polymères, comme c'est le cas des polymères présents dans les refus de tri.

En France, la loi LTECV du 17 août 2015 précise dans l'article 70, la valorisation énergétique des déchets doit être réalisée dans des installations adaptées à leur combustion et dans l'objectif de produire de l'énergie. En effet, il existe deux filières de valorisation énergétique par incinération, selon les flux de matières où peuvent se retrouver les plastiques biosourcés : soit l'incinération des OMR pour produire de la chaleur et de l'électricité, soit la production de combustibles solides de récupération (CSR) dédiés aux installations industrielles telles que les fours de cimenterie, en substitution à l'usage de combustibles fossiles. Les CSR peuvent être produits à partir d'un tri sélectif sur les OMR collectés, ou à partir des refus générés sur les chaines de tri des matières recyclables. Selon le rapport ADEME (2012) sur les CSR, étude réalisée par INDDIGO/INERIS/Bio by DELOITTE, la composition des combustibles doit être analysée selon la loi LTECV avec, en particulier, la question de l'évaluation de la fraction renouvelable présentes dans ces matières. La fraction dite renouvelable est définie comme la fraction biogénique, c'est-à-dire les matières d'origine biologique. De facto, les plastiques biosourcés en font partie (voir également rapport ADEME 2016).

Le traitement des plastiques biosourcés et/ou biodégradable par incinération est une filière considérée dans de nombreux études relatant l'analyse de cycle de vie des plastiques biosourcés. Spierling, Röttger, et al. (2018) ont réalisé une revue détaillée de la littérature scientifique portant sur les ACV des plastiques biosourcés. Ces auteurs dénombrent depuis 2007 une quinzaine d'articles (sur 24) considérant l'incinération comme scénario de fin de vie. Pour de nombreux auteurs, la valorisation énergétique reste le traitement le plus logique à mettre en place pour les plastiques biosourcés, lorsqu'aucune autre filière de valorisation ne peut être envisagée.

Les données d'inventaires utilisés dans les ACVs sont généralement issues de la base de données ECOINVENT, mais également de bases de données tels que l'European Life Cycle Database (ELCD) et l'US life cycle inventory database.... Entre autres, la base de données ECOINVENT inclut les données de PCI pour les plastiques pétro-sourcés, mais également celles concernant deux plastiques biosourcés, le PLA (données de Natureworks) et le Mater-Bi (données Novamont) (Piemonte 2011). Pour les options de production de CSR et d'incinération des OMR avec co-génération, Rossi et al. (2015) utilisent respectivement les modèles de Doka (2013) et de Reimann (2009). Plus précisément, certains auteurs citent les sources d'informations nécessaires pour l'analyse de cycle de vie et l'inventaire des impacts, comme c'est le cas de l'étude réalisée par van der Harst, Potting, et Kroeze (2014) sur l'ACV de gobelets constitués de papier, PS ou PLA. Dans l'ACV des sacs d'emballage Fruits et légumes réalisée dans le cadre de l'étude ADEME (ADEME 2019c), un PCI moyen de 24 MJ a été considéré pour les sacs plastiques biosourcés. Cette estimation est basée sur le contenu supposé en matériau biosourcé et en matériau d'origine fossile des sacs d'emballage étudiés dans cette étude.
Le Tableau 14 présente les données relatives aux caractéristiques de base des plastiques pétrosourcés, et biosourcés les plus courants. Les plastiques biosourcés ont un pouvoir calorifique proche des plastiques conventionnels.

<table><caption>Tableau 14 : Données de référence sur différents polymères, biosourcés ou pétrosourcés (d'après Hermann et al. 2011).</caption><thead><tr><th>Polymère</th><th>PCI (MJ/kg)</th><th>PCS (MJ/kg)</th><th>Teneur en C (%M)</th><th>Part de C renouvelable (%C)</th><th>Références</th></tr></thead><tbody><tr><td>Papier</td><td></td><td>19.7</td><td>44.4</td><td>100</td><td>https://phyllis.nl/</td></tr><tr><td>Cellulose</td><td></td><td>18.8</td><td>44.4</td><td>100</td><td>https://phyllis.nl/</td></tr><tr><td>Amidon</td><td></td><td>17.4</td><td>44.4</td><td>100</td><td>https://phyllis.nl/</td></tr><tr><td>PLA</td><td></td><td>18.7</td><td>50.0</td><td>100</td><td>(Vink et al. 2007)</td></tr><tr><td>PCL + Amidon</td><td></td><td>22.8</td><td>53.7</td><td>50</td><td>(Hermann et al. 2011)</td></tr><tr><td>PHA</td><td></td><td>36.6</td><td>70.4</td><td>100</td><td></td></tr><tr><td>PHB</td><td></td><td>23.8</td><td>55.6</td><td>100</td><td>Patel et al. (2006)</td></tr><tr><td>PHV</td><td></td><td>27.4</td><td>60.0</td><td>100</td><td>Patel et al. (2006)</td></tr><tr><td>PCL</td><td></td><td>28.2</td><td>64.0</td><td>0</td><td>(Hermann et al. 2011)</td></tr><tr><td>PBAT</td><td></td><td>29.2</td><td>62.4</td><td>0</td><td>(Hermann et al. 2011)</td></tr><tr><td>DMA</td><td>16-20</td><td></td><td></td><td></td><td>RECORD (2008)</td></tr><tr><td>CSR</td><td>11-22</td><td></td><td></td><td></td><td>ADEME (2012)</td></tr><tr><td>Fuel</td><td>40</td><td></td><td></td><td></td><td>ADEME (2012)</td></tr><tr><td>Plastiques</td><td>28</td><td>40</td><td></td><td></td><td>https://Senat.fr</td></tr><tr><td>PVC</td><td>15-22</td><td></td><td></td><td></td><td>INRS (1999)</td></tr><tr><td>PUR</td><td>24-31</td><td></td><td></td><td></td><td>INRS (1999)</td></tr><tr><td>PA</td><td>19-38</td><td></td><td></td><td></td><td>INRS (1999)</td></tr><tr><td>PS</td><td>32-41</td><td></td><td></td><td></td><td>INRS (1999)</td></tr><tr><td>PE</td><td>34-46</td><td></td><td></td><td></td><td>INRS (1999)</td></tr></tbody></table>

Bien évidemment, d'autres données sont nécessaires pour déterminer les impacts associés à l'incinération (et d'ailleurs pour toute autre fin de vie envisageable) des plastiques pétrosourcés. Toutefois, celles-ci ne seront pas détaillées dans le cadre de cette étude :

- Consommation d'énergie non-renouvelable, exprimée en giga-joules (GJ) ;

- Changement climatique, exprimé en équivalent CO₂ (t CO₂eq) en considérant le pouvoir de réchauffement sur 100 ans ;

- Eutrophication, exprimée en kilogramme équivalent de phosphate (kg PO₄³⁻eq) ;

- Acidification, exprimée en kilogramme équivalent de sulfate (kg SO₂eq) ;

- Destruction de la couche d'ozone, exprimée en kilogramme équivalent d'oxyde d'azote (kg N₂Oeq) ;

- Formation photochimique d'ozone, exprimée en kilogramme équivalent d'éthylène (kg éthène-eq).
### 4.2.3 Stockage ultime des plastiques biosourcés et/ou biodégradables en mélange avec les ordures ménagères résiduelles

Plusieurs équipes de recherche se sont intéressées à la question des plastiques biosourcés et/ou biodégradables en conditions de stockage ultime, dans la perspective de comparer les options de fin de vie. L'analyse de cycle de vie offre la possibilité d'une évaluation comparative des impacts des différentes filières et sur différents polymères (Piemonte 2011; Kolstad et al. 2012; Hottle, Bilec, et Landis 2013; 2017; Krause et Townsend 2016; Yates et Barlow 2013). Ces analyses ACV nécessitent entre autres de considérer le potentiel de production de méthane (potentiel bio-méthanogène – PBM ou BPM en anglais) des plastiques biosourcés dans des conditions stockage. Cependant, plusieurs auteurs présentant des ACV des plastiques biosourcés considèrent l'absence de production de méthane dans les conditions de stockage ultime.

Par contraste avec les nombreux travaux réalisés sur la biodégradation aérobie des plastiques biosourcés, les études portant sur leur biodégradation anaérobie en conditions anaérobies de stockage ultime sont plus rares (Hermann et al. 2011; Kolstad et al. 2012; Constans et al. 2019), et plus particulièrement celles concernant des essais en conditions réelles de stockage ultime. Toutefois, plusieurs articles traitant de l'analyse de cycle de vie des plastiques biosourcés citent des travaux de recherche sur la détermination de potentiel bio-méthanogène réalisée sur la base d'essais de laboratoire en conditions anaérobie, en milieux semi-liquides, mais plus généralement en suspension dans une phase liquide en présence d'une boue anaérobie collectée dans un digesteur de station d'épuration des eaux usées. Par ailleurs, plusieurs revues bibliographiques abordent en détail la biodégradation anaérobie des plastiques (Siracusa et al. 2008; Stagner 2016; Bátori et al. 2018) et sont des sources intéressantes à consulter pour disposer de données et des connaissances relatives aux mécanismes de biodégradation des plastiques biosourcés et/ou biodégradables en conditions d'anaérobiose. Enfin, le stockage ultime des déchets recouvre des pratiques et des conditions d'enfouissement très différentes : de la tombe sèche au stockage en mode bioréacteur, associés à des conditions d'aération variables d'un site à l'autre et selon des conditions de dépôts des couches de déchets (Benbelkacem et al. 2010).

La majorité des équipes de recherche travaillant sur le devenir des plastiques biosourcés potentiellement biodégradables considère des conditions anaérobies pour le scénario stockage ultime. Kolstad et al. (2012) ainsi que Krause et Townsend (2016) suggèrent d'utiliser le test standard américain ASTM D5526-18 « Standard Test Method for Determining Anaerobic Biodegradation of Plastic Materials Under Accelerated Landfill Conditions » (2018 - https://www.astm.org) développé à partir des travaux de Owen et al. (1979) pour évaluer expérimentalement le potentiel bio-méthanogène des matériaux plastiques, unique standard proposant une procédure expérimentale de détermination de la production de méthane en conditions de laboratoire simulant les conditions de stockage. Toutefois, les conditions expérimentales de détermination du PBM sur plastiques biosourcés utilisés pour un scénario de stockage ultime sont très variables en termes de conditions de température, durée d'essai, milieux de référence et conditions d'inoculation des essais. Cette variabilité des conditions opératoires ne facilite pas l'usage des PBM déterminés. Le Tableau 15 suivant une sélection des références couramment citées et présente les données disponibles utilisées dans l'analyse du scénario « stockage ultime » de fin de vie des plastiques biosourcés.

L'analyse des données disponibles et utilisées dans le scénario stockage ultime permet de confirmer la variabilité des conditions expérimentales des essais réalisés pour déterminer la biodégradabilité et la
minéralisation des polymères biosourcés en méthane : températures (mésophiles ou thermophiles) ; milieu (solide, semi-liquide, liquide), inoculum (boues anaérobies de digesteur souvent utilisées), conditions de préparation des échantillons (poudres, films, ...), durée d'essais (de 20 jours à 13 mois, ...), conditions de suivi de la biodégradation (du suivi de la production de méthane à la caractérisation physico-chimique des échantillons, avant après incubation en conditions d'anaérobiose). Globalement, les auteurs constatent l'influence significative de la température sur le taux et la cinétique de biodégradation, les conditions thermophiles (>50°C) étant nettement plus favorables à la biodégradation anaérobie des plastiques biosourcés.

<table><caption>Tableau 15 : Détermination du potentiel bio-méthanogène de plastiques biosourcés – travaux couramment cités pour l'évaluation du scénario « stockage ultime ».</caption><thead><tr><td>Références</td><td>Polymère</td><td>Conditions</td><td>Temps</td><td>Constatation</td></tr></thead><tbody><tr><td>Budwill, Fedorak, et Page, (1992)</td><td>Poudres de PHA : PHB<br>PHV [P(HB-co-HV)]</td><td>Digestion anaérobie dans une boue de digesteur – STEP<br>Température : 35°C</td><td>22 jours</td><td>Biodégradation rapide des trois PHA testés ; >80% après deux semaines d'incubation. Pas de phase latence.</td></tr><tr><td>Day, Shaw, et Cooney (1994)</td><td>Films : bande de 2 x 15-cm<br>Amidon-PE<br>PHBV<br>PCL, PLA</td><td>Standard : CAN/CSA-Z218-M (Canada)<br>Temperature : 35°C</td><td>40 jours</td><td>Biodégradation variable des polymères à base d'amidon., probablement liée aux interactions avec le copolymère (PE)</td></tr><tr><td>Shin et Kim, (1997)</td><td>Films : PHA : PHB/HV 92/8 et<br>PLA<br>Cellophane</td><td>Test 1 : Standard : ASTM D.5210-91, comme test de référence.<br>Boues de STEP ; 35°C<br>Test 2 : Conditions simulé 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. 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 (pH < 5)</td></tr><tr><td>Abou-Zeid, Müller, et Deckwer (2001)</td><td>Poudres PHA : 1 µm (Surface : 4.4 m<sup>2</sup> g<sup>-1</sup>)<br>PHB<br>PHBV<br>PCL</td><td>Conditions opératoires : DIN 38414 S8 (1985).<br>Température : 37°C<br>Boues anaérobies de digesteur de STEP</td><td>10 semaines</td><td>Biodégradation incomplète des polymères biosourcés testés.<br>PCL plus difficilement biodégradable.<br>PHBV plus facilement biodégradable</td></tr><tr><td>(Ishigaki et al. 2004)</td><td>Films de 50x50 mm 4 polymères : PHBV<br>PCL<br>SPVA (starch and Polyvinyl alcohol)<br>CA: acetate de cellulose</td><td>Conditions opératoires : simulation des conditions de stockage (aérobie ou anaérobie).<br>Déchet synthétique (avec ou sans aération)<br>Température : non précisée<br>Suivi : mesure de la perte de masse, et épaisseur</td><td>120 jours</td><td>PCL : bonne biodégradation.<br>PHBV : conditions anaérobies plus favorables à la biodégradation<br>SPVA et CA : faibles biodégradation : PVA du SPVA eu biodégradable.</td></tr><tr><td>(Mohee et al. 2008)</td><td>Films découpés : 0,5–1,0 mm de diam.<br>Mater-Bi</td><td>Standard : ASTM D.5526-94 (2002):<br>Conditions : boues de station d'épuration<br>Température : non précisée</td><td>30 jours</td><td>Biodégradation partielle : 27%</td></tr><tr><td>Yagi et al. (2009)</td><td>Poudres : PLA</td><td>Températures : 35 et 55°C<br>Conditions : liquide + boues anaérobie de station d'épuration</td><td>80 jours</td><td>Biodégradation complète en conditions thermophile<br>Biodégradation partielle en conditions mésophiles (max 22%), avec longue phase de latence : 50 jours.</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>(H. S. Cho et al. 2011b)</td><td>Films : 2 x 2 PCL + amidon + polyester aliphatique (55-35-15 et PBS</td><td>Deux tests :<br>Test 1 : Standard : PBM, sur la base de ASTM E1196-92 (1992)<br>Température : 35°C<br>Test 2 : conditions simulée de stockage ultime : pas de suivi de production (uniquement obs. visuelles + SEM)</td><td>140 jours<br>90 jours</td><td>PCL + amidon : 83% de biodégradation en 140 jours (mais biodégradé plus lente / cellulose)<br>PBS : biodégradation partielle, 25% en 100 jours<br>Stockage ultime : modifications physiques, dont perforations du mélange PCL+amidon</td></tr><tr><td>(Yagi et al. 2012)</td><td>PLA sous forme de films (25 µm) et poudre</td><td>Températures : 55°C<br>Conditions : liquide + boues de station d'épuration</td><td>80 jours</td><td>Biodégradation >90% des films de PLA.<br>Tests sur poudre : sans amélioration.</td></tr><tr><td>(Kolstad et al. 2012)</td><td>PLA (3 grades de cristallinité : 50 ; 35 et 0+)</td><td>Standard : ASTM D.5526-94 (2002):<br>Biodéchets constitués de légumes, fruits et déchets verts pré-compostés + inoculum ; Température : 21°C<br>Trois conditions d'humidité : 49, 55 et 65%wM</td><td>13 mois</td><td>Aucun biodégradation des 3 grades de PLA</td></tr><tr><td>(Kolstad et al. 2012)</td><td>PLA (3 grades de cristallinité : 50 ; 35 et 0+)</td><td>Standards : ISO 15985 et ASTM D.5511-02<br>Digestion anaérobie, solide.<br>Déchets : maïs d'ensilage + fumiers + boues de station d'épuration (inoculum)<br>Température : 35°C</td><td>170 jours</td><td>36% de biodégradation pour le PLA amorphe.<br>Pas de biodégradation des autres échantillons.</td></tr><tr><td>Gómez et Michel (2013)</td><td>PP + additif<br>Co-polyester + polyester issu maïs pulpe de papier + cire de soja<br>Amidon plastifié<br>PETE + additif</td><td>Standard : ASTM D.5511-02 (2002) : DA voie sèche.<br>Conditions : fraction organique fermentescibles d'OM + boues anaérobie de step.<br>Température : 37°C</td><td>50 jours</td><td>Absence de biodégradation de PP et PETE<br>Biodégradation partielle de 26 et 20% pour l'amidon plastifié et Polyester avec copolyester à base de maïs.</td></tr><tr><td>(Chomnutcha Boonmee 2016)</td><td>PLA préparé selon le standard ISO 15985 (2004) : plaques de 2x2 cm, 0,5 mm</td><td>Conditions : Sol de décharge + Boues de STEP<br>Température : 61°C<br>Mesure de la perte de masse et analyse des échantillons post-incubation</td><td>90 jours</td><td>Désintegration progressive des échantillons au cours du temps d'incubation</td></tr><tr><td>Krause et Townsend (2016)</td><td>PLA<br>Cup, cutlery, drink straw...</td><td>Standard : ASTM D.5526-92 (2002):<br>Déchets : boues de station d'épuration<br>Températures : 35 et 55°C</td><td>60 jours</td><td>Pas de biodégradation en condition mésophile.<br>Biodégradation en conditions thermophiles : avec une phase latence d'une 15aine de jours.<br>274-372 mL of CH4/g of VS (production non stabilisée après 60 jours.</td></tr><tr><td>(Benn et Zitomer 2018)</td><td>Films :<br>PLA<br>PHB<br>Prétraitement thermique des échantillons : 35, 55 et 90°C</td><td>Mesure du potentiel biométhanogène (PBM), selon le protocole proposé par (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 ;<br>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><tr><td>Yagi et al. (2014)</td><td>PLA<br>PHB<br>PLC<br>PBS</td><td>Méthode : ISO 13975 modifié<br>Température : 37°C<br>Conditions : boues anaérobie de digesteur de STEP.</td><td>277 jours</td><td>PHB >> PLA > PCL<br>Pas de biodégradation du PBS dans les conditions testées.<br>PLA : 29-49%; PHB : 92%<br>PCL : 3% : PBS : -3%</td></tr></tbody></table>
## 4.3 SCENARIO 2 : PLASTIQUES BIOSOURCES ET/OU BIODEGRADABLES DANS UN FLUX ISSU DE LA COLLECTE SELECTIVE DE DECHETS

### 4.3.1 Filières de collecte et de tri

Les filières existantes de recyclage des plastiques d'emballages post-consommation reposent sur une technologie efficace où ces derniers sont préalablement identifiés et séparés par une étape de tri à la source par les consommateurs. L'ajout de nouveaux matériaux constitués de plastiques biosourcés au mélange actuel exige de satisfaire les conditions imposées par les techniques de tri. Actuellement, et pour rappel, le recyclage des emballages plastiques est concentré sur le polyéthylène haute densité (PEHD) et le polyéthylène téréphtalate (PET) qui représentent les deux résines les plus utilisées dans ce secteur. Les emballages constitués d'autres résines comme le polychlorure de vinyle (PVC), le polypropylène (PP) souple où les polymères biosourcés sont actuellement séparés du reste du flux à cause de leur potentiel à perturber les technologies de tri ou de recyclage (Cornell 2007). En France, le flux de bouteilles et flacons PP est mis en balle avec le PEHD et est donc valorisé.

Avec l'extension des consignes de tri, les films PEBD sont également triés pour être recyclés. Les résines ne possédant pas de filière de recyclage subissent un malus de la part des éco-organismes en charge de leur traitement (ADELPHE 2019). Les applications des polymères biosourcés doivent donc être soigneusement sélectionnées afin de ne pas interférer avec les plastiques possédant déjà une filière de recyclage.

Avec l'extension des consignes de tri, deux types d'emballages plastiques pourront être distingués dans ce flux : les corps creux (flacons, bouteilles) principalement représentés par le PET, le PEHD et le PP, et les corps plats (sacs de collecte sélective, sacs de caisse, films de suremballage, sacs de surgelés, ...) principalement constitués de polyéthylène basse densité (PEBD). Ces matières peuvent être substituées par des polymères biosourcés type drop-in (PET, PE) mais également par des polymères biosourcés et biodégradables comme le PLA ou les mélanges à base d'amidon. Bien que non commercialisé à date, le PEF qui est un polymère biosourcé à structure innovante et non biodégradable présente un très fort potentiel pour ce type d'utilisation (Alessandro Pellis et al. 2016). Depuis janvier 2020, a été créé le « flux développement » 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. Le PEF comme le PLA pourraient à terme rentrer dans ce flux s'il y a des projets de recyclage derrière et que les tonnes mises en marché le justifient.

Les plastiques biosourcés sont donc amenés à se retrouver de plus en plus fréquemment dans le flux de déchets issus de la collecte sélective, ce qui implique d'étudier les conséquences potentielles de leur présence dans les filières concernées. Dans le cas des plastiques biodégradables, les opinions divergent quant à leur potentiel de recyclage. En effet, on peut se demander si le recyclage matière d'un matériau biodégradable est la fin de vie la plus intéressante, car elle n'exploite pas sa propriété de biodégradabilité. Mais, par ailleurs, le traitement biologique d'un polymère biodégradable, tel que le PLA, a un impact environnemental non négligeable représenté dans la Figure 26 de la page suivante.
<figure><img src="image_33.png" /><figcaption>Figure 26 : Scenario de fin de vie du PLA : mise en décharge, incinération, recyclage mécanique et compostage – Impacts positifs ou négatifs (Beigbeder et al. 2019).</figcaption></figure>

Ce chapitre porte sur le tri, le recyclage mécanique et le recyclage chimique des plastiques biosourcés et/ou biodégradables, sur la stabilité du polymère lors du processus de recyclage et sur les conséquences relatives à la qualité du plastique. Les différentes fins de vie possibles par recyclage des plastiques biosourcés et/ou biodégradables sont schématisées dans la Figure 26.

En amont de l'étape de recyclage a lieu la collecte des déchets. Différents types de collecte des plastiques biosourcés et/ou biodégradables peuvent être envisagés (Cristina et al. 2016) :

- La collecte séparée avec les déchets organiques en vue d'un compostage industriel ;

- La collecte séparée avec les autres plastiques en vue d'une valorisation thermique (combustion ou pyrolyse) ;

- La collecte séparée avec les autres plastiques en vue d'un recyclage mécanique ou chimique évitant ainsi le coût plus élevé de sa synthèse à partir de biomasses agricoles.

VALORPLAST identifie neuf grandes étapes du recyclage des emballages en PET post-consommation correspondant à un ensemble de process de tri et de purification.

Source : https://www.valorplast.com/actualites/Les-9-grandes-etapes-du-recyclage-des-emballages-en-PET, consulté le 29/05/20) :

Etape 1 : la collecte ;

Etape 2 : le centre de tri où les emballages plastiques sont séparés, compactés en balles, avant de partir pour des usines de régénération ;

Etape 3 : le broyage en paillettes, subséquent à un nouveau tri dans l'usine de régénération ;

Etape 4 : la séparation des bouchons et des étiquettes ;
**Etape 5** : le dernier tri optique. Pour améliorer la qualité des paillettes, les régénérateurs peuvent ajouter une étape de purification par tri optique, associée à un système de soufflage permettant de séparer les paillettes en PET des autres types de plastiques ;

**Etape 6** : L'extrusion du PET. Les paillettes sont extrudées autour de 280°C pour former des joncs puis des granulés ;

**Etape 7** : la purification des granulés. « Les granulés de PET sont ensuite purifiés par polycondensation : procédé physique consistant à éliminer les dernières impuretés à l'échelle moléculaire. Les granulés purifiés sont ensuite essorés et séchés avant d'être conditionnées pour être acheminées vers les usines de recyclage. » ;

**Etape 8** : les granulés PET sont vendus ;

**Etape 9** : Les granulés de PET recyclé peuvent substituer des granulés de polymère vierge, pour fabriquer de nouveaux produits en PET.

On peut raisonnablement penser que l'on aurait les mêmes étapes pour le recyclage mécanique des polymères biosourcés. Par contre, actuellement, les plastiques biosourcés ne peuvent pas être recyclés facilement dans les structures existantes à cause de la contamination qu'ils peuvent engendrer dans les flux de recyclage, comme c'est le cas du PLA dans le flux de PET. Le COTREP rapporte i) un impact sur le process dès qu'on a des traces de PLA, qui fond trop vite dans les étapes de séchage et colle aux parois, ii) 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). Cette étude se focalise sur le PLA, plastique biosourcé prépondérant dans les flux de déchets plastiques aujourd'hui. Il peut être incinéré ou composté, mais le recyclage, réduisant les coûts et impacts de sa production à partir de ressources biogéniques, semble la voie la plus pertinente. Le PLA présente l'inconvénient d'être difficilement différentiable du PET par tri densimétrique mais peut être distingué du PET par tri optique NIR, avec l'efficacité intrinsèque à ce type de technologie. Sans tri optique, la présence dans les flux de PET est parfois synonyme de contamination du PET, qui voit ses propriétés fortement détériorées. Le tri des PLA et PHA ne devrait pas poser de difficultés particulières, notamment avec le tri par spectroscopie infrarouge, technique qui s'étend dans de nombreux centres de tri dans le contexte de la généralisation de l'extension de la consigne de tri. D'après Castro-Aguirre et al., de manière générale, le PLA mélangé dans les flux existants augmente les coûts, la contamination et réduit la qualité des matériaux recyclés (Castro-Aguirre et al. 2016).
<figure><img src="image_34.png" /></figure>

Figure 27 : Options de recyclage pour un plastique biosourcé ou biodégradable (adaptée de Niaounakis 2019).
### 4.3.2 Tri

Si le développement et la demande en plastiques biosourcés se poursuivent à l'avenir, les plastiques biosourcés seront amenés à se retrouver en quantité croissante dans les filières de recyclage mécanique. Leur potentiel à perturber cette filière a donc fait l'objet de recherches, en considérant l'étape du tri comme primordiale. En effet, cette étape est critique pour le bon déroulement de l'étape de recyclage ultérieur car elle conditionne la qualité et la pureté des flux de plastiques à recycler. Une usine de recyclage mécanique peut être viable à partir de 10 000 tonnes mais, 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. Sur le recyclage chimique pour revenir au monomère, on est entre 20 et 50 000 tonnes minimales selon les projets. Il convient de prendre en compte ces chiffres comme des entrants de sites de régénération, il faut les corriger par le rendement du tri et le % d'emballages non recyclables pour arriver au gisement nécessaire à la création d'une filière.

Bien que les plastiques biosourcés possèdent des caractéristiques visuelles très proches des plastiques synthétiques couramment utilisés (notamment le PLA), leurs propriétés thermiques sont différentes comme illustré dans le Tableau 16.

<table><caption>Tableau 16 : Densités et températures de fusion de différents polymères (Alaerts, Augustinus, et Van Acker 2018).</caption><thead><tr><td>Polymères</td><td>ρ (kg/m³)</td><td>Tf (°C)</td></tr></thead><tbody><tr><td>Polyéthylène téréphtalate (PET)</td><td>1 350-1390</td><td>255</td></tr><tr><td>Polyéthylène haute densité (PEHD)</td><td>930-970</td><td>125</td></tr><tr><td>Polychlorure de vinyle (PVC)</td><td>1100-1450</td><td>210</td></tr><tr><td>Acide polylactique (PLA)</td><td>1200-1450</td><td>155-165</td></tr><tr><td>Poly-3-3-hydroxybutyrate (PHB)</td><td>1300</td><td>180</td></tr><tr><td>Polyéthylène furanoate (PEF)</td><td>1400-1550</td><td>225</td></tr></tbody></table>

Possédant généralement des températures de fusion plus basses, il est possible que leur présence entraîne des perturbations sur le recyclage mécanique des plastiques conventionnels comme le PET. Le PET est en effet séché à une température de 165°C à laquelle certains polymères biosourcés fondent ou deviennent collants et bloquent le système de séchage. Il est donc important que ces plastiques soient séparés efficacement du flux de plastiques recyclables. Néanmoins, leur séparation optimale n'est pas toujours assurée, notamment pour les centres de tri ne disposant pas de technologie optique proche infra-rouge et qui opèrent encore avec des machines de tri balistique ou effectuent un tri manuel. Il semble donc important d'évaluer la performance des techniques de tri actuelles pour la séparation des plastiques biosourcés du flux à recycler, en attendant la création potentielle d'une filière de recyclage mécanique dédiée à ces matières.
En France, le COTREP, qui opère sur la recyclabilité des emballages en plastique, s'est penché sur cette question et a étudié l'impact de la présence de sacs en plastiques compostables (PBAT/PLA, amidon, PBS) sur la performance du tri de films souples en PEBD destinés à un recyclage ultérieur. Ses observations ont montré qu'au cours de la séparation balistique, les sacs compostables sont séparés du reste des emballages et orientés vers les corps plats. L'étape suivante de tri optique proche infrarouge (technologie NIR) permet de séparer les films en PEBD (Polyéthylène Basse Densité) destinés à un recyclage mécanique du reste des emballages plastiques. Les tests effectués montrent que les sacs compostables en plastiques biosourcés ont un signal IR très éloigné de celui du PEBD et peuvent ainsi être séparés du flux de films PEBD et être orientés vers les refus (COTREP 2019). Cela évite une contamination de la chaîne de recyclage du PE. Cependant, d'après les essais effectués par le COTREP, il existe toujours une contamination du flux de PEBD par les sacs compostables de l'ordre de 0,8%. Des recherches sont encore nécessaires afin d'évaluer l'impact réel de la contamination par des polymères biosourcés pour l'étape de recyclage mécanique (rapport de l'étude prévu pour la fin du premier semestre 2020 par le COTREP). D'après le COTREP, le marché étant très stable en quantité d'emballage compostable, il, n'y aurait pas de raison particulière de craindre une dégradation de la qualité des balles de PEBD liée à présence de ces emballages.

Le tri des emballages rigides est souvent effectué par flottation. Le PLA et le PET possèdent tous deux des densités supérieures à 1. Ainsi, ils ne peuvent pas être séparés par cette technique. Leur aspect visuel très proche les empêche également de pouvoir être triés efficacement lors d'un tri manuel. Néanmoins, en France, tous les centres de régénération de PET sont équipés de tris optiques et le PLA possède un signal IR assez éloigné du PET pour pouvoir être séparé du flux de PET à recycler et partir en refus grâce aux machines à technologie NIR. Cette technique permet de détecter et différencier les PE, PP, PS, PET, PLA et le PVC. Par exemple, avec la technique de NIR, le PLA peut être séparé d'autres plastiques tels que le PE ou le PET avec une pureté de 97% par NIR. Un sur-tri peut être effectué pour obtenir une pureté pouvant atteindre 99,99% (ADEME 2003). La technique du moyen infrarouge (MIR) (longueur d'onde entre 2,5 et 25 microns) peut être employée de manière plus efficace pour trier le PLA. Bien que l'analyse par MIR soit plus lente que celle par NIR, elle permet de trier des sacs plastiques noirs et colorés. Cette technique, qui pourrait se combiner avec de la chimiométrie, pas encore industrielle, est particulièrement fiable. La chimiométrie est l'utilisation d'outils statistiques à partir de données chimiques ou physico-chimiques. Cette approche, de plus en plus utilisée en chimie analytique, compte tenu de l'augmentation des flux de données à traiter, permet de décrire les données sous une forme synthétique, de planifier les expériences et d'estimer les résultats afin d'obtenir des résultats analytiques en évitant ou en limitant les expériences (Chartier 2013). La reconnaissance des polymères principaux (LDPE, HDPE, PET, PS, PVC, PP) se base sur la distinction des groupes fonctionnels de chaque polymère, et permet de les trier avec un taux de 99,3% (Banaee et Tavassoli 2012). Néanmoins, les auteurs n'ont pas étudié le cas du PLA ou autres polymères biosourcés. Toutefois, les résultats sur les plastiques les plus courants laissent penser que cette méthode est applicable et prometteuse pour le tri des plastiques nouvellement commercialisés. Les bandes d'absorption permettant la reconnaissance et la séparation du PLA sont présentées dans le Tableau 17 (Kassouf et al. 2014).

Malgré les performances des technologies de tri, on peut se demander si leur efficacité est suffisante pour éviter une dégradation des propriétés du PET recyclé, potentiellement légèrement pollué par du PLA. D'autre part, si le PLA part en refus de tri, cela conduit à une baisse de rendement matière donc à un impact économique défavorable sur la filière.
<table><caption>Tableau 17 : Bandes d'absorption (Moyen Infra-Rouge MIR) du PLA et du PET (Kassouf et al. 2014).</caption><thead><tr><th>Polymère</th><th>Longueur d'onde (cm<sup>-1</sup>)</th><th>Liaison atomique</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="3">PLA</td><td>1745</td><td>-C=O</td></tr><tr><td>1192, 1078</td><td>-C-O</td></tr><tr><td>1041</td><td>-OH</td></tr><tr><td rowspan="4">PET</td><td>1712</td><td>-C=O</td></tr><tr><td>1257</td><td>C-CO-O</td></tr><tr><td>1093</td><td>-O-C</td></tr><tr><td>719</td><td>C-H aromatique</td></tr></tbody></table>

Le polyéthylène furanoate (PEF), qui devrait entrer sur le marché d'ici 5 ans, est également différenciable du PET par des techniques de tri optique en proche infra-rouge NIR (COTREP 2018). Néanmoins, le même problème se pose : tous les centres de tri actuels ne sont pas pourvus de la technologie NIR.

Lee (2012) a étudié une technique de tri permettant de repérer et séparer un type de plastique en mélange. Son brevet, datant de 2013, non encore industrialisé à notre connaissance, fait état d'une technique basée sur l'adhérence d'un marqueur à un certain type de plastique en fonction de la différence de polarité de chaque polymère. La polarité d'un polymère dépend de sa structure, et plus particulièrement de la distribution en éléments électronégatifs le long de sa chaine, tels que les atomes d'oxygène et les halogènes. Dans le cas le plus problématique qui est celui du PLA dans les flux de PET, la molécule de PET est apolaire à cause de la présence d'un groupe aromatique, contrairement à celle de PLA qui est polaire (voir Figure 28). Il est possible d'utiliser un acide polyamine, tel que la ε-poly-L-lysine (EPL), dont les groupes amines positivement chargés seront attirés par les groupes négativement chargés du PLA (Lee 2012).

<figure><img src="image_35.png" /><figcaption>Figure 28 : Formules chimique du PET en haut et du PLA en bas (Lee 2012).</figcaption></figure>

Il existe donc des technologies appropriées permettant de séparer efficacement les plastiques biosourcés des plastiques conventionnels dans un flux destiné au recyclage. D'après Plastics Europe « Un large éventail de technologies est actuellement utilisé dans le prétraitement et le tri des déchets. Elles vont du démantèlement et du tri manuel aux processus automatisés comme le broyage, le
tamisage, la séparation densimétrique dans l'air ou dans un liquide, la séparation magnétique et des technologies de tri spectrophotométrique très sophistiquées (UV/VIS, NIR, Laser, etc.) ».

https://www.plasticseurope.org/fr/focus-areas/circular-economy/zero-plastics-landfill/waste-collection-pre-treatment-and-sorting

Cependant, deux problèmes majeurs se posent :

- La présence de plastiques biosourcés contaminant le flux à recycler, liée au manque d'équipements de certains centres de tri, ou erreurs de tri des machines NIR et dont il convient d'évaluer l'impact ;

- La question de séparer sélectivement les polymères biosourcés présentant un potentiel pour la création d'une filière de recyclage mécanique comme le PLA ou le PEF.

Pour pallier ce second problème, certaines initiatives visent à améliorer l'identification des matériaux en établissant un nouveau code d'identification de la résine (RIC) exclusif aux polymères biosourcés qui possèdent un potentiel à être recyclés. Ces derniers entrent actuellement dans la catégorie « 7 autre » selon la norme ASTM D7611 « Standard Practice for Coding Plastic Manufactured Articles for Resin Identification » (ASTM 2020 https://www.astm.org), ce qui limite leur identification et les destine au refus (Castro-Aguirre et al. 2016).

Dans les deux cas, les plastiques biosourcés devront atteindre une masse critique avant de pouvoir bénéficier de la création d'une filière de recyclage spécifique. Pour le PEF, le COTREP estime viable la création d'une filière de recyclage dédiée si sa consommation devait dépasser les 2% de la consommation de plastiques totale (COTREP 2018). Tant que ces masses ne seront pas atteintes, ces matières continueront à contaminer les flux à recycler et les centres de tri devront s'équiper au mieux de machines de tri optique à technologie NIR. La création d'un « flux en développement » pourrait provisoirement résoudre ce problème en permettant aux centres de tri ne pouvant pas s'adapter techniquement à l'extension des consignes de tri de continuer leur activité pour les flux à trier déjà existants (PET, PE, PP par exemple), tout en générant un flux en mélange pour le résiduel non « triable » avec les installations du site, qui sera ensuite retrié dans un autre centre possédant des machines ainsi qu'une organisation adaptée de la chaine de tri.

Cette solution permettrait de récupérer les plastiques biosourcés dans ce flux en développement grâce à de nouvelles machines de tri optique plus performantes que celles utilisées actuellement dans les centres de tri. Néanmoins, des interrogations existent sur la possibilité d'imaginer une stratégie de tri sur un flux dont on ne connaît pas la composition à l'avance.
### 4.3.3 Recyclage mécanique du PLA

#### 4.3.3.1 Techniques de recyclage mécanique du PLA

Le recyclage mécanique du PLA, dont les étapes sont présentées Figure 29, peut paraitre relativement simple et requiert peu d'investissement, a priori. La qualité du recyclage va dépendre du degré d'impuretés, du degré de dégradation, et de la présence de composés moléculaires de faible poids. Les polymères sont sujets à l'influence d'agents dégradants tels que l'oxygène, la lumière, les contraintes mécaniques, la température et l'eau, qui peuvent affecter leur stabilité et leurs propriétés en modifiant les performances thermiques, viscoélastiques et mécaniques des matières plastiques. Cela pose problème par exemple pour la fabrication de films fins, qui demandent une bonne qualité optique et des propriétés mécanique et barrière (Badia et Ribes-Greus 2016). De plus, les plastiques présents dans les flux de déchets peuvent être contaminés par des polluants organiques et inorganiques ou des éléments physiques indésirables, qui doivent être séparés sans endommager le matériau.

Il est donc nécessaire de développer une procédure de recyclage adéquat et tester les produits recyclés comme suit afin de s'assurer de la qualité du produit (Badia et Ribes-Greus 2016) :

- Simuler des étapes du recyclage mécanique ;

- Suivre l'évolution de la structure et de la morphologie du polymère (par chromatographie d'exclusion stérique, résonance magnétique nucléaire, spectrométrie, DSC, analyse thermique) ;

- Extraire et analyser les composés de faibles masses molaires (dans le secteur alimentaire) ;

- Caractériser par chromatographie et spectrométrie.

<figure><img src="image_36.png" /><figcaption>Figure 29 : Schématisation des étapes du recyclage mécanique du PLA (Piemonte, Sabatini, et Gironi 2013).</figcaption></figure>

Lors du recyclage matière, le plastique est soumis à une étape de broyage, il peut être lavé et séché, puis il est fondu et extrudé, afin de retrouver une forme de granulés prêts à être utilisés de nouveau.

Différentes méthodes de recyclage du PLA sont présentées dans le Tableau 18 (Niaounakis 2019). Bien qu'il soit nécessaire de traiter un PLA sec pour éviter la rupture des chaines, le séchage est rendu difficile par le caractère hygroscopique du PLA : celui-ci a tendance à absorber plus ou moins d'eau selon la température et l'humidité du milieu ambiant. Par exemple, pour un séchage optimal sans
endommagement du matériau, le PLA non cristallin peut être séché à 45°C pendant 4 heures et le PLA cristallin à 90°C pendant 2 heures (Wendelin, 2007).

<table><caption>Tableau 18 : Méthodes de recyclage mécanique reportées dans différents brevets (Niaounakis 2019).</caption><thead><tr><th>Biopolymers</th><th>Apparatuses/Methods</th><th>Processing conditions</th></tr></thead><tbody><tr><td>PLA</td><td>Mixing/grinding/crystallizing/drying (one-stage EREMA PC reactor or one- or two-stage VACUREMA reactor used); transferred to screw injection molding machine</td><td>T<sub>g</sub> &lt; T &lt; T<sub>m</sub>; pref. 90-110 °C</td></tr><tr><td>PLA, PGA, PLAGA, co-CL</td><td>Milling to chips/grinding in knife mill (particles av. size &lt; 6 mm); &lt; 25 wt% particles have a size &lt; 1 mm by the grinding step only</td><td>-</td></tr><tr><td>PLA</td><td>Grinding as preliminary step for further processing (depolymerization)</td><td>-</td></tr><tr><td>PLA</td><td>"</td><td>-</td></tr><tr><td>PLA</td><td>Drying; recrystallization (2-4 ascending temperature gradients)</td><td>20-140 °C (pref. 30-110 °C), 5-100 min (pref. 30 min)</td></tr></tbody></table>

### 4.3.3.2 Traitement thermomécanique du PLA

Badia et Ribes-Greus (2016) ont étudié la dégradation thermomécanique causée par le recyclage, en effectuant plusieurs cycles d'injection, sans préciser l'usage effectif ou non d'agents stabilisants pour chaque cycle de mise en œuvre. Les chaines de polymère sont soumises à des températures supérieures à la température de fusion du PLA, températures susceptibles de provoquer la rupture des chaines, diminuant ainsi leur poids moléculaire. La présence d'eau et de méthanol au début du processus affecte également les propriétés du polymère, qui subit des ruptures des chaines.

<figure><img src="image_37.png" /><figcaption>Figure 30 : Oligomères détectés par spectrométrie de masse dans le PLA recyclé (Badia et Ribes-Greus 2016).</figcaption></figure>

Cette étude montre aussi l'évolution de la structure et de la composition du matériau à base de PLA, qui peut comprendre les oligomères présentés dans la Figure 30. A chaque cycle de recyclage, on observe une diminution de la concentration de HO-[LA<sub>L</sub>]<sub>n</sub>-H et de [LA<sub>C</sub>]<sub>n</sub> cyclique ainsi qu'une augmentation de CH3-O-[LA<sub>L</sub>]<sub>n</sub>-H. Comme illustrée dans la Figure 31, la dégradation du PLA se fait par réaction d'hydrolyse et d'estérification avec respectivement du H<sub>2</sub>O et du CH<sub>3</sub>OH, suivie par des réactions d'estérification intramoléculaires et intermoléculaires conduisant à la formation
d'oligomères hétérogènes. Les oligomères cycliques sont formés par réaction d'estérification intramoléculaire en milieu de chaine, ceux linéaires par réaction en fins de chaines. Enfin se produisent des réactions à partir de radicaux présents à cause de l'oxygène ; elles vont entrainer la rupture aléatoire des chaines et donc la dégradation du polymère (Badia et Ribes-Greus 2016).

<figure><img src="image_38.png" /><figcaption>Figure 31 : Différentes voies de dégradation chimique du PLA (Badia et Ribes-Greus 2016).</figcaption></figure>

L'étude de ce processus de dégradation peut se faire par analyse topographique. Au microscope électronique à balayage (MEB), il est possible d'observer des changements dans la structure du PLA vierge re-extrudé : la surface apparaît moins lisse et plus susceptible de se rayer. Un échantillon de PLA soumis à plusieurs étapes de cycles thermo mécaniques peut présenter une variation du taux de cristallinité, qui dépend de la distribution en énantiomères D et L avec, comme conséquence, une évolution potentielle des propriétés mécaniques (Badia et Ribes-Greus 2016). Le module d'Young n'est pas modifié de manière significative, tout comme la contrainte en traction et la contrainte à la rupture. En revanche, durant les cycles d'extrusion, l'indice de fluidité varie, modifiant les propriétés mécaniques macroscopiques, avec une baisse de la résistance au choc. Après 10 cycles d'extrusion sur du PLA, sans ajout de stabilisant, on note une réduction de 5,2% de la résistance à la traction, une réduction de 2,4% de la déformation en traction et de 20,2% de la résistance au choc (Żenkiewicz et al. 2009). La viscosité, quant à elle, diminue fortement, de 3960 Pa.s à 713 Pa.s après seulement un cycle d'injection (Soroudi et Jakubowicz 2013). Concernant les propriétés thermiques, après 5 cycles thermomécaniques, la température de transition vitreuse reste inchangée, la température de fusion diminue de manière négligeable et la température de cristallisation diminue de 10°C (Badia et Ribes-Greus 2016).

Pour pallier ces problèmes de dégradation et de perte de propriétés mécaniques, le PLA peut subir des traitements thermiques (Badia et Ribes-Greus 2016). Ils permettent d'augmenter le taux de cristallinité
qui a diminué durant les étapes de recyclage matière, et donc d'agir sur le module d'Young, la limite élastique et la ténacité.

#### 4.3.3.3 Ajout de stabilisants au PLA

De manière générale, sans ajout de stabilisant, les propriétés mécaniques du PLA se dégradent à chaque nouvelle extrusion et le PLA recyclé ne présente plus les qualités lui permettant de s'affranchir d'être mélangé à un polymère vierge pour pouvoir être valorisé. Ainsi, sans stabilisant ajouté, le PLA recyclé ne peut être réutilisé qu'en mélange avec au minimum 50% de PLA non recyclé, pour des applications non alimentaires (Brüster et al. 2016). Des études ont donc été menées sur la stabilité des PLA dans lesquels sont ajoutés des additifs tels que des plastifiants et des stabilisants.

##### 4.3.3.3.1 Ajout de polyéthylène glycol (PEG) dans un PLA plastifié

Lors des cycles d'extrusion et compression, un PLA plastifié (pPLA) avec du PEG est fragilisé. On observe la scission des chaines de PLA, la cristallisation, la diminution des phases de PEG en inclusion et la fissuration du PLA, responsable de la fragilisation du pPLA, ce qui le rend inutilisable (Brüster et al. 2016). Scaffaro et al. (2011) ont analysé la dégradation de PLA avec 8% d'additif (nature non précisée) lors des cycles d'injection et d'extrusion : la plus grosse dégradation est la scission des chaines provoquant l'affaiblissement des propriétés mécaniques. Dans le cas du pPLA, les propriétés mécaniques chutent drastiquement entre le premier cycle et le troisième, le plastique perd en ductilité et en dureté avec une baisse d'environ 10% et devient fragile, le module d'Young quant à lui reste constant. La scission des chaines est deux fois plus importante pour le pPLA que pour le PLA (Brüster et al. 2016).

L'ajout de stabilisant permet de pallier ces problèmes de dégradation en conférant à la chaine de polymère une certaine stabilité par neutralisation des radicaux. En effet, comme décrit précédemment pour expliquer les changements structuraux du PLA, des réactions radicalaires ont lieu à cause de la présence d'oxygène et conduisent à la rupture des chaines. Ainsi, des stabilisants tels que la 1-4 dianthraquinone, le peroxyde de benzol ou encore la tropolone, sont utilisés pour stabiliser la température de transition vitreuse, la contrainte à la rupture ou encore la viscosité (Badia et Ribes-Greus 2016).

##### 4.3.3.3.2 Ajout de liquides ioniques dans du PLA seul

Une étude du New Jersey Institute of Technology a été publiée sur l'utilisation de deux liquides ioniques à base phosphonium comme stabilisants et lubrifiants du PLA. Il a été montré qu'un liquide ionique contenant des anions de tetrafluoroborate, le trihexyl tetradecil phosphonium tetrafluoroborate [THTDP][BF₄], entraine une plus haute stabilité thermique, un plus faible coefficient de friction et donc un plus haut pouvoir lubrifiant. Le liquide ionique contenant des anions décanoate, le trihexyl tetradecyl phosphonium decanoate [THTDP][DE], agit plutôt comme plastifiant en diminuant la fragilité et le module en flexion. Les structures des liquides ioniques sont présentées dans la Figure 32. La stabilité thermique des différents mélanges est déterminée par analyse thermogravimétrique (ATG) présentée dans la Figure 33 (Park et Xanthos 2009). On remarque que les deux liquides ioniques agissent différemment sur la dégradation du PLA. Avec le liquide ionique à base de phosphonium tetrafluoroborate, le PLA gagne en stabilité thermique, alors qu'avec celui à base de phosphonium decanoate, le PLA se dégrade à plus basse température.
<figure><img src="image_39.png" /></figure>

Figure 32 : Structures chimiques des liquides ioniques à base de phosphonium decanoate (IL-1) et de phosphonium tetrafluoroborate (IL-2) (Park et Xanthos 2009).

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

Figure 33 : ATG du PLA brut, du PLA avec le liquide ionique IL-1 et le liquide ionique IL-2 (Park et Xanthos 2009).

Les deux études précédentes montrent que le choix du liquide ionique est un facteur clé dans l'obtention des propriétés mécaniques recherchées.

#### 4.3.3.3.3 Ajout de liquides ioniques dans du PLA mélangé à du PBAT

Une étude a été menée par Livi et al. (2015) sur un mélange de plastique biodégradable de PBAT/PLA avec 16%wt de lignine dans le PLA et 1%wt de liquide ionique phosphonium dans le PBAT, afin de déterminer les changements dans le comportement mécanique et les propriétés barrière du mélange. Le PLA étudié est un PLA amorphe de NatureWorks avec 4,25% de D-lactide, et les quatre liquides ioniques diffèrent par leurs masses molaires et les anions utilisés. Il a été observé, en microscopie électronique en transmission (MET), que la présence de lignine dans le PLA augmente la dispersion de la phase de PLA dans le PBAT sous forme de nodules de PLA de plus petites tailles, ce qui a pour effet de stabiliser le mélange en améliorant sa compatibilité. Il a également été montré que l'utilisation de certains liquides ioniques modifie la structure microscopique du matériau et améliore sa stabilité thermique, en jouant sur sa température de dégradation. Dans cette étude, mélanger un liquide ionique et de la lignine dans un matériau de PLA/PBAT augmente ses performances mécaniques et ses propriétés barrière.
#### 4.3.3.3.4 Ajout de liquides ioniques dans du PLA mélangé à du PET

Une récente étude a permis de mettre en évidence les conséquences néfastes de la présence de PLA dans les flux de PET. Le mélange PET/PLA a pu être compatibilisé avec de l'éthylène-butyle acrylate-glycidyle méthacrylate (E-BA-GMA) (Gere et Czigany 2020).

<figure><img src="image_41.png" /><figcaption>Figure 34 : Effet de l'ajout de E-BA-GMA dans un mélange de PLA/PET extrudé (Gere et Czigany 2020).</figcaption></figure>

Ces travaux montrent non seulement l'impact d'une contamination du PLA dans le PET, mais aussi l'impact du PET dans le PLA. Les 22 mélanges étudiés contiennent de 0 à 100% de PLA. Tous les mélanges sont extrudés, subissent une trempe et sont moulés par injection. Le E-BA-GMA, ajouté au mélange comme agent réactif, contient un groupe fonctionnel époxy qui réagit avec les groupes OH du polyester à l'état fondu pour former des copolymères à l'interface. Il a été conclu que l'ajout de E-BA-GMA entraine une baisse de la valeur du module d'Young, une augmentation de la dureté et de l'élongation avant rupture et une meilleure dispersion de la phase minoritaire dans la matrice comme schématisé dans la Figure 34. Il a également été mis en évidence que l'ajout de E-BA-GMA augmente la stabilité thermique du mélange par réduction du nombre de fonctions acides carboxyliques en fin de chaine des polyesters (Gere et Czigany 2020). Cette recherche montre une solution possible pour recycler mécaniquement du PET contaminé par du PLA avec ajout d'un agent compatibilisant augmentant la stabilité thermique et les propriétés mécaniques. Il pourrait être intéressant de compléter cette étude pour valider la valorisation de ce PET compoundé, en conditions réelles d'utilisation (fabrication de bouteilles, vérification et respect des critères d'alimentarité).

Dans les mélanges de polymères non miscibles, les composants contiennent souvent des groupes fonctionnels réactifs, (hydroxyl, amine, acide carboxylique), donc des polymères avec des groupes réactifs (epoxy, oxazoline, acide carboxylique, ...) peuvent être utilisés comme des agents améliorant la miscibilité (compatibilisant réactif). Les groupes fonctionnels du compatibilisant réagissent avec les groupes fonctionnels des composants du mélange pour former des copolymères qui vont stabiliser le mélange.
#### 4.3.4 Recyclage chimique

Le « recyclage chimique » est le terme général utilisé pour décrire des technologies où les déchets plastiques issus de la post-consommation sont transformés en produits chimiques de valeur, utilisés comme matières premières pour l'industrie chimique. Ces technologies comprennent la pyrolyse, la gazéification, la dépolymérisation chimique, le craquage catalytique et le reformage, et l'hydrogénation, comme illustré Figure 35. Avec le recyclage chimique, les déchets plastiques sont transformés en monomères, oligomères et hydrocarbures supérieurs qui peuvent être utilisés pour produire des polymères vierges et créer de nouveaux articles en plastique, de valeur égale ou supérieure (up-cycling).

De nouvelles technologies ont été mises au point pour le recyclage chimique et plusieurs installations pilotes en Europe développent actuellement de nouveaux procédés de recyclage des déchets plastiques. Les impacts environnementaux et économiques de ces technologies doivent encore être évalués, car elles n'ont pas encore été étendues à l'échelle industrielle.

<figure><img src="image_42.png" /><figcaption>Figure 35 : Schéma simplifié du recyclage chimique des plastiques, d'après IHS Markit (2019) https://ihsmarkit.com.</figcaption></figure>

De plus, comme il s'agit de procédés relativement nouveaux, le recyclage chimique doit être conceptualisé dans la législation, de sorte que le matériau de sortie soit clairement défini et distingué de la récupération d'énergie.

Le recyclage chimique doit être considéré comme un procédé complémentaire au recyclage mécanique lorsque celui-ci s'avère inefficace dans le cas de plastiques difficiles à recycler, c'est-à-dire de déchets mal triés, multicouches ou fortement contaminés. Conjointement, la réduction à la source, l'amélioration de la collecte de déchets recyclables et l'augmentation de la recyclabilité au travers de l'éco-conception devraient rester les priorités afin d'augmenter les taux de valorisation des plastiques (ADELPHE 2017).
### 4.3.4.1 Recyclage chimique du PLA

#### 4.3.4.1.1 Hydrolyse

Durant le recyclage chimique par hydrolyse, le PLA est chauffé à haute température pour produire de l'acide lactique, qui peut ensuite être polymérisé en PLA de haut poids moléculaire. L'hydrolyse du PLA ne nécessite pas forcément de catalyseur ou de solvant. Pour réduire le temps de réaction (Cristina et al. 2016), on peut opérer à haute température et haute pression (diminution du temps de réaction de 80 à 45 minutes avec une augmentation de température de 180°C à 190°C). Cette méthode, simple et économique, date des années 90. D'après les premiers brevets parus, le PLA peut être chauffé entre 100°C et 200°C dans un réacteur à haute pression, de manière à obtenir un taux de conversion compris entre 70% et 100% (Piemonte, Sabatini, et Gironi 2013).

<figure><img src="image_43.png" /><figcaption>Figure 36 : Production de PLA par ouverture de cycles à partir de déchets de PLA (Hagen 2014).</figcaption></figure>

La Figure 36 illustre les étapes de production d'un PLA par hydrolyse de déchets de PLA. Dans un premier temps, le PLA est fondu et subit une hydrolyse qui va conduire à une dégradation partielle avec formation d'oligomères. La suite de la dépolymérisation conduit à la formation de lactide. A cette étape, il est possible que des résidus soient également formés. Les lactides sont purifiés par distillation ou recristallisation, ou directement polymérisés par ouverture de cycle pour former de nouveaux polylactides.

Noboru a étudié l'hydrolyse du PLA à des températures relativement basses et des temps courts pour récupérer de l'acide lactique (Noboru 2006 - brevet Japonais). Il s'agit d'une dépolymérisation catalytique en milieu aqueux, avec comme catalyseurs, un oxyde, un carbonate ou un hydroxyde. Les valeurs des temps et températures ainsi que le détail des catalyseurs ne sont pas communiqués en anglais. A noter que les étapes de purification sont crucales dans ce type de procédé et à étudier expérimentalement dans le détail.
4.3.4.1.2 Dépolymérisation thermique du PLA

Parmi les méthodes de recyclage chimique, on peut citer la dépolymérisation thermique (Figure 37 et Figure 38). Elle s'effectue à 200-250°C en présence d'un catalyseur tel que le zinc, l'aluminium ou le titane, et nécessite plusieurs étapes de purification (Piemonte, Sabatini, et Gironi 2013).

Par exemple, les matières premières de PLA sont chauffées autour de 190°C dans un four, au-dessus de leur température de fusion puis pompées dans un réacteur de dépolymérisation maintenu à une température de 200°C et à une pression de 0,1 bar. Le Ti(II) éthyl-hexanoate est ajouté pour faciliter la réaction de transformation du PLA en lactides jusqu'à un taux de conversion compris entre 80% et 90%. Des vapeurs de lactides sont émises et collectées. Les impuretés ne se vaporisent pas, restent dans le réacteur et sont soustraites régulièrement (Narayan, Wu, et Criddle 2013).

<figure><img src="image_44.png" /><figcaption>Figure 37 : Schématisation des étapes de dépolymérisation thermique du PLA (Narayan, Wu, et Criddle 2013).</figcaption></figure>

<figure><img src="image_45.png" /><figcaption>Figure 38 : Réaction de dépolymérisation thermique du PLA (Piemonte, Sabatini, et Gironi 2013).</figcaption></figure>

Toyo Seikan Co., une entreprise Japonaise de fabrication d'emballages divers dont des bouteilles en plastique, a déposé en 2019 deux brevets sur la dépolymérisation thermique du PLA. La méthode décrite dans ces brevets consiste en la dépolymérisation du poly(acide lactique) dans une extrudeuse avec un catalyseur à une température ne dépassant pas 270°C. Le mélange est ensuite évacué dans une chambre de ventilation à 250-330°C dans laquelle vont se former des vapeurs de lactides qui pourront être récupérées (Ito et Taguchi 2019).
Un brevet plus ancien, publié en 2015, a été déposé par l'entreprise d'ingénierie biologique chinoise Xiaogan Esun New Material Co. L'objectif est de récupérer des lactides purifiés à partir de déchets d'acide polylactique. Le PLA est broyé, lavé puis filtré pour retirer les impuretés et enfin séché. Le PLA prétraité est ensuite extrudé à l'état fondu et introduit dans une cuve de pré-dépolymérisation. Les réactions de rupture de chaines ont lieu entre 180°C et 250°C en présence d'un catalyseur, par exemple l'oxyde de zinc, afin d'atteindre une masse molaire moyenne en nombre inférieure à 5000 g.mol⁻¹. Cette étape dure entre 1 et 5 heures. Le poly acide lactique est ensuite dépolymérisé entre 150°C et 250°C à une pression comprise entre -0,1 et -0,09 MPa pour produire des lactides. Les lactides sont purifiés pour obtenir du lactide avec une pureté supérieure à 99,5% (Y. Yang 2012).

On peut également citer le brevet de Haruo (2007) sur la mise au point un procédé de dépolymérisation thermique du PLA avec de l'hydroxyde d'aluminium à une température de 320°C pour récupérer des lactides (Haruo et al. Brevet No. KR20070009625, 2007).

#### 4.3.4.1.3 Alcoolyse

Le PLA peut être dépolymérisé par méthanolyse ou éthanolyse pour être converti en monomères utiles à sa repolymérisation. Cependant, pour avoir un bon rendement, il est préférable d'ajouter un catalyseur lors de l'étape de transestérification. Il est intéressant de noter que, dans les mêmes conditions, le PLA se dégrade plus rapidement que le PET, ce qui fait que ce procédé de dépolymérisation peut être utilisé pour séparer les mélanges de PLA et PET. La Figure 39 schématise la réaction d'alcoolyse en présence d'acétate de zinc utilisé comme catalyseur.

<figure><img src="image_46.png" /><figcaption>Figure 39 : Réaction d'alcoolyse du PLA (Carné Sánchez et Collinson 2011).</figcaption></figure>

D'après Srinivasan et Greweel (2006), les ondes ultrasonores facilitent la dépolymérisation du PLA post consommation dans le méthanol, avec du carbonate de potassium K₂CO₃ et de l'hydroxyde de sodium NaOH comme catalyseur. La solution est maintenue entre 30°C et 90°C pour convertir le poly acide lactique en acide lactique qui est ensuite isolé et purifié. Le temps de dépolymérisation est de 10 min. pour 1 g de PLA avec 0,5 g de catalyseur à une température comprise entre 55°C et 75°C, ce qui est inférieur à d'autres méthodes de dépolymérisation citées ci-dessus. Les temps peuvent être écourtés avec l'augmentation de la température ou de la concentration en base.
#### 4.3.4.1.4 Mélange PLA avec d'autres polymères et additifs

Dans le but d'augmenter les propriétés mécaniques du PLA, on peut également incorporer dans le PLA recyclé des polymères tels que le PBAT, le PET, le PBS et le PE avec, si besoin, l'ajout d'un agent compatibilisant approprié. Il existe également des études prospectives dans lesquelles on étudie l'influence de fibres et/ou particules, sans forcément viser une application *a priori*.

##### 4.3.4.1.4.1 Dépolymérisation du PLA mélangé avec d'autres polymères

Galactic S.A, une entreprise de biotechnologies dans le secteur de l'alimentaire, de la santé et de l'industrie chimique, et spécialisée dans la fermentation de l'acide lactique, a déposé plusieurs brevets sur le recyclage chimique du PLA seul ou mélangé à d'autres polymères. En 2012, l'entreprise a déposé un brevet concernant le recyclage chimique de mélanges de polymères avec du PLA qui consiste en une étape de broyage en atmosphère sèche ou humide, de manière à augmenter la surface spécifique et obtenir un ratio masse/volume compris entre 0,05 et 1,4 t/m³, suivi de la dissolution du mélange de polymères dans un solvant du PLA et de la récupération des polymères non dissous. Le PLA est ensuite récupéré pour subir une réaction d'hydrolyse avec catalyseur (type acide Lewis, molécules de la famille des guanidines...) à une température comprise entre 80°C et 180°C de manière à obtenir un lactide (voir Figure 40).

<figure><img src="image_47.png" /><figcaption>Figure 40 : Formule chimique d'un lactide (Lamartine & Scharff, 1998).</figcaption></figure>

Un autre brevet de Galactic S.A. datant de 2010 s'intéresse également au recyclage chimique du PLA, seul ou mélangé, par une réaction d'alcoolyle, dans le but d'obtenir de l'acide lactique de haute qualité ne nécessitant pas d'étape de purification, avec un bon rendement, tout en réduisant les coûts énergétiques. De la même manière que pour le recyclage par hydrolyse, le matériau est broyé puis dissout pour le séparer des impuretés. Le Tableau 19 montre que la dissolution d'un mélange de PLA dans le lactate d'éthyle permet de séparer le PEHD, le PP et le PET qui restent en suspension alors que le PLA est solubilisé. Ensuite, la dépolymérisation s'effectue préférentiellement entre 120°C et 140°C par une réaction d'alcoolyle, qui produit un ester d'acide lactique. Les alcools pouvant être utilisés lors de cette réaction contiennent 1 à 12 atomes de carbone, comme le méthanol, l'éthanol, ou encore le n-butanol. Si sa future utilisation le requiert, l'ester d'acide lactique peut être purifié, par méthode de séparation solide/liquide, cristallisation et extraction (Bogaert 2011). Dans ce même brevet a été étudiée la dépolymérisation d'un PLA contaminé avec 2% de PET. La dissolution est effectuée dans du lactate d'éthyle à 130°C, ce qui permet la séparation des deux polymères. La réaction de dépolymérisation réalisée par la suite conduit aux produits présentés dans le Tableau 20.

<table><caption>Tableau 19 : Dissolution de différents polymères dans le lactate d'éthyle (Bogaert 2011).</caption><thead><tr><td>Polymère</td><td>Ratio en masse de polymère/Lactate d'éthyle</td><td>Dissolution</td><td>Apparence du mélange</td></tr></thead><tbody><tr><td>PEHD</td><td>1,0</td><td>non</td><td>En suspension</td></tr><tr><td>PP</td><td>0,14</td><td>non</td><td>En suspension</td></tr><tr><td>PET</td><td>0,37</td><td>non</td><td>En suspension</td></tr><tr><td>PLA</td><td>1,0</td><td>oui</td><td>En solution</td></tr></tbody></table>
<table><caption>Tableau 20 : Produits obtenus après filtration de la solution de PLA dépolymérisé (Bogaert 2011).</caption><thead><tr><th>H<sub>2</sub>O (%)</th><th>Lactate d'éthyle (%)</th><th>Ethanol (%)</th><th>Acide lactique (%)</th></tr></thead><tbody><tr><td>0,11</td><td>80,9</td><td>18,9</td><td>0,07</td></tr></tbody></table>

Galactic S.A. a également développé une méthode pour dépolymériser de manière stéréospécifique un mélange de polymères comprenant du PLA. En effet, lors de la dépolymérisation du PLA, différentes formes diastéréoisomériques peuvent être formées : les monomères D-lactides qui forment le PDLA, les monomères L-lactides qui forment le PLLA et un mélange de L-lactides et de D-lactides que l'on appelle mésolactides et qui forment le PDLA. Or, par exemple, un D-lactide peut être un sous-produit de dépolymérisation de PLLA, ce qui a pour conséquence l'obtention du monomère acide D-lactique non désiré. Ce type de dépolymérisation est dite non stéréospécifique, et peut être schématisée pour le PLLA (Figure 41). La méthode de Galactic S.A. permet d'augmenter les rendements en monomères désirés. Cette méthode consiste en la dissolution puis la séparation des polymères dans un ester lactique. Les fractions de PLA obtenues précédemment sont dépolymérisées avec une étape de transestérification et on obtient des oligomères de masses moléculaires moyennes comprises entre 400 et 5000 uma. Les fonctions alcools réagissant, en présence d'un catalyseur, lors de l'étape de transestérification proviennent de l'ester lactique en solution. Les lactides sont ensuite récupérés en phase vapeur par une étape de cyclisation catalytique, puis condensés et purifiés (P. Coszach, Bogaert, et Willocq 2012).

<figure><img src="image_48.png" /><figcaption>Figure 41 : Schématisation de la polymérisation et de la dépolymérisation du PLLA (Motoyama et al. 2007).</figcaption></figure>

En 2013, l'entreprise a publié un brevet plus général qui détaille comment dépolymériser le PLA mélangé à d'autres polymères. Les étapes sont les suivantes (Philippe Coszach, Bogaert, et Willocq 2013) :

- Dissoudre le PLA dans un solvant pour le séparer des autres polymères (des exemples de solvants sont donnés Tableau 21, page suivante) ;

- Isoler les polymères non solubilisés ;

- Traiter le PLA avec une réaction d'hydrolyse en présence d'un catalyseur afin de transformer le PLA en ester lactique ;

- Purifier l'ester lactique récupéré ;

- Hydrolyser l'ester lactique en acide lactique avec un alcool en présence d'un catalyseur (la guanidine CH₅N₃).
Cette dernière étape peut être réalisée sans catalyseur ni solvant, mais à haute température pour réduire les temps de réaction (Cristina et al. 2016). A 180°C, après 80 minutes de réaction d'hydrolyse, le taux d'oligomères et de dimères est négligeable par rapport au taux de monomères d'acides lactiques obtenus.

<table><caption>Tableau 21 : Solvants reportés dans différents brevets utilisés pour solubiliser un mélange à base de PLA et récupérer d'autres polymères (Niaounakis 2019).</caption><thead><tr><th>Biopolymers</th><th>Solvents</th><th>Undissolved polymers</th></tr></thead><tbody><tr><td>PLA</td><td>HFIP/chloroform</td><td>PE, PP, PVC, PET</td></tr><tr><td>PLA</td><td>Lactic acid ester (methyl lactate, ethyl lactate, isopropyl lactate, butyl lactate, hexyl lactate</td><td>PP, PET</td></tr><tr><td>PLA</td><td>THF, HFIP, acetone, CreaSolv®<sup>4</sup> SB, CreaSolv® PC, CreaSolv® MP</td><td>LDPE, LLDPE, HDPE, PP, PS, PET, PA, PC/ABS, PPO/PS</td></tr></tbody></table>

D'autres études menées sur le recyclage chimique du PLA en mélange sont détaillées dans la suite de ce rapport, notamment le PLA mélangé avec du PE, du PE linéaire basse densité, du PET et du PBS.

#### 4.3.4.1.4.2 Dégradation et recyclage d'un mélange de PLA/LDPE

Omura et al. (2006) ont étudié la dégradation thermique du PLLA mélangé avec du LLDPE avec un ratio PLLA/LLDPE/MgO en poids de 20:80:1 (wt/wt/wt). Il a été démontré que le PLLA et le MgO n'influencent pas la dégradation du LLDPE et inversement, le LLDPE n'influe pas la dégradation du PLLA. L'oxyde de magnésium MgO sert de catalyseur dans la réaction de dépolymérisation du PLLA, à 250-300°C. Un matériau composé d'un mélange de PLLA et de LLDPE peut se recycler, tel qu'illustré Figure 42. L'étude est axée sur la dégradation du PLLA, et il n'y a pas de caractérisations des produits issus du LLDPE suite aux traitements thermiques avec catalyseur MgO.

<figure><img src="image_49.png" /><figcaption>Figure 42 : Schématisation du mécanisme de dépolymérisation du PLLA avec du MgO (Omura et al. 2006).</figcaption></figure>
4.3.4.1.4.3 Recyclage de mélanges PLLA/PE ou PLLA/PBS

Un autre cas de mélange a été étudié, il s'agit du PLLA avec du PE ou du PBS, ce dernier étant utilisé pour apporter de la souplesse au PLLA. Le composite PLLA/PE peut être dégradé sélectivement par la montmorillonite acide K5 (MK5) dans le toluène à 100°C pendant une heure, pour former un oligomère de poids moléculaire adapté à sa polymérisation (200-300 g.mol⁻¹). Lors de cette réaction, le PE reste inchangé. Pour le mélange PLLA/PBS, la dégradation peut aussi s'effectuer dans le toluène (séparation directe par différence de solubilité) mais également en présence de lipases. Le PLLA est ensuite hydrolysé avec de la MK5, qui peut être utilisée au minimum 5 fois sans observer de baisse notable de son activité sur la dégradation du PLLA (Tsuneizumi et al. 2010). Deux méthodes de recyclage chimique du PLLA/PBS sont illustrées sur la Figure 43.

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

<figure><img src="image_51.png" /><figcaption>Figure 43 : Schéma de deux voies de recyclage chimique du PLLA/PBS (Tsuneizumi et al. 2010).</figcaption></figure>
#### 4.3.4.1.4.4 Recyclage mélange PLLA/PET

Dans leur article « The selective recycling of mixed plastic waste of polylactic acid and polyethylene terephthalate by control of process conditions », Carné Sánchez et Collinson (2011) montrent qu'un mélange de PLA et PET peut être recyclé chimiquement par réaction de méthanolyse, schématisée dans la Figure 44, avec ajout d'acétate de zinc comme catalyseur. Les produits obtenus lors de cette réaction sont du lactate de méthyle liquide et du PET solide, dont les auteurs n'ont pas analysé l'évolution des masses molaires au cours du traitement.

<figure><img src="image_52.png" /><figcaption>Figure 44 : Processus de séparation et recyclage de déchets de PLA et PET mélangés (Carné Sánchez et Collinson 2011).</figcaption></figure>

Pour conclure, la bibliographie scientifique montre que le recyclage chimique peut permettre d'obtenir des monomères polymérisables pour élaborer du PLA. De plus, des études détaillées précédemment montrent qu'il est possible de recycler chimiquement un PLA mélangé à d'autres polymères tels que le PE, le PBS ou le PET en traitant sélectivement le PLA.

### 4.3.4.2 Recyclage de polymères biosourcés autres que le PLA

#### 4.3.4.2.1 Recyclage chimique du PHB

Selon le type de dégradation envisagé, le PHB peut produire à différents monomères suivant les types de dégradation envisagés : de l'acide 3-hydroxybutyrique par hydrolyse enzymatique, de l'acide crotonique (CA) par dégradation thermique ou pyrolyse, du méthyl 3-hydroxyburyrare (M3HB) par méthanolyse, et des oligomères cycliques, linéaires ... (Ariffin et al. 2010; X. Song et al. 2018).

Le CA et l'acide 2-pentenoïque (2-PA) sont obtenus par dépolymérisation sélective de Poly(3-hydroxybutyrate-co-3-hydroxyvalerate) PHBV en présence de CaO et Mg(OH)₂. L'analyse thermogravimétrique des PHB montre la décomposition complète des PHB sans résidus par pyrolyse (Ariffin et al. 2010).

Contrairement à la pyrolyse, l'hydrolyse peut se faire à basse température, mais les acides organiques utilisés sont difficilement séparables de la solution (Song et al. 2019). En outre, on remarque l'influence du taux d'hydroxyvalerate (HV) dans les échantillons de poly(3-hydroxybutyrate-co3-hydroxyvalerate (PHBV) purifiés étudiés. Un plus haut taux de HV, c'est-à-dire un plus grand nombre d'unités de carbone dans le polymère, induit une plus haute stabilité thermique. De plus, si la température de dégradation augmente, plus d'oligomères sont produits. Les monomères sont, quant à eux, produits préférentiellement à basse température. Or, dans ces conditions, la dégradation est plus lente, c'est pourquoi il a été démontré l'intérêt d'utiliser des catalyseurs (Ariffin et al. 2010). Par exemple, une
'étude montre l'effet de l'utilisation de l'oxyde de calcium (CaO) et de l'oxyde de magnésium (MgO) comme catalyseurs de la dégradation des PLLA. Ceux-ci permettent la transformation sélective des PLLA en L,L-lactide à plus basse température (Fan et al. 2004).

Les résultats du Tableau 22 montrent l'efficacité de la dégradation thermique de (PHBV) en présence du catalyseur Mg(OH)₂. Celui-ci augmente le taux de monomères de CA et 2-PA, qui peuvent être facilement séparés grâce à leurs différentes températures de vaporisation. Les monomères de CA peuvent ensuite être copolymérisés avec de l'acide acrylique (AA) pour obtenir des copolymères de P(CA-co-AA) avec de bonnes solubilités dans l'eau et des températures de transition vitreuse assez hautes (Ariffin et al. 2010).

<table><caption>Tableau 22 : Composition des différents PHB obtenus par pyrolyse (Ariffin et al. 2010).</caption><thead><tr><th>Polymère</th><th>trans-CA</th><th>cis-CA</th><th>Oligomères</th><th>2-PA</th></tr></thead><tbody><tr><td>PHBV-H 12%</td><td>60,34</td><td>0</td><td>32,53</td><td>7,13</td></tr><tr><td>PHBV-H 12% /Mg(OH)<sub>2</sub></td><td>85,31</td><td>0</td><td>3,77</td><td>10,92</td></tr></tbody></table>

L'étude de la méthanolyse du PHB détaillée par Song et al. et illustrée Figure 46 montre l'obtention à plus de 90% de méthyl 3-hydroxyburyrate (M3HB) de haute qualité en présence d'un catalyseur de Bronsted-Lewis (liquide ionique acide) tel que le FeCl₃, ou le liquide ionique [MIMPS]FeCl₄ dont la formule chimique est représentée Figure 45. Le catalyseur peut être réutilisé plusieurs fois sans affecter les performances du recyclage. L'article ne précise pas comment peut être valorisé le monomère M3HB obtenu par méthanolyse.

<figure><img src="image_53.png" /><figcaption>Figure 45 : Formule chimique du liquide ionique [MIMPS]FeCl₄ utilisé comme catalyseur.</figcaption></figure>

<figure><img src="image_54.png" /><figcaption>Figure 46 : Mécanisme possible de méthanolyse du PHB en présence de [MIMPS]FeCl₄ (Song et al. 2018).</figcaption></figure>
#### 4.3.4.2.2 Recyclage mécanique du PBS

Lorsque le PBS subit cinq cycles d'extrusion à plus de 190°C, il subit des réactions de ramification et de recombinaison, augmentant la viscosité et la masse moléculaire moyenne en poids. Georgousopoulou et al. (2016) ont étudié l'ajout d'antioxydants Irganox® 1010 et Irgafos® 168. A hauteur de 0,1%, ils permettent d'éviter ce phénomène. En revanche, une concentration en antioxydant de plus de 0,5% a des conséquences néfastes sur les propriétés mécaniques du polymère. Les températures de fusion et de dégradation quant à elles ne sont pas impactées par les cycles d'extrusion, ce qui en fait un polymère potentiellement compatible avec le recyclage mécanique (Georgousopoulou et al. 2016). Il serait cependant intéressant d'effectuer d'autres tests mécaniques pour vérifier la stabilité du PBS à long terme.

### 4.3.5 Comparaison recyclages chimique/mécanique

Lorsque de nouveaux polymères apparaissent dans les flux de déchets, il faut adapter les techniques de tri et considérer des méthodes de recyclage chimique et mécanique, économiquement viables pour minimiser l'impact environnemental. La Figure 47 permet de visualiser les inconvénients du recyclage chimique comparé au recyclage mécanique. Ce dernier est préférable d'un point de vue environnemental mais il présente cependant l'inconvénient d'amoindrir les propriétés du polymère en le transformant en un matériau de moins bonne qualité. L'enjeu est donc de trouver un processus de recyclage des plastiques biosourcés sans impacter significativement leurs propriétés. Pour cela, il est intéressant d'étudier l'ajout de stabilisants et/ou autres additifs dans les plastiques.

Par ailleurs, le recyclage chimique requiert souvent de hautes températures et consomme beaucoup d'énergie (Niaounakis 2019). De plus, le potentiel de recyclage de certains matériaux polymères est trop faible pour considérer le développement d'unités de recyclage spécifiques (Niaounakis 2019). Par exemple, il y a peu de documentation, articles et brevets, sur le recyclage mécanique des PHAs, et la communauté scientifique préfère étudier leur biodégradabilité. Les PE et PET biosourcés, quant à eux, sont peu présents dans la littérature scientifique car ils peuvent être mélangés dans les flux de PE et PET pétro-sourcés et recyclés sans poser de difficultés spécifiques.

<figure><img src="image_55.png" /><figcaption>Figure 47 : Comparaison de différentes voies de recyclage – Méthodologie Ecoinformation 99 – si indice > 0, effet négatif. 3 options de recyclage chimique testées (Piemonte, Sabatini, et Gironi 2013).</figcaption></figure>
### 4.3.6 Recyclage biochimique

#### 4.3.6.1 Dépolymérisation bio-catalytique du PLA

Le PLA est le polymère biosourcé, à nouvelle formule chimique, le plus répandu et dont le recyclage par biocatalyse est aujourd'hui très étudié. Sa capacité à être hydrolysé sous l'action d'enzymes a été démontrée, à la fois dans des perspectives de fonctionnalisation (ajout de propriétés nouvelles) (Alessandro Pellis et al. 2016) ou dans des perspectives de recyclage (Takahashi et al. 2004; Jarerat, Tokiwa, et Tanaka 2006).

Takahashi et al. (2004) sont en effet parvenus à dépolymériser, à l'aide d'une lipase, différents isomères du PLA (PDLLA, PDLA, PLLA) jusqu'à l'obtention d'oligomères cycliques pouvant être facilement repolymérisés pour former une résine de PLA vierge, ou pouvant servir comme molécules plateformes pour d'autres types d'applications (cf. Figure 48). Néanmoins, ces résultats ont été obtenus à température élevée (entre 60 et 100°C) et ont nécessité le recours à des solvants organiques. Jarerat, Tokiwa, et Tanaka (2006) ont mis au point une procédure expérimentale permettant de dépolymériser du PLA en conditions plus douces, c'est à dire avec une température comprise entre 40°C et 50°C et sans utilisation de solvant, limitant ainsi l'impact environnemental du procédé.

<figure><img src="image_56.png" /><figcaption>Figure 48 : Recyclage biochimique du PLA (Takahashi et al. 2004).</figcaption></figure>

Le PLA est donc un bon candidat pour la filière en devenir du recyclage biochimique grâce à sa structure aliphatique riche en liaisons esters, facilement hydrolysables, y compris en conditions douces : sans solvant organique et à une température peu élevée. Cette perspective est toutefois limitée par la taille du gisement qui n'assure pas encore la viabilité économique de cette filière.

#### 4.3.6.2 Dépolymérisation bio-catalytique des PHAs

Kaihara et al. (2005) ont démontré pour la première fois la possibilité de recycler par voie bio-catalytique des polyesters bactériens de type PHB à l'aide d'une lipase, catalysant à la fois la dépolymérisation mais également la repolymérisation des monomères et/ou oligomères obtenus. Cette dépolymérisation, lorsqu'elle est effectuée dans un solvant organique à 70°C, aboutit à la
formation d'oligomères cycliques directement repolymérisables par la même enzyme. La dépolymérisation du PHB a également été démontrée dans un tampon phosphate à 37°C, avec un temps de réaction plus long et la formation de monomères sous une forme linéaire, aboutissant à un polymère de faible poids moléculaire après repolymérisation. Ces deux mécanismes sont illustrés en Figure 49.

<figure><img src="image_57.png" /><figcaption>Figure 49 : Recyclage biochimique du PHB (Kaihara et al. 2005).</figcaption></figure>

Les polyhydroxyalkanoates, et plus particulièrement le PHB, possèdent donc la faculté à être dépolymérisés par bio-catalyse dans différentes conditions, permettant une repolymérisation ultérieure plus ou moins efficace selon le procédé utilisé. L'utilisation de solvants organiques permet de diminuer le temps de réaction ainsi que d'améliorer la qualité des oligomères obtenus malgré un impact environnemental alourdi, tandis que le traitement sans solvant permet une repolymérisation plus difficile et un temps de réaction plus élevé. Il convient alors de choisir le procédé le plus performant en prenant en compte les avantages et les inconvénients de chacun. Néanmoins, et au même titre que pour le PLA, tant que le gisement n'atteindra pas une masse critique, la mise en place d'une chaîne industrielle de recyclage biochimique des PHAs semble encore difficile à envisager à l'heure actuelle.

#### 4.3.6.3 Dépolymérisation bio-catalytique du PBS

Le recyclage biochimique des polyesters aliphatiques tels que le PBS et le PBA a été réalisé avec succès grâce à l'utilisation d'une lipase à 50°C dans un solvant organique par Okajima et al. (2003). Cette réaction conduit à la formation d'oligomères cycliques pouvant être repolymérisés avec une diminution importante de sa masse molaire moyenne (cf. Figure 50), l'obtention des monomères constitutifs du polymère ainsi qu'une diminution importante de sa masse molaire moyenne. Le recyclage du PBS est donc possible par extrusion avec catalyse enzymatique, dans la perspective de remplacer les techniques faisant usage de solvants organiques. Cette méthode nécessite également une phase d'optimisation importante pour atteindre une dépolymérisation optimisée, notamment au niveau de la séparation des résidus et de la valorisation des monomères et oligomères obtenus (Jbilou et al. 2015).

Le recyclage du PBS est donc possible par extrusion avec catalyse enzymatique, avec la perspective de remplacer les techniques ayant recours à des solvants organiques. Toutefois, cette méthode nécessite une phase d'optimisation importante pour atteindre une dépolymérisation optimale.
<figure><img src="image_58.png" /><figcaption>Figure 50 : Recyclage biochimique du PBS (Okajima et al. 2003).</figcaption></figure>

Jbilou et al. (2015) ont étudié l'hydrolyse enzymatique du PBS à l'aide d'une lipase thermostable dans des conditions d'extrusion réactive consistant à intégrer directement l'enzyme dans l'extrudeuse avec le polymère et d'évaluer la quantité de monomères et oligomères libérés, ainsi que l'évolution de la masse molaire moyenne. Leurs résultats ont montré l'obtention des monomères constitutifs du polymère ainsi qu'une diminution importante de sa masse molaire moyenne. Le recyclage du PBS est donc possible par extrusion avec catalyse enzymatique, dans la perspective de remplacer les techniques faisant usage de solvants organiques. Cette méthode nécessite également une phase d'optimisation importante pour atteindre une dépolymérisation optimisée, notamment au niveau de la séparation des résidus et de la valorisation des monomères et oligomères obtenus (Jbilou et al. 2015).

Les polyesters aliphatiques comme le PBS possèdent donc la faculté à être hydrolysés avec catalyse par des enzymes de type lipases, à la fois dans un solvant organique (Okajima et al. 2003) mais également à haute température, au sein d'une extrudeuse, où les temps de séjour sont courts.

#### 4.3.6.4 Dépolymérisation bio-catalytique de la PCL

La polycaprolactone (PCL) est un polymère synthétique pouvant être biosourcé et possédant un caractère biodégradable (Matsumura et al. 2001). Son recyclage par voie biochimique a fait l'objet de recherches, qui ont permis la sélection d'une classe d'enzymes capables de le dépolymériser. Les lipases, notamment celle issue de la levure *Candida antarctica* qui possède une thermostabilité importante, permettent en effet de régénérer des oligomères de la PCL facilement repolymérisables (cf. Figure 51). Matsumura, Ebata, et Toshima (2000) ont réalisé avec succès la dépolymérisation biocatalytique de la PCL dans un solvant organique dilué (toluène) à 70°C et la repolymérisation enzymatique des oligomères obtenus par évaporation azéotropique de l'eau présente dans le solvant. L'expérience effectuée a également montré que l'enzyme (immobilisée) pouvait être utilisée de façon répétée sans diminution significative de son activité, permettant ainsi son recyclage (Matsumura, Ebata, et Toshima 2000).
<figure><img src="image_59.png" /><figcaption>Figure 51 : Recyclage biochimique de la PCL (Matsumura, Ebata, et Toshima 2000).</figcaption></figure>

Les mêmes auteurs ont également évalué la capacité du CO₂ supercritique à substituer le solvant organique dans la réaction de dépolymérisation et de repolymérisation enzymatique de la PCL. Leurs résultats montrent que la PCL peut être transformée en oligomères repolymérisables par la lipase sans utiliser de solvants organiques et en présence d'une faible quantité d'eau (Matsumura et al. 2001). La repolymérisation des oligomères formés a ensuite été catalysée par la lipase dans les mêmes conditions, lorsque toute l'eau a été retirée du milieu réactionnel. Le recyclage biochimique de la PCL est donc possible et documenté, via l'utilisation de solvants organiques ou de fluides supercritiques, avec un recyclage possible des enzymes en fin de réaction (Kondo, Toshima, et Matsumura 2002).

### 4.3.6.5 Dépolymérisation bio-catalytique du PEF

Le polyéthylène furanoate (PEF), bien que sa présence sur le marché ne soit pas encore effective à date, possède un fort potentiel pour la substitution de polymères, et notamment du PET, grâce à ses propriétés mécaniques, barrières et thermiques équivalentes voire supérieures (Weinberger et al. 2017). Sa fin de vie est donc de plus en plus étudiée, de sorte à pouvoir anticiper sa gestion lors de son entrée sur le marché.

Sa capacité à être dépolymérisé sous l'action d'une enzyme a récemment été démontrée par Pellis, Gamingh, et al. (2016) avec l'utilisation d'une cutinase sélectionnée pour sa capacité à dépolymériser le PET. Le PEF et le PEF ont en effet des structures chimiques très proches (cf. Figure 52), permettant à la réaction d'être catalysée malgré la sélectivité de l'enzyme.

<figure><img src="image_60.png" /><figcaption>Figure 52 : Structures chimiques du PET et du PEF.</figcaption></figure>

L'hydrolyse du PEF en conditions douces (tampon phosphate, pH=7 et 50°C) comme effectué par Pellis, Gamingh, et al. (2016) aboutit à la formation de monomères d'acide 2,5-Furandicarboxylique (FDCA) ou d'oligomères contenant un ou plusieurs motifs de FDCA couplés à une ou plusieurs molécules d'éthylène glycol (EG). Weinberger et al. (2017) ont également étudié la dépolymérisation bio-
catalytique du PEF et ont démontré son hydrolyse à 100% après 96h de réaction en présence d'une cutinase (tampon phosphate, pH=8 et 65°C) avec l'obtention de plus de 95% de monomères en solution, prouvant la capacité de l'enzyme à hydrolyser également les oligomères formés et pas seulement le polymère initial.

Le PEF possède donc une bonne capacité à être hydrolysé biochimiquement, jusqu'à l'obtention de ses monomères constitutifs. De plus, cette dépolymérisation est obtenue dans des conditions douces, sans usage de solvant et à des températures comprises entre 50 et 65°C, ce qui en fait un procédé propre et peu énergivore. Néanmoins, la repolymérisation des produits obtenus suite à l'hydrolyse enzymatique n'a pas encore été évaluée et nécessitera des investigations complémentaires. De plus, la formulation du PEF tel qu'il serait utilisé dans ses différentes applications n'est pas encore connue. S'il est important d'anticiper la fin de vie du PEF, il convient également de ne pas tirer de conclusions trop hâtives sur sa fin de vie souhaitable, tant que sa forme finale n'est pas encore déterminée (COTREP 2018).

## Focus sur les brevets Carbios

Carbios, pionnier français dans le domaine du recyclage biochimique des plastiques, a déposé dans le cadre de l'avancée de ses recherches un nombre important de brevets sur les principaux marchés du plastique : les Etats-Unis, l'Europe et le Japon. Elle détient aujourd'hui 32 familles de brevets au niveau mondial, dont 13 relatives à sa technologie de recyclage du PET. Parmi ces familles de brevets, 6 brevets protègent le procédé de recyclage et 7 sont liées aux enzymes dégradant le PET.

Parmi les brevets les plus récents : EP 2 922 906 B1 et JP 6449165, respectivement délivrés en Europe et au Japon en 2019, portent sur une méthode de recyclage des produits en plastique par dépolymérisation biologique et récupération des monomères qui en résultent, pouvant être ensuite retraités pour synthétiser de nouveaux polymères et fabriquer de nouveaux produits en plastique. Ces brevets, déposés en novembre 2013, sont les premiers délivrés en Europe et au Japon pour cette méthode innovante de recyclage des plastiques. Le Tableau 23 présente les principaux brevets déposés par la société Carbios pour le recyclage enzymatique des polyesters.

<table><caption>Tableau 23 : Principaux brevets Carbios (d'après Niaounakis 2019).</caption><thead><tr><td>Polymères</td><td>Enzymes ou micro-organismes</td><td>Produits de dépolymérisation</td><td>Brevets</td></tr></thead><tbody><tr><td>PLA (PLLA, PDLA), PET</td><td>Cutinase de Thermobifida cellulosityca et Protéinase K de Tritirachium album</td><td>Monoéthylène glycol, acide téréphtalique, acide lactique</td><td>WO2017198786 A1 (2017, CARBIOS)</td></tr><tr><td>PLA (PLLA, PDLA), PBS, PHB</td><td>Polypeptide comprenant la séquence d'acides aminés (SEQ ID No : 1 ; ou SEQ ID No : 5) ; ou souche Micromonospora S0002</td><td>Acide lactique</td><td>WO2016146540 A1 (2016, CARBIOS; CNRS; UNIV POITIERS)</td></tr><tr><td>PLA (PLLA, PDLA)</td><td>Polypeptide comprenant la séquence d'acides aminés (SEQ ID No : 1 ; ou SEQ ID No : 5)</td><td>Acide lactique, dimères d'acide lactique</td><td>WO2016062695 A1 (2016, CARBIOS; INRA; INSA; CNRS)</td></tr><tr><td>PLLA (PLLA 001, NaturePlast) ; PTT (Sorona® 3301 NCOIO)</td><td>Protéinase-K : Souches recombinante de Lactococcus lactis ou de Escherichia coli produisant de la dépolymérase ; cutinase</td><td>Acide lactique ; acide téréphtalique</td><td>WO2014079844 A1 (2014, CARBIOS)</td></tr></tbody></table>
Dans son brevet WO2017198786 A1, Carbios décrit un procédé visant à amorphiser et dépolymériser par biocatalyse des produits à base de polyester, en particulier ceux contenant du polyéthylène téréphtalate et/ou de l'acide polylactique. Le brevet WO2016146540 défini quant à lui une méthode pour dépolymériser différents types de polyesters comme le PLA, le PBS et même certains types de PHAs comme le PHB. Le brevet WO 2014/079844 A1 décrit la possibilité de recycler par biocatalyse des déchets plastiques en mélange, avec régénération des monomères constitutifs, en s'affranchissant des étapes de tri et de lavage coûteuses.

Les conditions décrites dans ces brevets pour opérer la dépolymérisation complète des polyesters font souvent intervenir une phase d'amorphisation des polymères à haute température (jusqu'à 250°C) puis une réaction de dépolymérisation enzymatique à des températures plus douces souvent comprises entre 20 et 90°C. Les méthodes décrites permettent de régénérer les monomères constitutifs des polymères, même en mélange, en jouant sur la spécificité des enzymes. En effet, ces dernières sont choisies spécifiquement pour chaque type de polyester : les cutinases sont par exemple capables de dépolymériser du PET alors que du PLA ne pourra être dépolymérisé que par des protéinases telles que la protéinase K. Les enzymes sont souvent produites par un micro-organisme recombinant après sélection, purification et insertion du gène codant pour le biocatalyseur souhaité. Les réactions de dépolymérisation font intervenir soit directement les micro-organismes, soit les enzymes issues du milieu de culture et purifiées. Un cocktail d'enzymes peut également être utilisé pour dépolymériser plusieurs types de polymères à la fois. Les brevets déposés par Carbios ne font pas usage de solvant organique mais de solutions aqueuses tamponnées.

Le Japon est également un acteur important dans le dépôt de brevets traitant de la dépolymérisation enzymatique des polyesters aliphatiques. L'université de Keio, notamment, a déjà délivré depuis les années 2000 plusieurs brevets pour recycler des polymères aussi divers que le PLA, le PBS, la PCL, le PHB et le PBA (Niaounakis 2019), ainsi que le constructeur automobile Mitsubishi. Néanmoins, ces brevets font pratiquement tous usage de solvants organiques ou de fluides supercritiques, contrairement aux brevets déposés par Carbios.

### 4.3.6.6 Conclusions

L'hydrolyse avec catalyse enzymatique peut être effectuée dans des conditions douces de température et de pH et de manière sélective. Cette sélectivité peut être mise à profit pour le recyclage de polymères en mélange comme dans le cas des multicouches, qui nécessitent actuellement des étapes de séparation complexes et coûteuses pour pouvoir intégrer les chaînes de recyclage chimique ou mécanique. Bien que la plupart des études portant sur le recyclage biochimique des polymères font usage de résines pures, la capacité du PET à être dépolymérisé par biocatalyse a récemment été démontrée par Gaming et al. (2017) sur des mélanges PET-PE ou PET-PA. Cette sélectivité, propre à la biocatalyse pourrait permettre de recycler des gisements de plastiques encore peu valorisables avec les techniques actuelles et offre des perspectives intéressantes pour faire face à l'augmentation du gisement suite à l'extension des consignes de tri. Il semble en revanche difficile d'imaginer pouvoir traiter par voie biochimique des polyesters en mélange (par exemple PLA-PET) avec l'objectif de récupérer leurs monomères et de les repolymériser, les enzymes n'étant pas forcément capables de différencier un polyester d'un autre.

Le recyclage biochimique des polymères, qu'ils soient biosourcés ou non, en est encore à un stade de développement, avec l'entreprise Carbios en France, qui dispose d'une expertise sur le recyclage du
PET et du PLA. Si les gisements venaient à augmenter de manière significative, la mise en place de cette filière pour le recyclage des polyesters pourrait devenir compétitive par rapport aux autres procédés existants (recyclage chimique et recyclage mécanique). Toutefois, malgré les avantages présentés ci-dessous, les données techniques et économiques de comparaison du recyclage enzymatique avec les autres filières ne sont pas disponibles.

En résumé, les principaux intérêts de l'hydrolyse avec catalyse enzymatique sont :

- Conditions douces de température et de pH ;

- Pas forcément besoin de solvants organiques ;

- Génération de synthons, monomères et oligomères polymérisables ;

- Potentiel usage de certaines enzymes à avoir une double action en fonction des conditions mises en œuvre : catalyse de l'hydrolyse des polyesters et catalyse de leur repolymérisation (Kaihara et al. 2005; Niaounakis 2019) ;

- Utilisées sous forme immobilisées, les enzymes peuvent être recyclées.
## 4.4 SCENARIO 3 : PLASTIQUES BIOSOURCES ET/OU BIODEGRADABLES DANS UN FLUX DE BIODECHETS

Il convient de rappeler la définition des termes utilisés dans ce chapitre, notamment la nuance entre plastique compostable et plastique biodégradable. Un plastique **biodégradable** est défini par la norme ISO 472 (2013) comme étant « un plastique dégradable dans lequel le processus de dégradation principal s'effectue naturellement sous l'action de micro-organismes tels que bactéries, champignons et algues, et conduit à des fragments de masse moléculaire inférieure ». Cette définition peut être complétée par la définition de la **biodégradabilité ultime**, rappelée dans la norme EN 13 432 : « Sous l'action de micro-organismes, en présence d'oxygène, décomposition d'un composé chimique organique en dioxyde de carbone, eau, et sels minéraux des autres éléments présents (minéralisation) et apparition d'une nouvelle biomasse. En l'absence d'oxygène, décomposition en dioxyde de carbone, méthane, sels minéraux et création d'une nouvelle biomasse ».

Un plastique **compostable** est, par définition, **biodégradable dans des conditions précises et définies par la norme européenne EN 13 432 (2000) en conditions de compostage industriel** et la norme française NF T 51800 (2015) en **conditions de compostage domestique**. Ainsi, tous les plastiques compostables sont biodégradables, **mais l'inverse n'est pas toujours vrai**.

Pour plus d'informations sur les définitions, consulter l'Annexe 6.3.2 sur les « Définitions des termes associés à la (bio)dégradation d'un polymère », page 209, mais également les fiches de synthèses sur les normes disponibles en Annexe 6.6 «

> Cette détermination du taux de bioconversion doit se baser sur la production de méthane, et non sur celle du CO2. La raison est simple : le CO2 est d'une part un gaz partiellement soluble dans l'eau et, d'autre part, conduit à réagir dans la phase liquide en fonction du pH : formation de carbonates et de bio-carbonates. Par conséquent, le suivi volumétrique et analytique (composition du ciel gazeux) ne permet pas de calculer le taux de bioconversion.
Fiches techniques sur les principales normes associées aux polymères biosourcés et/ou biodégradables », page 217.

## Collecte séparée des biodéchets et plastiques biosourcés

Avec la mise à disposition croissante sur le marché de produits en plastiques biodégradables et/ou compostables, encouragée par l'interdiction des sacs plastiques à usage unique depuis 2017 et l'interdiction des couverts jetables d'ici à 2020, les filières de traitements des « biodéchets » pourrait accueillir une quantité de plus importante de ces matières au sein des procédés de traitements biologiques. Par ailleurs, l'obligation du tri à la source des biodéchets pour 2023 en Europe, implique l'utilisation des sacs compostables, en papier ou en plastique, pour la collecte de ces déchets et leur traitement conjoint dans les mêmes filières.

Les nouveaux matériaux compostables, généralement issus de l'emballage alimentaire souple (sacs de fruits et légumes, films d'emballage...), rigide (barquettes, bouteilles...) et du secteur de l'agriculture (films de paillage, supports de culture...) pourrait s'ajouter au flux déjà existant, principalement constitué des biodéchets des professionnels des entreprises d'espaces verts, de la grande distribution, des industries agro-alimentaires, des cantines et restaurants ou des marchés, soumis depuis le 1er janvier 2012 à l'obligation de trier à la source leurs biodéchets et de les faire valoriser dans des filières adaptées. Toutefois, l'intégration de matériaux compostage dans le flux de déchets organiques pourrait être restreint. La Commission Européenne a récemment publié un travail sur les opportunités du développement de plastiques biodégradables dans le contexte d'une économie circulaire (Commission Européenne et EUNOMIA 2020). Les résultats de l'étude mettent en évidence l'intérêt des plastiques biodégradables et compostables pour le secteur agricole, étant donné les usages, tout en considérant la nécessité d'approfondir les connaissances sur les risques associés à ces usages. Pour des usages de produits de consommation et emballages, cette étude indique que les preuves sont faibles en faveur de tout avantage agronomique associé aux plastiques compostables dans le compost ou le digestat. Par conséquent, les choix de matériaux pour les produits et les emballages devraient privilégier la recyclabilité à la compostabilité. Les exceptions à cette règle seraient les cas où l'utilisation de plastiques compostables présente des avantages supplémentaires tels que l'augmentation de la collecte des déchets organiques et leur détournement des déchets résiduels ou la réduction de la contamination plastique du compost : usage de sacs compostables pour la collecte des biodéchets.

En 2012, l'obligation de collecte à la source des biodéchets ne concernait que les professionnels produisant plus de 120 tonnes par an de biodéchets ou plus de 1500 litres par an d'huiles alimentaires usagées, seuil qui a depuis été revu à la baisse (en 2016) et concerne désormais plus largement les professionnels produisant plus de 10 tonnes par an de biodéchets, et de 60 litres par an pour les huiles. De plus, avec seulement 3,3 millions d'habitants concernés au 1er janvier 2016, les biodéchets des ménages représenteront un flux important à capter d'ici la généralisation de la collecte séparée prévue pour fin 2023 (ADEME 2018). Fin 2023, tous les habitants du territoire national devront avoir une solution pour valoriser leurs biodéchets, *via* :

- Collecte de biodéchets (porte à porte) ;

- Mise à disposition d'une solution de proximité (composteur individuel ou collectif comme ceux en bas d'immeuble ou de quartier).
Des solutions mixtes émergent avec un apport en composteur de proximité qui est ensuite collecté. Pour le moment, la collecte sélective est assez peu répandue (4,2 Millions d'habitants concernés en France) et il est probable que les solutions de proximité se développent fortement.

Il faut cependant garder à l'esprit que l'un des objectifs de la collecte séparée des biodéchets est le retour au sol des composts et des digestats produits, ce qui implique une innocuité maîtrisée des biodéchets entrant dans le flux et une bonne séparation des indésirables en amont du procédé. Le cas échéant, il existe un risque de pollution des amendements produits qui pourrait entraîner une diminution des recettes attendues de leur revente, voire les rendre inutilisables (ADEME 2019c). Une attention particulière doit donc être portée à l'insertion de plastiques biodégradables au sein de ces filières de traitement biologique des biodéchets, en particulier sur les consignes à fournir aux producteurs de déchets, particuliers, entreprises, .... De plus, il faut s'attendre à retrouver dans ce flux des plastiques conventionnels issus d'erreurs de tri, qu'il conviendra d'extraire en amont ou en aval du traitement biologique par une technique de tri appropriée.

## Rappel des filières de valorisation organique

La valorisation organique des biodéchets peut s'effectuer dans différentes conditions, au regard de la température, de la présence ou non d'oxygène et des micro-organismes impliqués. Quatre filières de traitement des biodéchets sont à distinguer :

- Le compostage décentralisé ;

- Le compostage industriel ;

- La digestion anaérobie mésophile ;

- La digestion anaérobie thermophile.

En fonction des conditions réunies au sein de chaque procédé, certains plastiques biosourcés présentent une aptitude plus ou moins grande à être biodégradé tel qu'illustré en Figure 53 selon Niaounakis (2019). A titre d'exemple, le PLA est uniquement dégradé dans des conditions de températures supérieures à 35°C, contrairement à d'autres polymères comme le PHA ou la PCL. Certains polymères sont donc plus enclins à être traités dans une filière, en fonction de leur structure physico-chimique, de la température du milieu et du type de micro-organismes impliqués dans le processus de biodégradation. L'usage du polymère est également un facteur important à prendre en considération car il conditionne le traitement de fin de vie.

<table><caption>Figure 53 : Scénarios possibles de traitement biologique pour les polymères biodégradables (d'après Niaounakis 2019).</caption><thead><tr><th></th><th>Anaérobie<br>Bactéries, pas de champignons</th><th>Aérobie<br>Bactéries et champignons</th></tr></thead><tbody><tr><th>50°C- 60°C</th><td>Amidon<br>PLA<br>Amidon/PCL<br>PHA</td><td>Amidon<br>PLA<br>Amidon/PCL<br>PHA<br>PBAT</td></tr><tr><th>≤ 35°C</th><td>Amidon<br>Amidon/PCL<br>PHA</td><td>Amidon<br>Amidon/PCL<br>PHA<br>PBAT</td></tr></tbody></table>
## Présence de plastiques biosourcés dans ce flux

La présence de plastiques biosourcés et biodégradables dans le flux de biodéchets questionne sur leur aptitude à se biodégrader dans les mêmes conditions que les matières fermentescibles avec lesquelles ils se retrouvent en mélange, et ce, sans entraîner de conséquences négatives (macro et micro-fragments, écotoxicité, ...) en raison de leur présence dans l'amendement produit (compost ou digestat) ; et sur la nécessité d'adapter les procédés à ces nouvelles molécules plus complexes.

Les plastiques, pour être qualifiés de **compostables en conditions industrielles**, doivent répondre à la norme Européenne EN 13 432 ou la norme internationale ISO 17 088. Pour rappel :

- NF EN 13 432 Novembre 2000. Emballage - Exigences relatives aux emballages valorisables par compostage et biodégradation - Programme d'essai et critères d'évaluation de l'acceptation finale des emballages ;

- ISO 17 088:2012 - Spécifications pour les plastiques compostables.

La norme européenne fixe les critères d'acceptabilité basés sur la désintégration, la biodégradation aérobie et sur l'écotoxicité de ces plastiques. Pour rappel, la désintégration réfère à un stade de la biodégradation correspondant à la fragmentation physique du matériau en petites particules (ISO/FDIS 16929 2013). Pour répondre aux critères de cette norme, le plastique doit pouvoir atteindre un taux de biodégradation de « 90 % au total au moins ou à 90 % de la biodégradation maximale d'une substance de référence appropriée » dans un délai de 6 mois à 58°C, et les fragments d'une taille supérieure à 2 mm obtenus après un test de désintégration aérobie de 3 mois à 58°C ne doivent pas dépasser 10% de la masse sèche initiale du matériau. Cette norme décrit également un test d'écotoxicité, qui vérifie si le produit composté a un impact négatif sur la croissance des plantes, et un test qui examine la quantité de métaux lourds et de fluor contenue dans l'amendement organique.

Pour être qualifié de **compostables en conditions de compostage domestique**, les plastiques doivent répondre aux exigences de la norme nationale Française NF T 51-800 qui impose d'atteindre les mêmes critères que la norme Européenne EN 13 432 en 1 an maximum (au lieu de 6 mois maximum en conditions de compostage industriel) et à température ambiante (25°C ± 5 °C).

Concernant la filière **digestion anaérobie (ou méthanisation)**, aucun label à date ne certifie l'aptitude des plastiques à rejoindre cette filière, ni de norme de spécifications (Constans et al. 2019). Toutefois, pour rappel, plusieurs normes proposent des procédures expérimentales permettant d'évaluer la biodégradation en conditions d'anaérobiose, à la fois par digestion anaérobie en voie sèche, ainsi qu'en voie humide :

- 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 ;

- ISO 14853 (2016) - Plastiques — Évaluation de la biodégradabilité anaérobie ultime des matériaux plastiques en milieu aqueux — Méthode par détermination de la production de biogaz ;

- ISO 13975 (2019) - Plastiques — Évaluation de la biodégradabilité anaérobie ultime des matériaux plastiques dans des systèmes de digestion de boue contrôlés — Méthode par mesurage de la production de biogaz.

Il existe cependant une différence entre les tests normalisés et les conditions opératoires réelles mises en œuvre dans les filières de valorisation organique. A titre d'exemple, un plastique certifié compostable peut s'avérer mettre plus de temps à se biodégrader que ce que les normes de
spécifications exigent, si toutes les bonnes conditions de compostage ne sont pas réunies. Se pose
également la question de la toxicité des additifs et des charges utilisés dans les formulations qui se
retrouveront de fait dans les amendements produits. Ces questionnements impliquent d'étudier les
conséquences de la présence de plastiques biosourcés et biodégradables au sein des filières actuelles
de valorisation organique, au travers de retours d'expérience et de l'étude de la bibliographie.
### 4.4.1 Compostage décentralisé

Le compostage décentralisé, ou domestique, est une option de fin de vie de plus en plus encouragée par les autorités en charge de la gestion de déchets ménager. Le compostage décentralisé permet aux ménages de trier à la source leurs biodéchets, diminuant ainsi la teneur en matières organiques putrescibles des ordures ménagères résiduelles tout en produisant à valoriser le compost comme amendement organique. Ce procédé est encadré par la Circulaire du 13 décembre 2012 (http://circulaire.legifrance.gouv.fr/pdf/2012/12/cir_36241.pdf) qui définit le cadre dans lequel ces opérations de compostage doivent être mises en place et conduites pour réunir les meilleures conditions d'efficacité et de protection de l'environnement. Le compostage domestique est généralement réservé aux déchets verts et aux déchets alimentaires et effectué à petite échelle sous formes de piles disposées en extérieur, ou dans des bacs de compostage à proximité des habitations. Le compostage domestique (ou décentralisé) implique généralement des températures plus basses que le compostage industriel, avec une grande partie de la décomposition se déroulant à des températures mésophiles. Cette caractéristique implique une durée de bioconversion de la matière organique plus longue, pouvant durer jusqu'à deux ans (Barrena et al. 2014). Un brassage manuel régulier peut toutefois réduire ce temps de 3 à 6 mois (Kale, Kijchavengkul, et al. 2007). Avec l'arrivée sur le marché des plastiques « compostables », cette fin de vie est particulièrement « mise en avant », notamment pour les secteurs des emballages souples et sacherie, dont les produits sont généralement certifiés « compostables en compostage domestique ». Néanmoins, cette certification basée sur des tests normalisés de compostage (notamment la norme française NF T51-800 (2015) - *Plastiques - Spécifications pour les plastiques aptes au compostage domestique*) n'est pas garante de la biodégradation effective des matériaux en conditions réelles. Le compostage domestique se déroule en effet en conditions de compostage non optimisées, les critères nécessaires à la biodégradation des matériaux étant rendus dépendants des conditions extérieures (climatiques : température et humidité; composition des matières organiques à composter) et de la bonne mise en place du processus de compostage par les particuliers (brassages réguliers, surveillance des paramètres, isolation permettant une montée en température suffisante, ...). La capacité des plastiques dits compostables à être effectivement biodégradés en conditions de compostage décentralisé ou domestique a donc fait l'objet de travaux de recherche dont les principaux résultats seront présentés dans cette partie.

Le secteur de la sacherie biosourcée et compostable est en plein essor depuis l'interdiction des sacs à usage unique effective depuis le 1er janvier 2017. Cette mesure a en effet banni les sacs de caisse et hors caisse (alimentaires) à usage unique (en plastiques pétro-sourcés et non biodégradables), hormis ceux biosourcés et compostables en compostage domestique. Cette fin de vie a donc particulièrement été étudiée pour ce type d'application au cours des dernières années, avec des résultats variables et bien souvent dépendants de la bonne mise en place du processus de compostage. Les mélanges à base d'amidon, le PBAT, le PLA et les PHAs représentent les principaux polymères biosourcés utilisés dans ce secteur.

Une étude a récemment été menée par Adamcová et al. (2019) sur le compostage domestique de sacs plastiques en conditions réelles. Deux plastiques biosourcés de la gamme Mater-Bi (Novamont) produit à base d'amidon de maïs et certifiés compostables en compostage industriel par la norme EN 13 432 ont été testés. Afin d'évaluer leur aptitude à se biodégrader en conditions domestiques, ces sacs ont été disposés dans des bacs à compostage en extérieurs, avec une température initiale de 40°C. Les auteurs n'ont toutefois pas précisés les conditions mises en œuvre, comme par exemple les
conditions de brassage et de retournement des piles de compost. Après 12 mois d'essai en conditions réelles de compostage domestique et une montée en température jusqu'à plus de 70°C, des valeurs de désintégration comprises entre 7% et 14% ont été déterminées pour les deux plastiques testés, mesures tenant compte uniquement de la perte de masse d'échantillons. A titre de comparaison, les mêmes auteurs ont évalué la désintégration de ces sacs plastiques dans des conditions simulées de compostage industriel et sont parvenus à des taux de désintégration de l'ordre de 97% au bout de 12 semaines. Ces résultats témoignent de l'importance de distinguer les processus de compostage industriel et le compostage domestique et de diriger ces matériaux vers la bonne filière de fin de vie.

Mohee et al. (2008) ont également évalué le comportement en compostage domestique d'un plastique de la gamme Mater-Bi (Novamont), certifié compostable selon la norme EN 13 432. Les conditions de compostage domestique ont cette fois été simulées en laboratoire dans un réacteur de compostage à tambour rotatif, d'une capacité de 200 L, dans lequel ont été ajoutés des déchets de cuisine, de jardin, du papier (ratio C/N = 28). Les échantillons de plastique ont été coupés en morceaux de 0,25 à 0,50 cm et placés dans des sacs à mailles pour faciliter leur récupération. La biodégradation de ces échantillons a été déterminée par l'analyse de la perte de masse et les paramètres de compostage (humidité, la teneur en matières solides volatiles, le pH et la température) ont été mesurés au cours de l'expérience. La température initiale moyenne du tas de compost était de 23°C et de 63,2°C au bout du cinquième jour. Après 72 jours de compostage, les auteurs ont déterminé une perte de masse de l'ordre de 27% sur le plastique testé. Ces résultats attestent d'une biodégradation plus rapide et plus efficace dans le procédé de compostage domestique simulé en laboratoire que dans les conditions réelles en bac de compost extérieur mis en place par Adamcová et al. (2019). Cette différence peut s'expliquer par une meilleure maîtrise des paramètres favorables au compostage domestique comme préconisés par l'ADEME (brassage régulier de la pile, retournements de l'ensemble de la matière et surveillance des paramètres de compostage garantissant une bonne aération de la matière), mais également par la forme physique des échantillons testés (morceaux), qui favorise l'attaque par les micro-organismes en augmentant la surface spécifique.

Une étude visant à évaluer le comportement en conditions réelles de compostage domestique et industriel de sacs en plastiques, supposés compostables en conditions domestiques, a récemment été publiée par l'ADEME (ADEME 2019a). Deux types de sacs ont été testés : le premier en PLA/PBAT contenant 36% de carbone biosourcé, et le second constitué de PBAT/amidon de maïs contenant 34% de carbone biosourcé. Différentes conditions ont été mises en œuvre afin d'évaluer l'importance de chaque paramètre : sacs introduits en simple ou en double épaisseur, sacs introduits vides ou remplis de déchets de cuisine et de table, composteur non brassé ou brassé régulièrement, compostage initié en conditions hivernales ou printanières. Les résultats obtenus suite à cette expérience mettent en évidence l'influence du mode d'introduction des sacs en plastique sur leur cinétique de désintégration. En effet, les sacs déposés remplis et ouverts présentent une forte désintégration au bout de 2 mois contre 10 mois pour les sacs déposés vides. Le remplissage des sacs favorise donc leur désintégration au sein du compost. La température extérieure et la saison ont également un impact sur la vitesse du processus, avec une désintégration totale des sacs en 14 mois en conditions hivernales contre seulement 6 mois en conditions printanières. Cette étude permet aussi d'affirmer que le plastique compostable testé n'apporte pas de valeur agronomique au compost. En effet, les analyses effectuées au microscope électronique à transmission (MET) démontrent une absence de granules de biodégradation là où l'activité des micro-organismes est visible. Ces granules étant les témoins de la formation d'une nouvelle biomasse, leur absence atteste d'une minéralisation directe du polymère. Il n'y aurait donc pas d'humification de la matière, seulement une minéralisation aboutissant à la
minéralisation des polymères en eau et dioxyde de carbone. Les résultats de l'expérience montrent également la présence de fragments en fin de compostage, pouvant être éliminés par une augmentation de la durée de compostage et un respect strict des conditions favorables au processus. Les travaux de l'ADEME indiquent que le compostage domestique en conditions réelles de sacs plastiques normés NF T 51-800 permet d'obtenir des résultats conformes à la norme dans les conditions suivantes :

- Compostage en composteurs fermés ;

- Sacs déposés ouverts, en simple épaisseur et remplis de biodéchets de cuisine ;

- Brassages hebdomadaires pendant un mois puis tous les 1 à 2 mois, contrôle de l'humidité ;

- Température moyenne sur les trois premiers mois de compostage autour de 25°C ± 5°C.

Ces premières illustrations soulignent la variabilité des performances du compostage domestique et la difficulté à réunir les conditions permettant une biodégradation totale de sacs en plastique y compris ceux certifiés compostables en conditions de compostage domestique. L'ADEME préconise d'ailleurs le réemploi de ces sacs, au travers de leur utilisation pour la collecte des biodéchets dans les secteurs concernés où ils seront ensuite traités au sein des plateformes de compostage industriel. Le cas échéant, l'ADEME recommande de les disposer dans une poubelle de tri pour les collectivités concernées par l'extension des consignes (+ de 50% à la fin 2019) ou dans les OMR. Cette fin de vie est à favoriser par rapport au compostage domestique où les conditions optimales de biodégradation sont rarement réunies et peuvent entraîner une pollution du compost produit. De fait, il semblerait préférable d'interdire la dénomination « compostable en compostage domestique » et de la remplacer par « sac utilisable pour la collecte des biodéchets pour les collectivités concernées ». Par ailleurs, l'amendement n°CD966 adopté le 20 novembre 2019 et relatif à la lutte contre le gaspillage et à l'économie circulaire – n°2274 interdit l'usage des mentions « biodégradable », « respectueux de l'environnement », ou toute mention équivalente sur un produit ou un emballage afin de limiter toute confusion chez les consommateurs. Il s'agit surtout d'éviter que les consommateurs pensent qu'il soit possible de jeter ces déchets dans la nature. Cet amendement n'interdit pas l'usage de la mention « compostable en compostage domestique ».

Les films d'emballage souples en plastiques biosourcés et biodégradables connaissent un fort essor. A l'heure actuelle, certains films sont produits à base de PLA, qui possède des propriétés barrières et optiques intéressantes pour ce type d'application (Penu et Helou 2017). Le PLA doit être mélangé à d'autres polymères, comme le PBAT (mélange Ecovio PBAT/PLA commercialisé) et/ou à des plastifiants pour générer des matériaux souples. Possédant une faible perméabilité à la vapeur d'eau et à l'oxygène, ils peuvent être utilisés pour l'emballage alimentaire de produits frais à faible durée de conservation comme les fruits et légumes. Leurs grandes propriétés barrières aux arômes, aux graisses et à l'huile en font également de bons candidats pour l'emballage cosmétique. De fait, ce matériau a fait l'objet de travaux de recherche visant à évaluer sa compostabilité, notamment en conditions mésophiles, plus proches de la réalité du compostage domestique. Moins nombreuses que celles concernant le compostage industriel de plastiques biosourcés et/ou biodégradables, plusieurs équipes de recherche se sont également intéressées au comportement des plastiques biosourcés et/ou biodégradable dans ces conditions de compostage domestique. La grande majorité d'entre elles proposent la réalisation d'essais simulés en laboratoire, selon des procédures permettant un meilleur control des procédures et des paramètres opératoires.

Le Tableau 24 de la page suivante présente les principaux résultats obtenus dans la littérature sur les films d'emballages fabriqués avec des polymères biosourcés.
<table><caption>Tableau 24 : Comportement au compostage domestique de plastiques biosourcés en conditions mésophiles simulées ou réelles.</caption><thead><tr><th>Références</th><th>Forme du PLA</th><th>Conditions</th><th>Temps</th><th>Constatation</th></tr></thead><tbody><tr><td>(Itävaara, Karjomaa, et Selin 2002a)</td><td>Films : PLLA</td><td>Simulées : tourbe, bois, déchets de fruits et végétaux, température variant naturellement de 10°C à 70°C</td><td>10 semaines</td><td>Film entièrement minéralisé en 70 jours</td></tr><tr><td>(Fukushima et al. 2009)</td><td>Films : PLA de 0,125 mm d'épaisseur</td><td>Simulées : boues, bois, feuilles, paille, 50-70% d'humidité relative, température de 40°C</td><td>39 semaines</td><td>Blanchissement en surface mais pas de perte de masse observée après 39 semaines</td></tr><tr><td>(Rudnik et Briassoulis 2011d)</td><td>Films : PLA 30 µm d'épaisseur<br>Source: NatureWorks</td><td>Réelles : compost constitué de fumier de mouton et sciure de bois en composteur extérieur, 52% d'humidité relative, températures comprises entre 15 °C et 42 °C</td><td>44 semaines</td><td>Pas de désintégration du PLA</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>Températures : 30 et 58°C<br>Analyses : suivi de la production de CO2, DCS, SEC, MALDI-TOF</td><td>225 jours</td><td>30°C : < 5% de conversion en CO2<br>58°C : > 90%<br>Hydrolyse des liaisons esters (aux extrémités des chaines), baisse de la MM et de la Tg</td></tr><tr><td>(Saadi et al. 2013)</td><td>Films : PBAT 1x2 cm (e = 0.1 µm)</td><td>Simulées : essais labo selon le protocole modifié ASTM D5988-03<br>Températures : 30 et 58°C<br>+ essai en cdt réelles de compostage (compost mature : standard ISO 14855)<br>Analyses : suivi de la production de CO2, DCS, SEC, MALDI-TOF<br>Analyses : pertes de masse, résistance mécanique, MM (GPC), microscopie optique</td><td>225 jours</td><td>30°C : < 20% de conversion en CO2<br>58°C : < 30%<br>Hydrolyse des liaisons esters (aux extrémités des chaines), baisse de la MM et de la Tg</td></tr><tr><td>(Karamanlioglu et Robson 2013)</td><td>Films d'emballages commerciaux PLA (NatureWorks)<br>7x3x0.02 cm et<br>2x2x0.02 cm<br>96% L, cristallinité<br>35%, MM élevé =<br>160 000 g/mol</td><td>Simulées : essais réalisés dans un compost (et sol) à différentes températures.<br>Température : 25, 37, 45, 50 et 55 °C.<br>+ essais dans sol, et extrait de sol de compost<br>Analyses : pertes de masse, résistance mécanique, MM (GPC), microscopie optique.</td><td>52 semaines</td><td>Influence significative de la température.<br>Dégradation plus rapide dans le compost et dans le sol /essais en milieu aqueux (extraits de sol ou de compost).<br>Pas de modification sur résis méca et MM à 25 et 37 °C</td></tr><tr><td>(Karamanlioglu, Houlden, et Robson 2014)</td><td>Films d'emballages commerciaux PLA (NatureWorks)<br>3x3.5x0.02 cm<br>96% L, cristallinité<br>35%, MM élevé =<br>160 000 g/mol</td><td>Simulées : essais réalisés dans un compost (et sol) à différentes températures.<br>Température : 25 et 50 °C.<br>+ essais dans sol, et extrait de sol de compost.<br>Analyses : pertes de masse, résistance mécanique, MM (GPC), microscopie optique, SEM, analyse pop. Fongiques</td><td>8 semaines</td><td>A et 25 °C, pas de biodégradation mise en évidence, opacité et pas de colonisation fongique</td></tr><tr><td>(Chomnutcha Boonmee 2016)</td><td>Films : PLA 2x2 cm (e = 0,5 mm)</td><td>Simulées : 61°C<br>Mix de sol et de boues<br>pH : 7-5.5<br>Analyses : suivi de la perte de masse, FTIR, SEM, TGA, Analyse élémentaire</td><td>90 jours</td><td>Perte de masse : >90% en fin d'incubation<br>Désintegration, puis biodégradation</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>(Schrader et al. 2017)</td><td>Pots pour l'horticulture<br>PLA + lignine (80/20)<br>PHA + DDGS (80/20)<br>PUR + fibre de papier<br>Etc...</td><td>Simulées : compostage domestique<br>Compost : déchets alim, déchets de jardin.<br>Mélange et retournement toutes les 2 semaines<br>Analyse : température, récupération des éch. pour évaluation de la perte de masse.</td><td>12 semaines</td><td>Température élevée : 26-61°C<br>Désintégration élevée.</td></tr><tr><td>Narancic et al. (2018)</td><td>Films :<br>20 x 20 x 0.2cm<br>PLA, PHB, PHO, PCL, PBS et TPS<br>PLA/PCL, PLA/PBS, PLA/PHB ; PLA/PHO, PCL/PHO, PCL/TPS</td><td>Simulées : ISO 14855-1<br>28°C, dans l'objectif de simuler le compostage domestique</td><td>52 semaines</td><td>Pas de biodégradation observée pour le PLA<br>Bonne biodégradation du PLA/P/PCL (80/20), PHB/PHO (85/15), PCL et TPS</td></tr><tr><td>(Napper et Thompson 2019)</td><td>Films : sacs commercialisés<br>- Oxodégradables 2<br>- Biodégradable : 1<br>- Compostable : 1<br>- Conventionnel : PE</td><td>Condition in situ d'enfouissement<br>Température : ambiante<br>Analyses : pertes de masse, apparence, FTIR, test de résistance à la traction</td><td>3 ans</td><td>Pas de modification des sacs.</td></tr></tbody></table>

Parmi les sources consultées, seuls Itävaara, Karjomaa, et Selin (2002b) sont parvenus à observer une biodégradation du PLA en compostage domestique, leur procédé de compostage domestique simulé ayant permis une montée en température jusqu'à 70°C. Ces résultats mettent en évidence la particularité du PLA à être récalcitrant au processus de compostage à des températures inférieures à 40°C, y compris sous forme de films de faible épaisseur. En effet, plus la température de compostage est éloignée de sa Tg (~60°C), moins le PLA est accessible aux attaques enzymatiques à cause d'une moindre mobilité de ses chaînes polymères selon Kale, Auras, et Singh (2007). A faible température, le taux d'hydrolyse abiotique est également moindre. Or, la littérature indique que le PLA est le polyester d'origine naturelle ou synthétique le moins susceptible de subir des attaques microbiennes (ul-Islam 2019) et que le processus d'hydrolyse abiotique est le principal mécanisme limitant de sa dégradation. L'hydrolyse abiotique du PLA représente donc une étape limitant la vitesse du processus de biodégradation, les micro-organismes n'étant pas en mesure d'initier la dépolymérisation avec leurs enzymes seules (Husárová et al. 2014). La montée en température conditionne donc particulièrement la biodégradation du PLA, le rendant plus difficile à composter en conditions non optimisées de compostage, comme c'est le cas du compostage domestique (Rudnik et Briassoulis, 2011). Ce dernier devrait de fait être dirigé vers une filière de compostage industriel. Néanmoins, il a été montré que, lorsqu'il est mélangé avec un autre polymère biodégradable à faible Tg comme la PCL, le PLA pouvait être biodégradé de manière satisfaisante en conditions de compostage domestique (Narancic et al. 2018).

Bien que la plupart des entités publiques comme l'ADEME ou des associations de compostage telles que le réseau Compost Plus fournissent des lignes directrices pour le compostage décentralisé, il reste très difficile d'établir un protocole harmonisé, garantissant la biodégradation effective des plastiques compostables dans des conditions non industrielles. Le compostage décentralisé est d'autant plus difficile à contrôler qu'il n'est pas une activité professionnelle de gestion des déchets mais une pratique de jardinage privée ou semi-collective. De plus, l'efficacité de ce processus n'est pas assurée toute l'année en raison des fluctuations saisonnières (dont la température ambiante et l'hygrométrie) influençant grandement la cinétique de biodégradation comme en attestent les résultats de l'ADEME. Dépendant des polymères et des formulations utilisées, le compostage décentralisé peut être plus ou moins efficace, avec une biodégradation plus lente pour les polymères à Tg élevée comme le PLA.
Globalement, la présence de plastiques biosourcés et biodégradables dans un compost domestique n'est pas souhaitable et semble apporter plus d'inconvénients que d'avantages. C'est notamment le cas pour les sacs plastiques et les films d'emballage dont les performances de biodégradation en conditions non contrôlées sont bien souvent décevantes. De plus, ces matières n'apportent pas ou peu de plus-value au compost et peuvent mener à la présence de micro-plastiques au-delà de la durée de biodégradation indiquée dans les normes. Si le matériau a validé la norme NF T 51-800, ces micro-plastiques ont démontré leur aptitude à se biodégrader entièrement dans des conditions de laboratoire.

L'impact de cette présence sur une plus longue durée et d'une accumulation potentielle, y compris d'autres constituants comme les additifs, n'est pour le moment pas connu. De fait, le compostage domestique des plastiques devrait uniquement être réalisé dans le cas de plastiques difficilement récupérables et déjà en contact avec des déchets organiques (cas de l'agriculture notamment) (Commission Européenne et EUNOMIA 2020).

### 4.4.2 Compostage industriel

La présence sur le marché de produits en plastiques biodégradables et compostables comme les sacs, les emballages et vaisselles jetables ouvre de nouvelles questions pour leur traitement en fin de vie. Leur recyclage mécanique étant rendu difficile par leur propriété de biodégradation (altération des polymères les rendant impropre à un recyclage matière), ils seraient plus adaptés à une valorisation organique par compostage. C'est d'ailleurs l'une des filières de valorisation prévus par la Directive 2008/98/CE relative aux déchets et la Directive 94-62 EC relative aux emballages. Cette dernière intègre ce mode de valorisation pour les emballages biodégradables et compostables. Le compostage industriel fait intervenir des procédés biologiques visant à valoriser la matière organique fermentescible tout en produisant des amendements organiques de qualités suffisantes pour être commercialisés et utilisés en agriculture.

En 2018, la part des emballages compostés dans des sites de compostage industriel avoisinait les 1% (Conseil National de l'Emballage 2019). Ce pourcentage est amené à augmenter avec la généralisation du tri à la source des biodéchets qui conduira au développement de la valorisation organique et des sites de compostage industriel en France. Dans le cadre du développement de la consommation des plastiques biodégradables, ce traitement de fin de vie présente un avantage évident lorsque ces derniers sont mélangés à des déchets organiques putrescibles, comme c'est le cas du flux OMR. En effet, dans ces conditions, le recyclage mécanique n'est pas réalisable pour ces plastiques qui se retrouvent soit incinérés, soit stockés en ISDND. Le développement de la consommation de plastiques biodégradables conduit à envisager leur traitement conjoint avec les biodéchets.

Le compostage industriel se déroule dans des conditions contrôlées d'aération, de température et d'humidité, et sur une durée limitée, garantissant une minéralisation et une stabilisation par humification de la matière organique ajoutée, ainsi que son hygiénisation en vue d'écarter les risques sanitaires liées à l'utilisation du compost produit. Cette pratique est encadrée par l'Arrêté du 22 avril 2008 pour les installations de compostages soumises à autorisation. Celui-ci impose des normes de transformation garantissant un traitement suffisant de l'ensemble des matières organiques traitées (montée en température à au moins 55°C, nombre de retournements, 12 semaines max de traitement) et prévoit des temps de séjour minimaux sur les aires de fermentation et de maturation, ainsi qu'une traçabilité des biodéchets en entrée de compostage. Dans le cas des plastiques, qui sont des matériaux plus complexes à biodégrader que les biodéchets classiques, l'aptitude au compostage industriel est
encadrée par la norme EN 13 432 (2000) qui reprend les méthodes d'essai de biodégradabilité et de désintégration de la norme ISO 14855-1 (2005) et précise également les critères d'acceptabilité du compost produit en termes d'écotoxicité et de teneur en métaux lourds.

Les conditions de détermination du degré de désintégration de matériaux plastiques sont précisées dans la norme ISO 20200 (2015) « Plastiques — Détermination du degré de désintégration de matériaux plastiques dans des conditions de compostage simulées lors d'un essai de laboratoire ».

Plusieurs articles proposent des revues bibliographiques sur le compostage des plastiques biosourcés e/ou biodégradables :

- (Huang, Shetty, et Wang 1990)

- (Chandra et Rustgi 1998)

- (Kijchavengkul et al. 2008b)

- (Hermann et al. 2011).

### 4.4.2.1 Compostage industriel du PLA

Comme souligné dans le paragraphe 4.4.1 sur le « *Compostage décentralisé* » page 135, le PLA se dégrade lentement dans des conditions de compostage domestique (Rudnik et Briassoulis 2011b). Il est considéré comme étant compostable dans des conditions industrielles où la phase thermophile, qui se traduit par une augmentation de la température, est favorable à l'hydrolyse abiotique et biotique (Lyu et al. 2007). Le Tableau 25 présente les résultats obtenus par différentes équipes de recherches travaillant sur le compostage du PLA en conditions industrielles, réelles ou simulées. Il est nécessaire de préciser que, si les résultats obtenus en conditions simulées permettent de déterminer si un plastique ou un emballage est biodégradable, ils ne permettent pas de garantir que ce plastique sera biodégradé avec succès dans une installation de compostage réelle. Par conséquent, il est important de tester également la biodégradation de l'emballage complet dans des conditions réelles de compostage industriel.

<table><caption>Tableau 25 : Comportement du PLA au compostage industriel en conditions réelles ou simulées.</caption><thead><tr><td>Références</td><td>Forme du PLA</td><td>Conditions</td><td>Temps</td><td>Constatation</td></tr></thead><tbody><tr><td>(Ho et al. 1999)</td><td>Films : PLA</td><td>Réelles : site de compostage (USA) 55-60°C, 50-70% humidité relative, feuilles</td><td>3 semaines</td><td>Temps de biodégradation estimé à 3 semaines</td></tr><tr><td>Ghorpade et al. (2001)</td><td>Films: PLA (EcoPLA™) 25x75x1,5 mm³</td><td>Simulées : compost constitué de déchets verts, flux d'air humidifié constant, humidité relative comprise entre 49 et 55%, 52°C</td><td>4 semaines</td><td>Opacité et perte de propriétés mécaniques après 1 semaine de compostage. Production de CO₂ plus importante dans les composts contenant du PLA que dans le compost témoin</td></tr><tr><td>(Tuominen, Kylma, et al. 2002)</td><td>Poudres : PLA PLLA</td><td>Simulées : (CEN prEN 14046), Température : 58°C</td><td>29 semaines</td><td>92 % biodégradation</td></tr><tr><td>(Kunioka, Ninomiya, et Funabashi 2006)</td><td>Poudres : PLA (échantillons cryobroyés) : 250 µm et 125 µm</td><td>Simulées : Standard ISO 148556-1 et 2. Deux températures : 58 et 70° Compost reconstitué Analyse : perte de masse, production de CO₂</td><td>7 mois</td><td>Influence nette des conditions de préparation des poudres.</td></tr></tbody></table>