# Plastiques biosourcés et/ou biodégradables en fin de vie. Conditions et conséquences sur leur valorisation dans les filières actuelles de valorisation des déchets

Association Record, R. Bayard, V. Massardier

► To cite this version:

Association Record, R. Bayard, V. Massardier. Plastiques biosourcés et/ou biodégradables en fin de vie. Conditions et conséquences sur leur valorisation dans les filières actuelles de valorisation des déchets. n°18-0916/1A, RECORD. 2020, pp.281. hal-05072112

HAL Id: hal-05072112

https://hal.science/hal-05072112v1

Submitted on 26 May 2025

HAL is a multi-disciplinary open access
archive for the deposit and dissemination of sci-
entific research documents, whether they are pub-
lished or not. The documents may come from
teaching and research institutions in France or
abroad, or from public or private research centers.

L'archive ouverte pluridisciplinaire HAL, est
destinée au dépôt et à la diffusion de documents
scientifiques de niveau recherche, publiés ou non,
émanant des établissements d'enseignement et de
recherche français ou étrangers, des laboratoires
publics ou privés.

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

Distributed under a Creative Commons Attribution 4.0 International License
# Plastiques bios源cés et/ou biodégradables en fin de vie

Conditions et conséquences sur leur valorisation dans les filières actuelles de valorisation des déchets

<figure><img src="image_2.png" /></figure>
PLASTIQUES BIOSOURCES ET/OU BIODEGRADABLES
EN FIN DE VIE

CONDITIONS ET CONSEQUENCES SUR
LEUR VALORISATION DANS LES FILIERES ACTUELLES
DE VALORISATION DES DECHETS

RAPPORT FINAL

novembre 2020

R. BAYARD - DEEP - INSA Lyon
V. MASSARDIER - IMP - INSA Lyon

INSA

INSTITUT NATIONAL
DES SCIENCES
APPLIQUEES
LYON

<figure><img src="image_3.png" /></figure>

UNIVERSITÉ
DE LYON
Créée à l'initiative du Ministère en charge de l'Environnement, l'association RECORD est depuis 1989, le catalyseur d'une coopération entre industriels, institutionnels et chercheurs.

Acteur reconnu de la recherche appliquée dans le domaine des déchets, des sols pollués et de l'utilisation efficace des ressources, RECORD a comme objectif principal le financement et la réalisation d'études et de recherches dans une perspective d'économie circulaire.

Les membres de ce réseau (groupes industriels et institutionnels) définissent collégialement des programmes d'études et de recherche adaptés à leurs besoins. Ces programmes sont ensuite confiés à des laboratoires publics ou privés.

### Avertissement :

Les rapports ont été établis au vu des données scientifiques et techniques et d'un cadre réglementaire et normatif en vigueur à la date de l'édition des documents.

Ces documents comprennent des propositions ou des recommandations qui n'engagent que leurs auteurs. Sauf mention contraire, ils n'ont pas vocation à représenter l'avis des membres de RECORD.

* ✓ Pour toute reprise d'informations contenues dans ce document, l'utilisateur aura l'obligation de citer le rapport sous la référence :

**RECORD**, Plastiques biosourcés et/ou biodégradables en fin de vie. Conditions et conséquences sur leur valorisation dans les filières actuelles de valorisation des déchets, 2020, 281 p, n°18-0916/1A

* ✓ Ces travaux ont reçu le soutien de l'ADEME (Agence de la transition écologique) www.ademe.fr

### Comité de suivi de l'étude :

Gérard ANTONINI - RECORD, Catherine BAUMGARTNER - EDF, Bertrand CHERPIN - RENAULT-TECHNOCENTRE, Bénédicte COUFFIGNAL - RECORD, Virginie DECOTTIGNIES - CIRSEE-SUEZ ENVIRONNEMENT, Alice GUEUDET - ADEME, Doris NICKLAUS - MTES, Marie-Claire MAGNIE - SUEZ RECYCLAGE, Adeline PILLET - ADEME, Patrick PINENQ - TOTAL
## RESUME

La demande industrielle de plastiques biosourcés et/ou biodégradables augmente au fil de la prise de conscience de la nécessité de développer une société moins dépendante des ressources fossiles. De nouveaux produits sont développés pour répondre à la demande de production de biens de consommation et d'équipement, tout en satisfaisant les exigences réglementaires et sociétales. La diversification des matières plastiques nécessite de prendre en considération leur intégration dans les filières actuelles de traitement et de valorisation des déchets solides : filières de recyclage mécanique, filières biologiques de valorisation matière et/ou énergie (compostage, méthanisation) et filières pouvant être amenées à se développer en se basant sur du recyclage chimique et biochimique. Basée sur une revue détaillée de la littérature scientifique et technique, de retours d'expériences industrielles, cette étude a pour objectif d'identifier les conséquences de la présence de plastiques biosourcés dans les filières de traitement des déchets solides citées ci-dessus. Il conviendra de cerner les enjeux de recherche et développement technologique favorisant leur intégration effective dans les filières actuelles et futures de valorisation circulaire des ressources.

## MOTS CLES

Polymère, biosourcé, pétrosourcé, biodégradable, valorisation, filière de traitement, gestion des déchets, fin de vie, recyclage matière, recyclage matière, recyclage chimique, recyclage biochimique, compostage, méthanisation

## SUMMARY

The industrial demand for biosourced plastics is increasing because of the need to develop a society that is less dependent on fossil resources. New products are developed to meet the demand for production of consumer goods and equipment as well as to meet regulatory and societal demands. Diversification of bioplastics requires consideration of their integration into current (and future) processes for the treatment and recovery of solid waste: mechanical recycling, chemical recycling, biological recovery of material and / or energy (composting, anaerobic digestion). Based on a detailed review of the scientific and technical literature, as well as feedback from industrial experiments, this study aims at identifying the consequences of the presence of bioplastics in the solid waste treatment sectors and to identify research and development issues favoring their effective integration into current and future value chains of circular resources.

## KEY WORDS

Polymer, biobased, biodegradable, valorization, treatment process, waste management, end of life, mechanical recycling, chemical recycling, organic recycling, composting, anaerobic digestion
TABLE DES MATIERES

<table><tr><td>Table des illustrations</td><td>8</td></tr><tr><td>1 Introduction générale</td><td>15</td></tr><tr><td>2 Plastiques biosourcés et pétrosourcés, biodégradables ou non</td><td>17</td></tr><tr><td>2.1 Introduction</td><td>17</td></tr><tr><td>2.2 Production</td><td>17</td></tr><tr><td>2.2.1 Prix</td><td>19</td></tr><tr><td>2.2.2 Producteurs de résines biosourcées</td><td>19</td></tr><tr><td>2.3 Polymères pétrosourcés biodégradables</td><td>21</td></tr><tr><td>2.3.1 Polymères pétrosourcés</td><td>21</td></tr><tr><td>2.3.2 Polymères pétrosourcés ET biodégradables</td><td>22</td></tr><tr><td>2.3.3 Polymères biosourcés, biodégradables ou non</td><td>22</td></tr><tr><td>2.3.4 Polymères biosourcés produits à l'état naturel</td><td>23</td></tr><tr><td>2.4 Additifs</td><td>25</td></tr><tr><td>3 Filières de gestion des déchets plastiques</td><td>27</td></tr><tr><td>3.1 Plastiques et déchets</td><td>27</td></tr><tr><td>3.2 Gestion des déchets</td><td>28</td></tr><tr><td>3.3 Gestion des plastiques non séparés et traités avec d'autres déchets : gestion des plastiques dans les ordures ménagères résiduelles</td><td>32</td></tr><tr><td>3.3.1 Gestion des ordures ménagères résiduelles</td><td>32</td></tr><tr><td>3.3.2 Traitement mécano-(biologiques) - TM et TMB</td><td>33</td></tr><tr><td>3.4 Gestion sélective des déchets plastiques et valorisation</td><td>38</td></tr><tr><td>3.4.1 Tri des plastiques</td><td>38</td></tr><tr><td>3.4.2 Recyclage mécanique – 99% du recyclage des plastiques</td><td>39</td></tr><tr><td>3.4.3 Recyclage chimique (ou recyclage physico-chimique) – en développement</td><td>44</td></tr><tr><td>3.4.4 Recyclage biochimique – utilisation d'enzymes de dépolymérisation – en développement</td><td>54</td></tr><tr><td>3.4.5 Valorisation énergétique – (pyro-)gazéification</td><td>68</td></tr><tr><td>3.5 Gestion des plastiques dans un flux de déchets organiques fermentescibles – valorisation/recyclage organique</td><td>70</td></tr><tr><td>3.5.1 Gisements et filières</td><td>70</td></tr><tr><td>3.5.2 Compostage</td><td>72</td></tr><tr><td>3.5.3 Méthanisation</td><td>78</td></tr></table>
<table><tr><td>3.5.4</td><td>Conclusions</td><td>83</td></tr><tr><td>4</td><td>Intégration des plastiques biosourcés et/ou biodégradables dans les filières de gestion des déchets</td><td>84</td></tr><tr><td>4.1</td><td>Usages et fins de vie des plastiques biosourcés et/ou biodégradables</td><td>84</td></tr><tr><td>4.1.1</td><td>Contexte sur les plastiques biosourcés et déchets</td><td>84</td></tr><tr><td>4.1.2</td><td>Gisements de déchets plastiques biosourcés</td><td>85</td></tr><tr><td>4.1.3</td><td>Usages et fins de vie</td><td>86</td></tr><tr><td>4.1.4</td><td>Répartition des plastiques biosourcés et/ou biodégradables en fonction des usages</td><td>89</td></tr><tr><td>4.2</td><td>Scénario 1 : Plastiques biosourcés et/ou biodégradables dans un flux d'ordures ménagères résiduelles</td><td>92</td></tr><tr><td>4.2.1</td><td>Flux de déchets</td><td>92</td></tr><tr><td>4.2.2</td><td>Incinération des plastiques biosourcés et/ou biodégradables</td><td>93</td></tr><tr><td>4.2.3</td><td>Stockage ultime des plastiques biosourcés et/ou biodégradables en mélange avec les ordures ménagères résiduelles</td><td>95</td></tr><tr><td>4.3</td><td>Scénario 2 : Plastiques biosourcés et/ou biodégradables dans un flux issu de la collecte sélective de déchets</td><td>98</td></tr><tr><td>4.3.1</td><td>Filières de collecte et de tri</td><td>98</td></tr><tr><td>4.3.2</td><td>Tri</td><td>102</td></tr><tr><td>4.3.3</td><td>Recyclage mécanique du PLA</td><td>106</td></tr><tr><td>4.3.4</td><td>Recyclage chimique</td><td>112</td></tr><tr><td>4.3.5</td><td>Comparaison recyclages chimique/mécanique</td><td>122</td></tr><tr><td>4.3.6</td><td>Recyclage biochimique</td><td>123</td></tr><tr><td>4.4</td><td>Scénario 3 : Plastiques biosourcés et/ou biodégradables dans un flux de biodéchets</td><td>130</td></tr><tr><td>4.4.1</td><td>Compostage décentralisé</td><td>135</td></tr><tr><td>4.4.2</td><td>Compostage industriel</td><td>140</td></tr><tr><td>4.4.3</td><td>Digestion anaérobie (ou méthanisation)</td><td>150</td></tr><tr><td>4.4.4</td><td>Autre fin de vie « contrôlée » : usage agricole, avec retour au sol</td><td>155</td></tr><tr><td>4.4.5</td><td>Facteurs influençant la biodégradation des polymères</td><td>159</td></tr><tr><td>5</td><td>Principales conclusions et perspectives de recherche sur les polymères biosourcés et/ou biodégradables et leur fin de vie</td><td>164</td></tr><tr><td>5.1</td><td>Recyclage mécanique</td><td>165</td></tr><tr><td>5.2</td><td>Recyclage chimique</td><td>166</td></tr><tr><td>5.3</td><td>Recyclage biochimique</td><td>167</td></tr><tr><td>5.4</td><td>Traitement biologique</td><td>169</td></tr></table>
<table>
  <tbody>
    <tr>
      <td>5.4.1</td>
      <td>Que signifient exactement les termes biosourcé, dégradable, biodégradable, compostable, etc.?</td>
      <td>169</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>5.4.2</td>
      <td>Comment évaluer la biodégradabilité d'un matériau plastique?</td>
      <td>169</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>5.4.3</td>
      <td>Comment évaluer la biodégradabilité d'un polymère en conditions réelles?</td>
      <td>171</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>5.4.4</td>
      <td>Comment évaluer la désintégration d'un matériau plastique?</td>
      <td>171</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>5.4.5</td>
      <td>Quelles sont les conséquences de la biodégradation des plastiques biosourcés et/ou biodégradables?</td>
      <td>172</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>5.5</td>
      <td>Ecoconception de polymères biosourcés et/ou biodégradables</td>
      <td>174</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6</td>
      <td>Annexes</td>
      <td>177</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.1</td>
      <td>Recherche d'informations</td>
      <td>178</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.1.1</td>
      <td>Entretiens</td>
      <td>178</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.1.2</td>
      <td>Recherche documentaire -rapports, thèses et articles scientifiques</td>
      <td>180</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.1.3</td>
      <td>Recherche de normes techniques</td>
      <td>185</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.2</td>
      <td>Synthèse des réglementations Européenne et Française en lien avec la gestion des déchets et les plastiques</td>
      <td>192</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.2.1</td>
      <td>Plastiques et réglementation</td>
      <td>192</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.2.2</td>
      <td>Plastiques et contexte international</td>
      <td>192</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.2.3</td>
      <td>Réglementation Européenne</td>
      <td>193</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.2.4</td>
      <td>Réglementation Française</td>
      <td>197</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.3</td>
      <td>Définitions</td>
      <td>205</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.3.1</td>
      <td>Définitions des termes généraux</td>
      <td>206</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.3.2</td>
      <td>Définitions des termes associés à la (bio)dégradation d'un polymère</td>
      <td>209</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.3.3</td>
      <td>Définitions des termes associés à la fin de vie des matériaux polymères</td>
      <td>212</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.4</td>
      <td>Focus sur les mécanismes de biodégradation des polymères</td>
      <td>213</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.4.1</td>
      <td>Dégradation abiotique des polymères</td>
      <td>214</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.4.2</td>
      <td>Dégradation biologique des polymères - biodégradation</td>
      <td>215</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.5</td>
      <td>Fiches techniques sur les principales normes associées aux polymères biosourcés et/ou biodégradables</td>
      <td>218</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.5.1</td>
      <td>Méthodes d'évaluation de la teneur en carbone biosourcé</td>
      <td>218</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.5.2</td>
      <td>Biodégradation aérobie en milieu solide - conditions de compostage industriel contrôlé</td>
      <td>220</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.5.3</td>
      <td>Biodégradation aérobie en milieu solide - conditions de compostage domestique...</td>
      <td>222</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.5.4</td>
      <td>Biodégradation aérobie en milieu solide - conditions d'enfouissement dans le sol...</td>
      <td>223</td>
    </tr>
    <tr>
      <td>6.5.5</td>
      <td>Biodégradation aérobie en milieu liquide - boues activées</td>
      <td>224</td>
    </tr>
  </tbody>
</table>
<table><tr><td>6.5.6</td><td>Biodégradation anaérobie en milieu solide – boues anaérobie à teneur élevée en solides</td><td>225</td></tr><tr><td>6.5.7</td><td>Biodégradation anaérobie en milieu liquide – boues anaérobie à faible teneur en solide</td><td>226</td></tr><tr><td>6.6</td><td>Fiches techniques sur les principaux polymères biosourcés</td><td>227</td></tr><tr><td>6.6.1</td><td>Polyhydroxyalkanoates (PHAs)</td><td>228</td></tr><tr><td>6.6.2</td><td>Esters de cellulose</td><td>233</td></tr><tr><td>6.6.3</td><td>Acide polylactique (PLA)</td><td>237</td></tr><tr><td>6.6.4</td><td>Polybutyrate ou polybutylène adipate téréphtalate (PBAT)</td><td>242</td></tr><tr><td>6.6.5</td><td>Polybutylène succinate (PBS)</td><td>245</td></tr><tr><td>6.6.6</td><td>Polycaprolactone (PCL)</td><td>249</td></tr><tr><td>6.6.7</td><td>Polyéthylène biosourcé (PE)</td><td>253</td></tr><tr><td>6.6.8</td><td>Polyéthylène 2,5-furandicarboxylate ou Polyethylene Fuoranate (PEF)</td><td>255</td></tr><tr><td>7</td><td>Références Bibliographiques</td><td>259</td></tr></table>
FIGURES

<table><tr><td>Figure 1 : Capacités de production mondiale des plastiques biosourcés d'après (European Bioplastics 2018)</td><td>18</td></tr><tr><td>Figure 2 : Classification des polymères biosourcés (Avérrous 2004)</td><td>22</td></tr><tr><td>Figure 3 : Options de TM et TMB dans la gestion intégrée des ordures ménagères résiduelles</td><td>34</td></tr><tr><td>Figure 4 : Filières de traitement des déchets plastiques, recyclage par voies chimique et mécanique et valorisation énergétique (d'après 2ACR, http://www.2acr.eu/)</td><td>39</td></tr><tr><td>Figure 5 : Le down-cycling, avec la valeur du matériau en échelle verticale</td><td>44</td></tr><tr><td>Figure 6 : Les différentes voies de solvolyse des PET (en vert), leurs produits (en blanc) et les différentes possibilités de reformation de polymères (en bleu) ou d'utilisation autres (en rose)</td><td>46</td></tr><tr><td>Figure 7 : Solvolyse du PET en milieu aqueux alcalin (NaOH), avec à gauche la coupure des chaînes polymères (A) et, à droit, une proposition de mécanisme de la réaction d'hydrolyse (B) (d'après (Sinha, Patel, et Patel 2010))</td><td>46</td></tr><tr><td>Figure 8 : Réaction d'acidification d'un sel de téréphtalate de sodium en présence d'acide sulfurique (d'après (Sinha, Patel, et Patel 2010))</td><td>47</td></tr><tr><td>Figure 9 : Solvolyse du PET en milieu aqueux acide (H<sub>2</sub>SO<sub>4</sub>), avec la coupure des chaînes polymères (A) et, à droite, une proposition de mécanisme de la réaction d'hydrolyse (B) (d'après (Sinha et al., 2010))</td><td>47</td></tr><tr><td>Figure 10 : Glycolyse du PET avec génération de BHET (Shukla et Harad 2006)</td><td>48</td></tr><tr><td>Figure 11 : Alcoolyse du PET menant au BHET avec R = CH<sub>3</sub> pour une méthanolyse (cas le plus cité dans la littérature) et, R = CH<sub>2</sub> - CH<sub>3</sub> pour une éthanolyle (Paszun et Spychaj 1997)</td><td>49</td></tr><tr><td>Figure 12 : Aminolyse du PET (Shukla et Harad 2006)</td><td>50</td></tr><tr><td>Figure 13 : Ammonolyse du PET (Mittal et al. 2010)</td><td>50</td></tr><tr><td>Figure 14 : Représentation schématique du mécanisme d'hydrolyse enzymatique d'un polymère</td><td>55</td></tr><tr><td>Figure 15 : Proposition de mécanisme de d'oxydation enzymatique de polyéthylène prétraité (d'après (Ammala et al. 2011))</td><td>61</td></tr><tr><td>Figure 16 : Produits de la dépolymérisation enzymatique d'un film de PET par une polyester hydrolase (d'après (Barth et al. 2015))</td><td>63</td></tr><tr><td>Figure 17 : Dépolymérisation biocatalytique du PET (Ronkvist et al. 2009)</td><td>64</td></tr><tr><td>Figure 18 : Mécanismes de dépolymérisation enzymatique des Polyuréthanes (R. Wei et Zimmermann 2017a; 2017b)</td><td>65</td></tr><tr><td>Figure 19 : Classification des déchets organiques fermentescibles et biodéchets</td><td>70</td></tr><tr><td>Figure 20 : Les étapes du compostage des déchets organiques fermentescibles (Bayard et Gourdon 2010)</td><td>73</td></tr></table>
<table>
  <tr>
    <td>Figure 21 : Etapes principales d'un procédé de méthanisation (Bayard et Gourdon 2010).</td>
    <td>79</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 22 : Représentation des étapes du métabolisme de biodégradation de la matière organique en condition d'anaérobiose (Bayard et Gourdon 2010).</td>
    <td>80</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 23 : Capacités de production des applications principales des plastiques biosourcés selon (European Bioplastics 2018).</td>
    <td>87</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 24 : Applications principales des plastiques biosourcés et biodégradables selon European Bioplastics et nova-Institute (2019) : https://www.european-bioplastics.org/market/</td>
    <td>87</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 25 : Cycle de vie des plastiques biosourcés au travers de différents scénarios de fin de vie (d'après Spierling, Röttger, et al. 2018).</td>
    <td>91</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>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).</td>
    <td>99</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 27 : Options de recyclage pour un plastique biosourcé ou biodégradable (adaptée de Niaounakis 2019).</td>
    <td>101</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 28 : Formules chimique du PET en haut et du PLA en bas (Lee 2012).</td>
    <td>104</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 29 : Schématisation des étapes du recyclage mécanique du PLA (Piemonte, Sabatini, et Gironi 2013).</td>
    <td>106</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 30 : Oligomères détectés par spectrométrie de masse dans le PLA recyclé (Badia et Ribes-Greus 2016).</td>
    <td>107</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 31 : Différentes voies de dégradation chimique du PLA (Badia et Ribes-Greus 2016).</td>
    <td>108</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 32 : Structures chimiques des liquides ioniques à base de phosphonium decanoate (IL-1) et de phosphonium tetrafluoroborate (IL-2) (Park et Xanthos 2009).</td>
    <td>110</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 33 : ATG du PLA brut, du PLA avec le liquide ionique IL-1 et le liquide ionique IL-2 (Park et Xanthos 2009).</td>
    <td>110</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 34 : Effet de l'ajout de E-BA-GMA dans un mélange de PLA/PET extrudé (Gere et Czigany 2020).</td>
    <td>111</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 35 : Schéma simplifié du recyclage chimique des plastiques, d'après IHS Markit (2019) https://ihsmarkit.com</td>
    <td>112</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 36 : Production de PLA par ouverture de cycles à partir de déchets de PLA (Hagen 2014).</td>
    <td>113</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 37 : Schématisation des étapes de dépolymérisation thermique du PLA (Narayan, Wu, et Criddle 2013).</td>
    <td>114</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 38 : Réaction de dépolymérisation thermique du PLA (Piemonte, Sabatini, et Gironi 2013).</td>
    <td>114</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 39 : Réaction d'alcoolyse du PLA (Carné Sánchez et Collinson 2011).</td>
    <td>115</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 40 : Formule chimique d'un lactide (Lamartine & Scharff, 1998).</td>
    <td>116</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 41 : Schématisation de la polymérisation et de la dépolymérisation du PLLA (Motoyama et al. 2007).</td>
    <td>117</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 42 : Schématisation du mécanisme de dépolymérisation du PLLA avec du MgO (Omura et al. 2006).</td>
    <td>118</td>
  </tr>
</table>
<table>
  <tr>
    <td>Figure 43 : Schéma de deux voies de recyclage chimique du PLLA/PBS (Tsuneizumi et al. 2010).</td>
    <td>119</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 44 : Processus de séparation et recyclage de déchets de PLA et PET mélangés (Carné Sánchez et Collinson 2011).</td>
    <td>120</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 45 : Formule chimique du liquide ionique [MIMPS]FeCl<sub>4</sub> utilisé comme catalyseur.</td>
    <td>121</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 46 : Mécanisme possible de méthanolyle du PHB en présence de [MIMPS]FeCl<sub>4</sub> (Song et al. 2018).</td>
    <td>121</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 47 : Comparaison de différentes voies de recyclage – Méthodologie Ecoindicator99 – si indice &gt; 0, effet négatif. 3 options de recyclage chimique testées (Piemonte, Sabatini, et Gironi 2013).</td>
    <td>122</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 48 : Recyclage biochimique du PLA (Takahashi et al. 2004).</td>
    <td>123</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 49 : Recyclage biochimique du PHB (Kaihara et al. 2005).</td>
    <td>124</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 50 : Recyclage biochimique du PBS (Okajima et al. 2003).</td>
    <td>125</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 51 : Recyclage biochimique de la PCL (Matsumura, Ebata, et Toshima 2000).</td>
    <td>126</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 52 : Structures chimiques du PET et du PEF.</td>
    <td>126</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 53 : Scénarios possibles de traitement biologique pour les polymères biodégradables (d'après Niaounakis 2019).</td>
    <td>132</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 54 : Facteurs influençant la dégradation d'un polymère (adapté de Rémy, 2014).</td>
    <td>159</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 55 : Distribution des reviews par année de publication en lien avec les polymères biosourcés (Web of Science).</td>
    <td>183</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 56 : Principaux pays publiant des revues sur les polymères biosourcés (Web of Science).</td>
    <td>183</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 57 : Principaux établissements publiant des revues sur les polymères biosourcés (Web of Science).</td>
    <td>183</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 58 : Fin de vie de matériaux polymères et normes d'évaluation de la biodégradabilité.</td>
    <td>186</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 59 : Schéma simplifié du processus de biodégradation d'un polymère plastique, 1) Etape de fragmentation, 2) Etape d'assimilation et de minéralisation.</td>
    <td>213</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 60 : Mécanisme de biodégradation d'un matériau polymère.</td>
    <td>214</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 61 : Hydrolyse d'une liaison ester.</td>
    <td>214</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 62 : Proposition de mécanisme de photo-oxydation (d'après Grima, 2002).</td>
    <td>215</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 63 : Voies de production de composés chimiques issus de ressources biologiques. Les flèches en rouge traduisent un procédé de synthèse chimique, les flèches bleues traduisent une voie de synthèse biologique (Lee et al., 2019).</td>
    <td>227</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 64 : Distribution des documents par année de publication sur les PHA.</td>
    <td>228</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 65 : Distribution des documents par année de publication sur les esters de cellulose.</td>
    <td>233</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 66 : Distribution des documents par année de publication sur les PLA.</td>
    <td>237</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 67 : Acide lactique et polymère PLA.</td>
    <td>238</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Figure 68 : Voies de synthèse de la production de polymères PLA (d'après Quentin, 2014).</td>
    <td>238</td>
  </tr>
</table>
<table><tr><td>Figure 69 : Stéréo-isomères du lactide (diester cyclique de l'acide lactique) D-lactide, L-lactide, méso lactide.</td><td>239</td></tr><tr><td>Figure 70 : Distribution des documents par année de publication sur les PBAT.</td><td>242</td></tr><tr><td>Figure 71 : Formule chimique du polybutylène adipate téréphtalate (PBAT) (de Carvalho, Nascimento Filho, et Diniz 2018).</td><td>242</td></tr><tr><td>Figure 72 : Distribution des documents par année de publication sur les PBS.</td><td>245</td></tr><tr><td>Figure 73 : Présentation du PBS et les deux principaux monomères utilisés pour sa synthèse.</td><td>245</td></tr><tr><td>Figure 74 : Distribution des documents par année de publication sur les PCL.</td><td>249</td></tr><tr><td>Figure 75 : Formules chimiques du monomère de ε-caprolactone et de la poly (ε-caprolactone) (Guirous, 2011).</td><td>249</td></tr><tr><td>Figure 76 : Voies de synthèse de la PCL, par ouverture de cycle avec un catalyseur à partir de la ε-caprolactone, par ouverture de cycle avec un radical et par polycondensation (Polycaprolactone).</td><td>250</td></tr><tr><td>Figure 77 : Distribution des documents par année de publication sur les PE biosourcés.</td><td>253</td></tr><tr><td>Figure 78 : Formule chimique du polyéthylène et de son monomère.</td><td>254</td></tr><tr><td>Figure 79 : Distribution des documents par année de publication sur les PEF.</td><td>256</td></tr><tr><td>Figure 80 : Formule chimique du PEF et de ses monomères.</td><td>256</td></tr></table>
<table><tr><td>Tableau 22 : Composition des différents PHB obtenus par pyrolyse (Ariffin et al. 2010)</td><td>121</td></tr><tr><td>Tableau 23 : Principaux brevets Carbios (d'après Niaounakis 2019)</td><td>127</td></tr><tr><td>Tableau 24 : Comportement au compostage domestique de plastiques biosourcés en conditions mésophiles simulées ou réelles</td><td>138</td></tr><tr><td>Tableau 25 : Comportement du PLA au compostage industriel en conditions réelles ou simulées</td><td>141</td></tr><tr><td>Tableau 26 : Comportement en conditions de compostage industriel simulées des PHAs</td><td>145</td></tr><tr><td>Tableau 27 : Comportement en conditions de compostage industriel simulées du PBS</td><td>146</td></tr><tr><td>Tableau 28 : Comportement en conditions de compostage industriel simulées de la PCL</td><td>147</td></tr><tr><td>Tableau 29 : Comportement en conditions de compostage industriel simulées du PBAT</td><td>148</td></tr><tr><td>Tableau 30 : Comportement du PLA en digestion anaérobie thermophile ou mésophile</td><td>151</td></tr><tr><td>Tableau 31 : Comportement du PBS en digestion anaérobie thermophile ou mésophile</td><td>152</td></tr><tr><td>Tableau 32 : Comportement des PHAs en digestion anaérobie thermophile ou mésophile</td><td>153</td></tr><tr><td>Tableau 33 : Comportement des plastiques biosourcés et/ou biodégradables à usage agricole type paillage au contact ou enfoui dans un sol</td><td>156</td></tr><tr><td>Tableau 34 : Propriétés de dégradabilité de polymères biosourcés et/ou biodégradables</td><td>162</td></tr><tr><td>Tableau 35 : Nombre de publications en fonction des différentes combinaisons possible sur le sujet des polymères biosourcés</td><td>181</td></tr><tr><td>Tableau 36 : Nombre de publications en fonction des différentes combinaisons possible sur le sujet des polymères biosourcés</td><td>182</td></tr><tr><td>Tableau 37 : Synthèse des principales normes d'évaluation de la biodégradation des matériaux polymères en milieux biologiquement actifs</td><td>190</td></tr><tr><td>Tableau 38 : Labels existant sur le marché des plastiques biosourcés et/ou biodégradables et correspondance avec les normes respectées</td><td>191</td></tr><tr><td>Tableau 39 : Termes relatifs à la compréhension globale</td><td>206</td></tr><tr><td>Tableau 40 : Termes relatifs au processus de (bio)dégradation d'un polymère</td><td>209</td></tr><tr><td>Tableau 41 : Termes relatifs aux traitements et à la valorisation</td><td>212</td></tr><tr><td>Tableau 42 : Labels indiquant la teneur en carbone biosourcé d'un produit</td><td>219</td></tr><tr><td>Tableau 43 : Fiche 1 - Biodégradation aérobie en milieu solide - conditions de compostage industriel contrôlé</td><td>220</td></tr><tr><td>Tableau 44 : Fiche 2 - Biodégradation aérobie en milieu solide - conditions de compostage domestique</td><td>222</td></tr><tr><td>Tableau 45 : Fiche 3 - Biodégradation aérobie en milieu solide - conditions d'enfouissement dans le sol</td><td>223</td></tr><tr><td>Tableau 46 : Fiche 4 - Traitement aérobie en milieu liquide - boues activées</td><td>224</td></tr><tr><td>Tableau 47 : Fiche 5 - Biodégradation anaérobie en milieu solide - boues anaérobie à teneur élevée en solides - conditions thermophiles de température</td><td>225</td></tr></table>
<table><tr><td>Tableau 48 : Fiche 6 - Biodégradation anaérobie en milieu liquide - boues anaérobies à faible teneur en solide - conditions mésophiles de température</td><td>226</td></tr><tr><td>Tableau 49 : Choix des mots-clés sur le PHA</td><td>228</td></tr><tr><td>Tableau 50 : Caractéristiques structurales des polymères de la famille des PHA</td><td>229</td></tr><tr><td>Tableau 51 : Propriété physiques et chimiques de polymères de la famille des PHA</td><td>230</td></tr><tr><td>Tableau 52 : Principaux producteurs mondiaux de PHA (Wertz, 2016)</td><td>231</td></tr><tr><td>Tableau 53 : Choix des mots-clés sur les esters de cellulose</td><td>233</td></tr><tr><td>Tableau 54 : Présentation des principales caractéristiques des celluloses actuellement disponibles sur le marché</td><td>235</td></tr><tr><td>Tableau 55 : Choix des mots clés sur le PLA</td><td>237</td></tr><tr><td>Tableau 56 : Présentation des principales caractéristiques des PLA actuellement disponibles sur le marché</td><td>239</td></tr><tr><td>Tableau 57 : Choix des mots-clés sur le PBAT</td><td>242</td></tr><tr><td>Tableau 58 : Présentation des principales caractéristiques des PBAT actuellement disponibles sur le marché</td><td>243</td></tr><tr><td>Tableau 59 : Choix des mots-clés sur le PBS</td><td>245</td></tr><tr><td>Tableau 60 : Présentation des principales caractéristiques des PBS actuellement disponibles sur le marché</td><td>246</td></tr><tr><td>Tableau 61 : Producteurs de PBS et copolymères dans le monde (Adamopoulou, Papaspyrides, et Vouyiouka 2012)</td><td>247</td></tr><tr><td>Tableau 62 : Choix des mots-clés sur la PCL</td><td>249</td></tr><tr><td>Tableau 63 : Présentation des principales caractéristiques des PCL actuellement disponibles sur le marché</td><td>251</td></tr><tr><td>Tableau 64 : Propriétés des polymères et copolymères d'acide lactique et de caprolactone</td><td>252</td></tr><tr><td>Tableau 65 : Choix des mots-clés sur le PE biosourcé</td><td>253</td></tr><tr><td>Tableau 66 : Choix des mots-clés sur le PEF</td><td>255</td></tr><tr><td>Tableau 67 : Présentation des principales caractéristiques du PEF, et du PET</td><td>257</td></tr></table>
# 1 INTRODUCTION GENERALE

Dans un contexte soutenu de développement de la gestion circulaire des ressources exploitées et consommées dans nos systèmes économiques, l'offre et la demande industrielle croissante de plastiques biosourcés et/ou biodégradables nécessitent de prendre en considération le devenir de tels produits en fin de vie. La prise de conscience de l'épuisement des ressources naturelles, le réchauffement climatique et l'accumulation des plastiques dans l'écosystème expliquent en grande partie la demande croissante de plastiques biosourcés en Europe : le secteur de l'emballage présente près de 60% des plastiques biosourcés consommés en Europe. Ils sont également mis en œuvre dans la plupart des secteurs économiques de production de l'UE, même si la contribution des plastiques biosourcés à la diminution de ces impacts reste à évaluer : produits de consommation (7%), automobile et transport (7%), bâtiments et construction (4%), textiles (11%), agriculture (4%) (European Bioplastics 2019). Ils contribuent au développement de la bioéconomie dans l'Union Européenne, avec la création de valeurs et d'emploi.

Les plastiques biosourcés occupent en effet 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. Leur insertion au sein des flux de déchets classiques amène donc une remise en question de l'adaptabilité des filières de traitement et de valorisation actuelles et en développement.

Si les avantages sont bien identifiés et largement mis en valeur dans le développement commercial de l'offre, la fin de vie contrôlée des plastiques biosourcés et/ou biodégradable est une problématique encore non résolue. C'est d'autant plus nécessaire dans un contexte où les acteurs concernés sont réglementairement contraints de développer des solutions techniques de recyclages des plastiques, qu'ils soient biosourcés ou non.

La diversification de l'offre de plastiques biosourcés et/ou biodégradable nécessite en effet de prendre en considération les filières actuelles de traitements et de valorisation des déchets solides : plusieurs retours d'expériences mettent en évidence les difficultés de tri-séparation des plastiques biosourcés en minorité dans un flux d'emballage à recycler et l'absence de filière de valorisation pour les plastiques biosourcés constitués de polymères à structure innovante.

L'objectif global de cette étude est de présenter les enjeux scientifiques et techniques de la fin de vie des plastiques biosourcés en termes de traitement et de valorisation dans les filières actuelles de gestion des déchets solides : filières de recyclage mécanique, filières biologiques de valorisation matière et/ou énergie (compostage, méthanisation) et les filières en cours de recherche et développement : recyclage chimique et recyclage enzymatique. Les filières de valorisation thermique et le stockage ultime sont abordées, mais peu détaillés dans la mesure où les conditions de traitement thermique des plastiques biosourcés ne diffèrent pas de celles des plastiques conventionnels, très majoritairement pétrosourcés et non biodégradables. Basée sur une revue détaillée de la littérature scientifique et technique, cette étude permet d'identifier les conséquences de la présence de plastiques biosourcés dans les filières de traitement des déchets solides et de cerner les enjeux de recherche et développements technologiques favorables à leur intégration effective dans les filières actuelles de traitement et valorisation.
Le rapport s'organise en plusieurs parties :

La première partie du rapport présente les plastiques biosourcés et/ou dits biodégradables. Cette étude concerne à la fois les plastiques biosourcés, biodégradables ou pas, et les plastiques pétrosourcés supposés potentiellement biodégradables. Nous avons choisi de présenter également quelques plastiques pétrosourcés et biodégradables. Toutefois, leur fin de vie ne sera pas détaillée dans le cadre de cette étude, dans la mesure où leur recyclage matière ne conduit pas *a priori* à de nouveaux enjeux techniques. Notre étude permet de disposer des informations techniques sur les principaux plastiques biosourcés, biodégradables ou pas, produits pétrosourcés biodégradables actuellement disponibles sur le marché, et en cours de développement.

La seconde partie du rapport détaille les différentes filières de traitement et de valorisation impliquant des flux de matières plastiques au sens large, c'est-à-dire les plastiques pétro-sourcés ou biosourcés, biodégradables ou pas. En effet, l'intégration des plastiques biosourcés, biodégradables ou pas, nécessite de proposer une présentation claire et synthétiques des différentes stratégies de gestion des plastiques en France ou en Europe. Cette synthèse sur les filières fonctionnelles ou en développement pour les plastiques permettra de bien saisir les conditions d'intégration des plastiques biosourcés dans ces filières, selon leur source (origine, usage), leurs conditions de collecte (séparée ou en mélange) et selon leur finalité (valorisation matière, valorisation énergétique, stockage ultime).

L'analyse des connaissances scientifique et retour d'expériences sur l'intégration des plastiques biosourcés dans les filières de valorisation est présentée dans la troisième partie du rapport « Usages et fins de vie des plastiques biosourcés et/ou biodégradables ». Il s'agit 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. Cette partie se concentre 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.

La dernière partie conclusive du rapport est consacrée à la synthèse des perspectives de recherche dans le développement des plastiques biosourcés et/ou biodégradables, dans la perspective de leur intégration effective dans les filières actuelles et futures voies de valorisation circulaire des ressources.

Plusieurs annexes complètent ce rapport dont :

- La synthèse des réglementations Européenne et Française en lien avec la gestion des déchets et les plastiques ;

- Les définitions associées aux filières de gestions des déchets, à la biodégradation, et à la gestion de la fin de vie des plastiques ;

- La présentation des mécanismes de biodégradation des polymères ;

- La présentation des principales normes associées aux polymères biosourcés et/ou biodégradables ;

- Les fiches techniques sur les principaux polymères biosourcés.
## 2.1 INTRODUCTION

La production mondiale de matières plastiques est en constante augmentation. Estimée à 335 Mt en 2016, cette production est passée à 360 Mt en 2018, correspondant à une croissance d'environ 1%. La même tendance est observée à l'échelle Européenne, avec une production de 64,4 millions de tonnes en 2017 et de 61,8 Mt en 2018 (PlasticsEurope 2019). La majeure partie de cette production étant destinée au secteur de l'emballage, à hauteur de 39,7%. La France produit près de 4,5 Mt en 2016, soit environ 66 kg par personne.

La part de ressources fossiles accordées à la production de plastique en 2016 représentait 6% du pétrole total. Elle est estimée à 20% d'ici 2050 (PlasticsEurope 2019). Afin d'apporter une réponse à cette dépendance, les polymères biosourcés, issus de l'utilisation de ressources renouvelables, majoritairement issues de biomasse végétale ont fait leur apparition pour la synthèse des résines. Le marché des plastiques biosourcés connaît de ce fait une expansion remarquable avec des capacités de production croissantes d'années en années (PlasticsEurope, 2019). Les plastiques d'origine renouvelable trouvent aujourd'hui des applications majoritairement dans le secteur de l'usage unique : les emballages, à hauteur de 65% selon le rapport SPHERE (2019) (sacs de caisse, sacs de collecte de déchets fermentescibles, emballages cosmétiques, bouteilles...) et le secteur agricole (films de paillage). On peut également les retrouver dans des marchés différents de l'usage unique tels que la construction automobile (pièces), la téléphonie ou la bureautique (ADEME 2016b).

Plusieurs fiches produits sont disponibles dans l'annexe 6.6, « Fiches techniques sur les principaux polymères biosourcés », page 227.

## 2.2 PRODUCTION

Bien que ne représentant que 0,3% de la production mondiale de plastique en 2010 (avec 0,72 Mt produites) (ADEME 2011), les plastiques biosourcés ont doublé leur proportion sur le marché et représentent désormais 0,6% de la production mondiale, avec 2,114 Mt produites en 2019 d'après le dernier rapport de (European Bioplastics 2019). D'après cette même source, la production pourrait atteindre 2,43 Mt en 2024. Cependant, selon le périmètre des études, les tonnages de production de plastiques biosourcés peuvent varier. Ainsi, selon une étude de Nova-Institute, la production totale de plastiques biosourcés dans le monde était estimée à 8 Mt tonnes en 2018 (http://nova-institute.eu/), représentant ainsi 2% de la production totale mondiale. La différence observée dans les quantités de plastiques biosourcés produites réside dans la prise en compte ou non des résines époxys, des polyuréthanes et des acétates de cellulose, qui sont les principales résines biosourcées produites actuellement dans le monde (http://nova-institute.eu/). Cette étude indique également que le potentiel de croissance des polymères biosourcés est important mais freiné par les bas prix actuels du pétrole et le manque de politiques adaptées. Les capacités de production devraient toutefois continuer à augmenter avec un taux de croissance annuel moyen de 4% jusqu'à 2024. Cette croissance devrait être similaire pour les plastiques conventionnels, entraînant une stagnation de la proportion de plastiques biosourcés à 2% des plastiques totaux.
Les polymères biosourcés peuvent également être classés en fonction de leur similarité avec les plastiques conventionnels. L'ADEME conseille de distinguer **deux familles de plastiques biosourcés** : ceux ayant une analogie de structure stricte avec les plastiques conventionnels, aussi appelés polymères « drop-ins », tels que le bio-PET ou le bio-PE ; et ceux ayant une structure nouvelle comme le polyacide lactique (PLA), le polybutylène-succinate (PBS) ou les polyhydroxyalcanoates (PHAs). La Figure 1 **Erreur ! Source du renvoi introuvable.** présente les capacités de production de polymères biosourcés (hors époxys, polyuréthanes et acétates de cellulose) dans le monde en 2018.

<figure><img src="image_4.png" /><figcaption>Figure 1 : Capacités de production mondiale des plastiques biosourcés d'après (European Bioplastics 2018).</figcaption></figure>

En 2018, et à l'exclusion des époxys, des polyuréthanes et des acétates de cellulose, les capacités de production principales étaient majoritairement destinées aux polymères "drop-ins" et non biodégradables, tels que le Bio-PET ou le Bio-PA, plus facilement intégrables dans le marché actuel car destinés aux mêmes usages que leurs équivalents pétro-sourcés. Du côté des polymères biosourcés et biodégradables à structure nouvelle, les mélanges à base d'amidon ainsi que le PLA étaient en tête avec, respectivement, 18% et 10% des capacités mondiales de production.

La capacité de production de polymères biosourcés la plus importante en 2018 est celle dédiée aux PUR (Polyuréthanes), suivie par l'acétate de cellulose et les résines époxys, puis dans une moindre mesure, les polymères "drop-ins" : Bio-PET, Bio-PE, Bio-PA et finalement, le PLA. D'après les prévisions de Nova-Institute, les proportions devraient rester sensiblement les mêmes en 2023 avec une augmentation globale du marché.

L'application majeure de ces polymères innovants reste l'emballage alimentaire (environ 65% selon le rapport SPHERE 2019 et European Bioplastics, 2018 et 2019) suivie par les sacs à usage unique et l'agriculture, notamment au travers des films de paillage. Les capacités de production de PLA et de polymères à base d'amidon devraient augmenter de manière notable jusqu'en 2023, tout comme celles des bio-PE, bio-PP et le PBAT en raison de la demande grandissante. Le PEF, qui porte de nombreux espoirs de par ses propriétés barrières supérieures au PET et son impact moindre sur l'environnement, ne devrait faire son apparition sur le marché qu'après 2023. Dans le cas d'un scénario favorable, c'est-à-dire dans le cas d'une promotion des polymères biosourcés, et de politiques incitatives, des taux de croissance de 10 à 20% pourraient être envisagés.
### 2.2.1 Prix

Les plastiques biosourcés ont tendance à être plus chers au poids que les plastiques conventionnels. Ce constat peut en partie s'expliquer par leurs modes de productions encore peu développés et de fait, difficilement rentables (Ellen MacArthur Foundation 2017). A titre d'exemple, le PLA est en moyenne deux fois plus cher à produire que du PE. Néanmoins, en raison de bonnes propriétés barrières du PLA, ce dernier peut s'utiliser en couche plus fine, diminuant alors le poids utilisé et donc le prix final.

D'une manière générale, les polymères biosourcés possèdent des coûts de production 2 à 6 fois supérieurs aux polymères issus de la pétrochimie (ADEME 2014c). Le bio-PE ainsi que le bio-PP se vendent en moyenne 30% plus cher que leur équivalent pétro-sourcé, ce qui constitue un frein à leur développement (Ellen MacArthur Foundation 2017). Néanmoins, leur prix est plus stable car moins soumis aux variations du cours du pétrole. Les coûts de production des plastiques biosourcés devraient diminuer avec l'augmentation des capacités de production et de l'amélioration des techniques de transformation en produit fini, ainsi que des techniques de traitement et de valorisation en fin de vie (FBR BP Biorefinery & Sustainable Value Chains et al. 2017).

### 2.2.2 Producteurs de résines biosourcées

Depuis deux décennies, l'intérêt grandissant pour les polymères biosourcés a entraîné le développement d'entreprises spécialisées dans leur production. Ces producteurs sont à la fois des entreprises nouvelles et complètement dédiées à ce marché, comme Novamont ou Futuramat, ou bien des entreprises déjà existantes s'étant dotées d'une expertise dans la production et la transformation de ces nouveaux polymères, telles que Total ou Mitsubishi. Le Tableau 1 présente les principaux producteurs par type de résines biosourcées et les tonnages en 2019.

<table><caption>Tableau 1 : Principaux producteurs de polymères biosourcés dans le monde et production annuelle (d'après (Hatti-Kaul et al. 2020)).</caption><thead><tr><td>Polymère</td><td>Part biosourcée (%)</td><td>Origine</td><td>Capacités de production annuelle (tonnes)</td><td>Exemples de producteurs</td></tr></thead><tbody><tr><td>A base d'amidon</td><td>100</td><td>Amidon (maïs, pomme de terre, etc.), farines</td><td>384 000</td><td>Novamont, Futuramat, Limagrain</td></tr><tr><td>PLA</td><td>100</td><td>Amidon (maïs), canne à sucre, betterave, tapioca, etc.</td><td>217 000</td><td>Total Corbion, NatureWorks, Shimadzu Corporation, Toyobo</td></tr><tr><td>PHA</td><td>100</td><td>Amidon (maïs), sucre (canne à sucre), betterave, biomasse</td><td>30 000</td><td>NaturePlast, BioMatera, Bio-On, Danimer Scientific, TianAn Biologic Materials, Tianjin GreenBio Materials, Yield10 Bioscience</td></tr><tr><td>PBS</td><td>Jusqu'à 100</td><td>Amidon (maïs), sucre (canne à sucre)</td><td>97 000</td><td>Mitsubichi Chemical, PTT MCC Biochem, SK Chemicals</td></tr><tr><td>PBSA</td><td>Environ 50</td><td></td><td>Pas d'information</td><td>SK Chemicals, Showa Denko K.K.</td></tr></tbody></table>
<table><thead><tr><th>Polymère</th><th>Part biosourcée (%)</th><th>Origine</th><th>Capacité de production annuelle (tonnes)</th><th>Exemples de producteurs</th></tr></thead><tbody><tr><td>PBAT</td><td>0</td><td>Glucose ou dérivés de cellulose et lignine</td><td>152 000</td><td>Novamont, BASF, Zhuhai Wango Chemical Co., JinHui ZhaoLong, Eastman</td></tr><tr><td>PCL</td><td>0</td><td>Sucres (glucose, fructose, maltose)</td><td>Pas d'information</td><td>Ingevity</td></tr><tr><td>Bio-PET</td><td>20</td><td rowspan="4">Canne à sucre, mélasse, huiles végétales</td><td>560 000</td><td>Coca-Cola</td></tr><tr><td>Bio-PE</td><td>100</td><td>200 000</td><td>Braskem</td></tr><tr><td>Bio-PTT</td><td>30</td><td>194 000</td><td>DuPont, Shell Chemicals</td></tr><tr><td>Bio-PA</td><td>Jusqu'à 100</td><td>245 000</td><td>DSM, Evonik, Arkema</td></tr><tr><td>PEF</td><td>100</td><td>Sucres type fructose</td><td>En développement</td><td>Total Corbion</td></tr></tbody></table>

Pour rappel, les termes de « biopolymère » ou « bioplastique » sont encore utilisés de manière très approximative pour présenter les polymères ayant, de près ou de loin, une relation avec le caractère renouvelable d'un matériau. L'ADEME conseille de distinguer trois grandes typologies de plastiques biosourcés et/ou biodégradables (ADEME 2016b) :

- Les plastiques biosourcés et biodégradables ;

- Les plastiques biosourcés et non biodégradables ;

- Les plastiques pétrosourcés et biodégradables.

Le terme « biopolymère » est ainsi source de confusions entre la ressource (biosourcé) et la fin de vie (biodégradable) et peut conduire à de mauvaises interprétations. On préfèrera alors distinguer convenablement ces trois grandes typologies de polymères.

Une première approche consiste à distinguer les produits polymère selon leur origine et leur capacité à se biodégrader, sans se soucier – pour le moment – des conditions de biodégradation et du niveau de biodégradation. Les différents plastiques que l'on retrouve dans les bouteilles, barquettes, emballages, films, etc. peuvent être soit d'origine pétrolière, soit d'origine biologique ou encore faits de deux résines pétrosourcée et biosourcée d'un même polymère. Par exemple, les produits en polyéthylène téréphtalate (PET) biosourcé (appelé aussi "bio-PET") ne contiennent en fait que 20% de PET biosourcé, le reste étant en PET pétrosourcé (Hatti-Kaul et al. 2020), l'existence de cette catégorie pouvant s'expliquer par des contraintes économiques ou des contraintes d'approvisionnement matière par exemple. Force est de constater que, bien qu'issus de sources distinctes, un polymère biosourcé et son homologue pétrosourcé sont un seul et même polymère et ont, en principe, les mêmes propriétés. Le Tableau 2 présente une première différenciation des polymères couramment rencontrés sur le marché, selon leur origine et leur capacité à se biodégrader.

<table><caption>Tableau 2 : Positionnement des plastiques récurrents dans le marché selon leur origine et leur capacité à la biodégradation (d'après van den Oever et al., 2017).</caption><thead><tr><th></th><th>Pétrosourcé</th><th>Partiellement biosourcé</th><th>Biosourcés</th></tr></thead><tbody><tr><td>Non biodégradable</td><td>PE, PP, PET, PS, PVC</td><td>PET biosourcé</td><td>PE biosourcé</td></tr><tr><td>Biodégradable</td><td>PBAT, PBS(A), PCL</td><td>PBAT, Composés à base d'amidon</td><td>PLA, PHA, Cellophane</td></tr></tbody></table>
## 2.3 POLYMERES PETROSOURCES BIODEGRADABLES

### 2.3.1 Polymères pétrosourcés

Les polymères pétrosourcés proviennent de ressources fossiles telles que le pétrole, charbons ou certains gaz naturels formés dans des réserves géologiques durant des millions d'années. Ces ressources sont extraites par l'Homme depuis des années maintenant pour en faire de l'énergie mais également en extraire les molécules monomères qui serviront d'éléments de base de certains polymères. Environ 6% du pétrole extrait est aujourd'hui utilisé dans la fabrication de plastiques (FBR BP Biorefinery & Sustainable Value Chains et al. 2017). Ces ressources fossiles sont d'abord distillées en hydrocarbures – de longues chaînes de carbones et d'hydrogènes – formant un liquide appelé naphta qui, par processus de chauffage, va casser ses chaînes hydrocarbures et former des produits intermédiaires. Ce sont ces produits intermédiaires qui sont utilisés pour la fabrication de monomères constitutifs des chaînes polymères (Elyse Rémy 2014). Le Tableau 3 présente les matières premières tirées de ces ressources fossiles et les polymères qui en aboutissent.

<table><caption>Tableau 3 : Matières plastiques issues des ressources géologiques (Chomon 2008).</caption><thead><tr><th>Matières premières</th><th>Produits intermédiaires</th><th>Monomères</th><th>Matières plastiques</th></tr></thead><tbody><tr><td rowspan="4">Pétrole<br>Gaz naturel</td><td>Ethylène</td><td>Ethylène<br>Éthylbenzène – Styrène<br>Chlorure d'éthyle<br>Dichlorométhane – Chlorure de vinyle<br>Tétrafluoroéthylène<br>Oxyde d'éthylène</td><td>Polyéthylène Polystyrène<br>PVC<br>PTFE<br>Polyesters</td></tr><tr><td>Propylène</td><td>Propylène<br>Chlorure allylique<br>Phénol<br>Alcool iso<br>Acrylonitrile</td><td>Polypropylène<br>Polyester<br>Polyamide 6<br>ABS – SAN</td></tr><tr><td>Butane<br>Butylène</td><td>Butadiène</td><td>Caoutchouc<br>Styrène-butadiène</td></tr><tr><td>Gaz naturel<br>Charbon (coke)</td><td>Acétylène (éthyle)</td><td>Acrylonitrile<br>Chlorure de vinyle<br>Dérivés vinyliques</td><td>Méthacrylate<br>PVC<br>Acétate de polyvinyle</td></tr><tr><td>Pétrole<br>Charbon (gaz de houille)</td><td>Méthane</td><td>Méthanol :<br>– Formaldéhyde<br>– Acétate de vinyle</td><td>Phénol Formol Mélamine<br>Formol<br>Urée Formol<br>Acétate de polyvinyle</td></tr><tr><td rowspan="3">Pétrole<br>Charbon (goudron)</td><td>Benzène</td><td>Phénol<br>Acide maléique<br>Éthylbenzène-Styrène</td><td>Polycarbonate<br>Polyamide 6<br>Polyesters<br>Polystyrène</td></tr><tr><td>Xylène</td><td>Anhydride phtalique</td><td>Polyester</td></tr><tr><td>Toluène</td><td>Diisocyanates</td><td>Polyuréthane</td></tr></tbody></table>
### 2.3.2 Polymères pétrosourcés ET biodégradables

Pour qu'un polymère puisse se biodégrader, une partie de sa chaîne doit contenir des fonctions hydrolysables telles que des esters, les acétals et les amides, permettant aux micro-organismes de briser ces chaînes par l'action d'enzymes (Elyse Rémy 2014). Ainsi, les polymères constitués de grandes chaînes carbonées tels que les polyoléfines (PP, PE) et les polymères vinyliques sont très peu sujets à la biodégradation. Par opposition, les polyesters tels que PBS, PBAT et PCL le sont bien plus, les esters étant retrouvés dans de nombreuses molécules du vivant. On retrouvera également les polyamides et polysaccharides comme étant particulièrement sujets à l'hydrolyse.

La faculté à se biodégrader rapidement dépendra ensuite de la proportion de polymère en contact avec les micro-organismes. Cette proportion de polymère « accessible » par les micro-organismes dépendra notamment de la taille et de la forme du polymère, de la flexibilité de ses chaînes (grandement influencée par exemple par la présence d'un cycle aromatique), de son taux de cristallinité (les plus cristallins, les plus difficilement biodégradables), de son poids moléculaire et de sa régularité, cette dernière propriété ayant souvent un lien étroit avec le taux de cristallinité.

### 2.3.3 Polymères biosourcés, biodégradables ou non

La Figure 2 présente une tentative de classification des polymères biosourcés. On distingue deux catégories de polymères biosourcés, à savoir les polymères directement produits à partir de matières organiques issues du vivant (et renouvelables) – éventuellement modifiés chimiquement ou comprenant des additifs pour modifier leurs propriétés – et les polymères synthétisés à partir de molécules issues de matières organiques renouvelables telles que les sucres. Certains polymères tels que le PBAT produit par BASF peuvent être partiellement biosourcés.

<figure><img src="image_5.png" /><figcaption>Figure 2 : Classification des polymères biosourcés (Avérous 2004).</figcaption></figure>
### 2.3.4 Polymères biosourcés produits à l'état naturel

Les polymères produits à l'état naturel sont formés durant la croissance d'un organisme afin d'assurer un rôle structurant pour l'organisme lui-même ou pour être utilisé en tant que réserve d'énergie et de carbone organique. Ils peuvent alors être synthétisés directement au sein d'une plante lors de sa croissance, ou alors produits au sein des cellules de micro-organismes tels que des champignons ou des bactéries lors de processus biologiques (Lefaux 2005).

#### 2.3.4.1 Polymères naturels issus de micro-organismes

Les polymères d'origine microbienne sont produits par de nombreux genres et espèces microbienne, et dans des conditions spécifiques. L'une des familles de polymères naturels les plus étudiées aujourd'hui est celle des polyhydroxyalkanoates (PHAs), polyesters aliphatiques synthétisés par des micro-organismes à partir de sucres simples. Les bactéries sont mises en situation de stress alimentaire dans un environnement (substrat) riche en sucres afin qu'elles génèrent un stock alimentaire (stock d'énergie) sous la forme de PHA (Bruzaud 2015). Les laboratoires de recherche s'intéressent surtout à la production de son homopolymère, le polyhydroxybutyrate (PHB) et de différents copolymères polyhydroxybutyrate-co-hydroxyalkanoates tels que le polyhydroxybutyrate-co-hydroxyvalerate (PHBV), le polyhydroxybutyrate-co-hydroxyhexanoate (PHBHx), le polyhydroxybutyrate-co-hydroxyoctanoate (PHBO) ou encore le polyhydroxybutyrate-co-hydroxyoctadecanoate (PHBOd) (Avérous 2004). A l'issue de la production de ces polymères, ils sont extraits des cellules en détruisant la membrane des bactéries par pression mécanique, par attaque enzymatique ou bien sous l'action de solvants (Bruzaud 2015).

#### 2.3.4.2 Polymères naturels issus de la biomasse

##### 2.3.4.2.1 Polysaccharides

Les polymères naturels les plus abondants dans la biosphère sont les polysaccharides, notamment la cellulose et l'amidon (Lefaux 2005). Ces polymères sont constitués de 100 à 1000 motifs de D-glucopyranose reliés entre eux par des liaisons acétal (Jarroux 2008). La cellulose étant le polysaccharide le plus abondant, c'est l'élément constitutif du bois et du maïs et composant majeur des parois cellulaires des végétaux tels que le lin et le coton (Remy, 2014). La cellulose est constituée d'unités répétées de glucose avec des liaisons osidiques de type β 1-4 qui tendent à conférer à cette molécule une structure en feuillet étiré. Elle est utilisée principalement dans la fabrication du papier et du carton (Jarroux 2008). Cependant, elle est très souvent modifiée chimiquement pour lui conférer les propriétés nécessaires à d'autres applications. On procèdera par exemple à l'estérification de certains groupes hydroxyles libres pour former l'acétate de cellulose (Lefaux 2005).

Cette famille de polymères comprend également l'amidon, constitué d'unités répétitives de glucopyranoses avec des liaisons osidiques de type α 1-4 pour le polymère linéaire d'amylose et des liaisons α 1-4 et 1-6 pour le polymère ramifié d'amylopectine. L'amidon est extrait des végétaux tels que la pomme de terre, diverses céréales et le riz (Jarroux 2008). En raison de leur caractère hydrophile, nombre de leurs propriétés sont susceptibles de varier au cours de la mise en œuvre en fonction des proportions d'eau. On ajoute très souvent de l'amidon aux polymères non biodégradables pour favoriser leur fragmentation (Lefaux 2005).
La chitine, également de la famille des polysaccharides, partiellement désacétylée sous forme de chitosan, est un polymère très étudié, notamment pour sa biocompatibilité et ses propriétés barrières à certains gaz. Elle est entre autre utilisée pour la confection de membranes sélectives.

### 2.3.4.2.2 Protéines

Les protéines constituent la seconde grande famille de polymères issus d'agro-ressources. Les protéines font l'objet de nombreux travaux pour la réalisation de films plastiques, de produits extrudés ou moulés (Lefaux, 2005). Constituants de matière vivante animale et végétale, ce sont des polymères d'acides aminés reliés entre eux par une liaison peptidique. On relève notamment dans cette famille la caséine (protéine du lait), la gélatine, le gluten, la protéine de soja, la kératine, le collagène et la fibre de soie ou de laine (Jarroux 2008).

Les polydiènes tels que le polyisopène, appelé encore « caoutchouc naturel », constituent une autre catégorie de polymères d'origine biosourcée. Ils sont principalement issus de certains arbres et plantes (Lefaux, 2005).

### 2.3.4.3 Polymères biosourcés synthétiques

Ces polymères issus de l'agrochimie sont nombreux, et produits par fermentation, conversion microbiologique et condensation à haute température (E. Rémy 2014). La Figure 63 de l'annexe 6.6, page 227 présente les voies de fabrication d'une quantité non exhaustive de ces polymères à partir de ressources en carbone renouvelables, telles que les fructoses et glucose. Parmi les polymères biosourcés synthétiques, on trouve deux grandes familles qui caractérisent cette catégorie, à savoir les polyesters synthétiques et polypeptides synthétiques.

#### 2.3.4.3.1 Polyesters

Certains micro-organismes peuvent synthétiser des monomères utilisables pour la synthèse de matières plastiques comme des polyesters, polyéthers et polyuréthanes. Pour leur valorisation, l'industrie a développé des procédés de production de plastiques tels que le poly(triméthylène-téréphtalate) (PTT), le poly(butylène-téréphtalate) (PBT) ou encore le poly(acide lactique) (PLA).

Le polyester entièrement biosourcé, le plus produit à ce jour est le PLA, synthétisé à partir de l'acide lactique naturellement produit (fermentation des glucides). Le PLA est souvent mélangé à de l'amidon afin de favoriser la biodégradabilité des mélanges constitués, en particulier en vue de compostage, avec généralement pour conséquence une augmentation de sa fragilité. Pour y remédier, des plastifiants, comme le glycérol ou le sorbitol, sont ajoutés (Lefaux, 2005).

Le PET est également synthétisé à partir de ressources renouvelables, la demande est cependant si élevée que les produits en PET ne contiennent qu'une fraction de PET d'origine biosourcée (Hatti-Kaul et al. 2020).

#### 2.3.4.3.2 Polypeptides

De nombreux acides α-aminés naturellement produits par les végétaux et bactéries peuvent aboutir à des polymères polypeptides par synthèses chimiques. La polymérisation par voie chimique de ces monomères α-aminés permet notamment la formation de poly(acide glutamique) (PGA), poly(acide aspartique) (PAA), poly(lysine) (PL) et de leurs copolymères dérivés. Ils sont généralement utilisés pour des revêtements multicouches (Lefaux 2005).
### 2.3.4.3.3 Autres polymères

Plusieurs autres monomères sont aujourd'hui créés via l'extraction et le traitement chimique de sources de carbone renouvelables telles que le glucose. On est ainsi capable, par exemple de synthétiser l'éthylène, monomère de base du polyéthylène et jouant un rôle dans la formation de bien d'autres polymères, par déshydratation de l'éthanol lui-même issu de la fermentation et distillation du sucre (Gélinas 2013). Certaines compagnies se sont également intéressées à la synthèse de polyamides à partir de sources de carbones renouvelables (Hatti-Kaul et al. 2020). Récemment, des études se concentrent sur les composés furaniques et notamment le polyéthylène furanoate (PEF) dont les propriétés remarquables pourraient l'amener à remplacer le PET pour certains usages type emballage.

## 2.4 ADDITIFS

Nombre de ces polymères contiennent des additifs afin d'améliorer leur performance mais également leur durée de vie et leur sécurité d'utilisation. On utilisera, par exemple, des retardateurs de flammes pour limiter leur ignition et la propagation des flammes, des plastifiants pour les rendre plus souples et faciliter leur mise en œuvre ou encore des stabilisants thermiques ou UV pour des applications à haute température ou pour la tenue aux UV. Certains de ces additifs sont susceptibles de constituer un danger pour la santé et/ou l'environnement.

Qu'ils soient biosourcés ou non, les polymères sont très rarement formulés seuls, les résines sont souvent mélangées avec d'autres composés chimiques afin d'en modifier les performances selon l'utilisation désirée. Le Tableau 4 présente brièvement différents additifs régulièrement employés dans la formulation de matériaux plastiques.

<table><caption>Tableau 4 : Principaux additifs - et leurs caractéristiques - utilisés dans la production de matériaux plastiques (E. Rémy 2014).</caption><thead><tr><td>Type d'additif</td><td>Caractéristiques</td></tr></thead><tbody><tr><td>Lubrifiant</td><td>Facilite le transport dans les machines de transformation</td></tr><tr><td>Antioxydant</td><td>Protection contre l'oxydation pendant la transformation et l'usage</td></tr><tr><td>Accélérateur</td><td>Accélération des réactions</td></tr><tr><td>Agent gonflant</td><td>Production de mousses</td></tr><tr><td>Composant inorganique (fibres de carbone ou de silice)</td><td>Renforcement mécanique</td></tr><tr><td>Stabilisant thermique</td><td>Protection lors de la mise en œuvre à l'état fondu</td></tr><tr><td>Plastifiant</td><td>Améliore souplesse et flexibilité</td></tr><tr><td>Retardateur de flammes</td><td>Réduction du risque d'incendie</td></tr><tr><td>Stabilisant UV</td><td>Prévention de la photodégradation</td></tr><tr><td>Antimicrobien</td><td>Prévention des dégradations par les bactéries</td></tr><tr><td>Additif esthétique</td><td>Action comme colorant, matifiant, opacifiant ou lustrant</td></tr></tbody></table>
Il existe également des additifs utilisés pour favoriser la fragmentation des polymères dans l'environnement. Ils sont généralement basés sur des catalyseurs métalliques (cobalt, manganèse, fer) permettant la fragmentation sous l'effet des UV ou de la chaleur.

Certains de ces additifs peuvent comporter un risque toxicologique pour le monde du vivant, la principale difficulté étant d'identifier quels types d'additifs posent un réel danger et en quelle quantité. C'est visiblement le cas pour certains plastifiants (phtalates à chaines courtes : DEHP, DBP, DIBP, BBP, bisphénol A (BPA)), certains retardateurs de flamme (polybromodiphényléthers, PBDE) et certains agents antimicrobiens. Les plastifiants peuvent représenter jusqu'à 40% du poids des plastiques flexibles. La diversité des additifs et leurs concentrations dans les matières plastiques commercialisées font qu'il est très difficile, voire impossible, de mener une enquête généralisée sur les dangers qu'ils peuvent causer. Dans la plupart des pays, l'utilisation d'additifs est sérieusement contrôlée, particulièrement pour les produits en contact avec des aliments, produits pharmaceutiques et jouets, afin d'assurer au mieux la sécurité du consommateur.
## 3.1 PLASTIQUES ET DECHETS

L'usage massif des plastiques dans le monde depuis le milieu du XXème siècle a conduit au développement de filières pour leur traitement avec, si possible, valorisation. Ainsi, près de 359 Mt sont produites annuellement à l'échelle mondiale (2018) dont 61 Mt en Europe (17%) et 4,5 Mt pour la France (PlasticsEurope, 2019). Actuellement, un faible pourcentage de ces plastiques est valorisé à l'échelle mondiale, et une forte proportion de ceux-ci ne sont pas collectés et se retrouvent de facto dans l'environnement. Le taux de recyclage des plastiques au sens large serait d'environ 8% (Fondation Ellen MacArthur, 2018). Ce pourcentage est plus bas que le taux estimé de recyclage des emballages plastiques (de l'ordre de 15%) et bien en deçà des taux de recyclage mondiaux pour le papier (58%), le fer (70%) ou l'acier (90%).

Pour l'Europe, le stockage ultime et l'incinération avec récupération d'énergie représentaient respectivement 27% et 42% de la fin de vie des plastiques. Seulement 31% seraient recyclés, essentiellement par recyclage mécanique (2ACR 2018). Depuis 2006, le stockage ultime est en net recul (-43% en une dizaine d'année) au bénéfice des autres filières actuelles : +79% pour le recyclage, et +61% pour les filières thermiques avec valorisation énergétique, par rapport à 2006 (PlasticsEurope, 2019).

Les emballages plastiques représentent près de 40% des quantités produites annuellement pour l'Europe des 28 + Norvège et Suisse, soit environ 26 Mt de plastiques (« Plastics - The Facts 2018 - An analysis of European plastics production, demand and waste data » 2018). Le pourcentage de déchets d'emballages plastiques serait de 59% pour l'UE en 2015, d'après les données de EUNOMIA, citées dans le rapport de la commission européenne « Une stratégie européenne sur les matières plastiques dans une économie circulaire » (2018). A l'échelle mondiale, seulement 14% des emballages plastiques seraient recyclés, dont 8% en boucle ouverte et 2% en boucle fermée (données de 2013, Fondation Ellen MacArthur, 2018), comme c'est le cas pour certains plastiques constitutifs des bouteilles plastiques comme le PET et le PEHD. Sur les 17,8 Mt d'emballages plastiques collectés annuellement en Europe sur l'année 2018, 39,5% sont traités thermiquement avec récupération d'énergie, 42% recyclés et environ 18,5% orientés vers le stockage ultime (PlasticsEurope, 2019). Selon la Fondation Ellen MacArthur (2018), près de 40% des emballages plastiques utilisés en Europe seraient mis en décharge et 32% ne seraient donc pas valorisés.

Pour la France, la consommation de plastiques était estimée à près de 5,4 Mt en 2007, à 4,5 Mt en 2010 (ADEME 2012b). Le tonnage des déchets plastiques collectés sur le territoire serait de 3,4 Mt de déchets plastiques sur l'année 2016 (PlasticsEurope, 2018). Selon l'ADEME, la répartition des déchets plastiques en 2010 était la suivante : 36% de déchets d'emballages ménagers en plastique, 29% de déchets d'autres emballages en plastiques, et 35% de déchets plastiques, hors emballages.

Le taux de recyclage des emballages plastiques se situerait pour la France autour de 26% (pour une moyenne européenne de 41%), soit de l'ordre du million de tonnes de plastiques : 1 049 000 tonnes de déchets plastiques transitent par la filière de recyclage Française, dont 940 000 tonnes de déchets plastiques collectés en France en 2010, 624 000 tonnes exportés, d'après l'enquête de l'ADEME sur le recyclage des emballages industriels, commerciaux et ménagers - données de 2012 (ADEME 2014a). Le taux de recyclage est variable selon la typologie d'emballage (produit matière et usage) avec un taux de 55% pour les bouteilles plastiques (PET et PEHD) contre 1% pour les barquettes et pots de
yaourt. Le taux de recyclage des déchets plastiques collectés est de 23%. Le traitement thermique avec récupération d'énergie représente 44,2 %. Et 32,5 % des plastiques finissent, sans valorisation, en stockage ultime. L'extension progressive des consignes de tri d'ici 2022 pour tous les emballages et les films plastiques nécessitera de relever de nouveaux défis techniques.

## 3.2 GESTION DES DECHETS

L'Europe affiche des objectifs ambitieux sur la gestion des déchets. C'est également le cas pour la France, en ce qui concerne les déchets plastiques dans le cadre de la nouvelle Loi « anti-gaspillage » de février 2020 (voir annexe 6.2.4.) : 100% des plastiques recyclés à l'horizon 2025. Le bilan actualisé de l'ADEME sur les déchets (données *partielles* de 2017) souligne la nécessité de développer les filières de gestion et de traitement des déchets municipaux (DM) et des déchets des activités économiques (DEA) pour atteindre de tels objectifs en 2025 (ADEME 2019e). Pour rappel en 2014, la production annuelle de plastiques en France est estimée à 4,6 Mt (ADEME 2017). Les plastiques sont présents en effet dans deux flux majeurs : déchets municipaux et déchets des entreprises et des administrations.

### Déchets municipaux (DM)

Les déchets municipaux sont les déchets collectés par ou pour les collectivités : les déchets des ménages (encombrants inclus), les déchets produits par les petites entreprises (ou administrations) collectés dans le même flux par les collectivités (et nommés « assimilés au DM ») et les déchets des communes (entretien des espaces verts, nettoyage de la voirie, déchets des marchés). La production est actuellement de 543 kg/hab./an (511 kg/hab./an en 2007, soit une baisse de 6 % de la production) dont 437 kg/hab./an pour les ménages seuls, soit -3 % par rapport à 2015. La baisse est principalement liée à la stagnation de la consommation des ménages, mais la tendance d'une production à la baisse semblerait se confirmer pour les années à venir.

Des données de caractérisation des déchets datant de 2007 ont été prises en considération dans le rapport ADEME, « les chiffres-clés de 2018 » (ADEME 2019) concernant les déchets ménagers, c'est-à-dire les ordures ménagères résiduelles (OMR), plus les déchets issus des collectes sélectives réalisées par les ménages et issues des activités économiques.

- La production de déchets ménagers est de 391 kg/hab./an, soit 25 Mt/an en France ;

- Les déchets ménagers sont constitués de (ADEME 2009) – données exprimées en pourcentage de matière sèche (%MS) :

- 25 %MS de déchets organiques putrescibles (principalement de déchets alimentaires) ;

- 11 %MS de **matériaux plastiques** > 20 mm ;

- 12 %MS d'éléments fins (< 20 mm) constitué de 60 %MS de matière organique putrescibles, 13 %MS de verre et 19 %MS d'incombustibles, soit une teneur en **matière organique synthétique** qui est estimée à environ 8 %MS.

43% de matériaux présents dans les déchets ménagers étaient recyclés en France en 2017 selon les dernières données disponibles sur EUROSTAT (https://ec.europa.eu/eurostat). 33 % des déchets sont des emballages, les emballages correspondant à 70% à des emballages collectés séparément c'est à dire dans la poubelle de tri sélectif (type « poubelle jaune »), soit dans le conteneur à verre. Ainsi, 30% des emballages consommés seraient encore collectés dans la poubelle grise et sont donc présents dans les Ordures Ménagères Résiduelles (OMR).
Les données EUROSTAT sur les emballages (tout type : papier et carton, bois, plastique, métal, verre) mettent en évidence une nette augmentation de leur recyclage (matière et énergie) et de leur valorisation : en 2017 68 % de recyclage et 78 % de valorisation, contre 57 et 67 % en 2007. Malheureusement, aucune donnée spécifique sur les emballages plastiques n'est apparemment disponible sur EUROSTAT.

Deux typologies de « collecte + filières de traitement » sont distinguées :

1- Collecte séparée des déchets recyclables :

- Soit collecte « à la source » : 20 % dont 7 % des déchets collectés directement auprès des ménages (poubelle jaune) et 13 % dans les Points d'Apport Volontaire (PAV) ;

- Soit par apport volontaire dans les déchèteries : 29 % des déchets dont 77 % des déchets collectés dans les déchèteries sont envoyés en centre de tri ou recyclage, et 17 % en valorisation organique.

La collecte séparée est souvent source d'erreur de tri, conduisant à des refus de tri dans les usines de recyclage, fractions pour lesquelles le recyclage n'est pas possible.

2- Collecte « à la source » des ordures ménagères résiduelles (« poubelle grise ») :

51 % des déchets dont 62 % vont en valorisation énergétique, 29 % en décharge et 7 % en traitement biologique (compostage ou méthanisation). Considérées au sens large (déchets des activités économiques collectés avec les OMR strictement ménagères), les OMR correspondant à 20,1 Mt par an (316 kg/hab./an) en 2007 :

- 66,4 % de fraction fermentescible dans les OMR (FFOM), si on considère les matières organiques fermentescibles au sens large : Déchets organiques putrescibles 30,9 % + Papiers-Cartons 16 % + Textiles Sanitaires 10,5 % + Fines organiques (< 20 mm) 8,9 % (ADEME 2009), soit 13,3 Mt/an (210 kg/hab./an) ;

- 39,6 % de FFOM selon la définition des biodéchets de la Directive-cadre 2008/98/CE (Déchets Putrescibles 30,9 + Putrescibles fins 8,6) : 8 Mt/an (125 kg/hab./an) ;

- **12 % de plastiques en 2007, et 14% en 2017** (ADEME 2019e).

Dans les cas des ordures ménagères résiduelles, l'ADEME considère qu'il n'y a pas de solution de recyclage pour tous les déchets, notamment pour les emballages qui s'y trouvent encore (ADEME 2019b). Les objectifs élevés de recyclage justifient l'extension des consignes de tri afin de **minimiser le pourcentage de déchets plastiques collectés en mélange dans la poubelle grise**.

Trois actions majeures devraient favoriser le taux de collecte et de valorisation des plastiques :

- **Le développement des REP** : Le principe de la responsabilité élargie du producteur (REP) existe dans la loi Française depuis 1975. Il prévoit que les entreprises qui mettent sur le marché des produits qui deviennent ensuite des déchets, doivent prendre en charge leur gestion en fin de vie. La première REP a été créée en 1992 pour les emballages, correspondant à un gisement annuel de 3 Mt en France ;

- **L'Extension des consignes de tri à tous les emballages ménagers** : elle concerne le tri de tous les emballages en plastiques, y compris les pots de yaourt, films plastiques alimentaires, barquettes alimentaires, etc.... Le quart de la population française est actuellement concerné ? Cette extension sera généralisée à tout le territoire à partir de 2022 ;

- **La collecte séparée des biodéchets** : La loi de Transition énergétique pour la croissance verte prévoit la généralisation du tri et de la collecte séparée des biodéchets à tout le territoire à l'horizon 2025. La
séparation à la source des biodéchets réduit le risque de pollution des matériaux potentiellement valorisables dans les gisements de DM de DAE, et devrait permettre de faciliter la valorisation matière, y compris des plastiques.

## Déchets des activités économiques (DAE)

Les déchets des activités économiques regroupent les déchets des entreprises industrielles et artisanales, du tertiaire (services, hôtels et restaurants, administrations et services publics, commerces), de l'agriculture et de la pêche, des services de collecte et traitement des déchets, de l'assainissement (ADEME 2019b). Les déchets du BTP et déchets de la production agricole sont exclus.

La production annuelle de déchets des activités économiques est estimée à environ 70 Mt pour l'année 2014, dont 25,7 Mt pour le secteur industriel et 19,6 Mt pour le secteur tertiaire en 2014 selon l'ADEME. Les collectivités sont libres de prendre en charge, ou non, la collecte des déchets des entreprises. Un seuil existe (1,1 m³ de déchets produits par semaine) mais n'a pas de valeur réglementaire. « Toute entreprise se doit de faire valoriser ses déchets d'emballages sauf si elle en produit moins de 1 100 l par semaine et qu'elle est collectée par une collectivité » (articles R.543-67 et R.543-68 du Code de l'Environnement). Par ailleurs, depuis le 1er juillet 2016, les entreprises, commerces, collectivités et administrations ont l'obligation de trier à la source et de valoriser 5 flux de déchets : papier/carton, métaux, **plastiques**, verre et bois, selon le Code de l'Environnement (articles D.543-278 à 287). Si on considère les déchets issus des industries ou du commerce, plus de 90% sont orientés vers des filières de valorisation. Entre 60% et 70% des déchets sont orientés vers le recyclage matière (ADEME, 2018a), la différence correspondant à une valorisation énergétique.

Le cas des biodéchets : depuis le 1er janvier 2012, les entreprises qui produisent ou détiennent une quantité importante de biodéchets ont l'obligation de les trier et de les faire valoriser dans des filières adaptées de compostage ou de méthanisation. Sont concernés principalement les entreprises d'espaces verts, de la grande distribution, des industries agroalimentaires, des cantines et restaurants, des marchés. Les seuils ont progressivement été abaissés. Depuis le 1er janvier 2016, ce sont les professionnels produisant plus de 10 tonnes par an de biodéchets, et plus de 60 litres par an pour les huiles, qui sont concernés. Cela correspond par exemple aux marchés de gros, aux restaurateurs, aux petites surfaces de distribution alimentaire (MTES - 2019 - https://www.ecologique-solidaire.gouv.fr/biodechets).

## Déchets plastiques et filières de traitement

Qu'ils soient présents dans les déchets ménagers ou bien dans les déchets des entreprises et administrations, les déchets plastiques pétro-sourcés et biosourcés, biodégradables ou pas, seront présents dans ces deux principaux flux de déchets : déchets collectés par les municipalités et déchets collectés auprès des entreprises et des administrations (déchets d'emballages plastiques, déchets plastiques hors emballages). Les 3,3 Mt de déchets plastiques générés en post-consommation (dont les deux tiers sont des emballages) sont, ou seront à traiter selon **trois situations distinctes**, selon leur genèse (production, usage et conditions de collecte) :

**Situation 1-** Gestion des plastiques en mélange avec d'autres déchets : c'est le cas des plastiques présents dans les Ordures Ménagères Résiduelles (OMR). Cela concerne actuellement les déchets plastiques qui ne sont pas collectés à la source auprès des ménages et PME, c'est-à-dire les pots, barquettes, films et sacs en plastiques concernés par l'extension des consignes de tri et correspondant à 60% du gisement. C'est la gestion des OMR (51% des déchets collectés par les municipalités),
correspondant à de multiples options techniques qui sont décrites de manière synthétique dans la partie 3.3 « Gestion des plastiques non séparés et traités avec d'autres déchets : gestion des plastiques dans les ordures ménagères résiduelles », page 32.

**Situation 2-** Gestion des plastiques issus d'opérations de collectes sélectives : cela concerne les déchets plastiques ayant bénéficié d'une collecte spécifique des fractions recyclables auprès des particuliers : déchets municipaux avec tri à la source concernant les bouteilles et flacons en plastique : collecte en porte-à-porte - poubelle jaune - 20% ; collecte en point d'apport volontaire – déchèteries - 29% des DM produits) ; et déchets collectés auprès des entreprises et des administrations. C'est la gestion des plastiques « post-collecte sélective », plastiques dédiés au recyclage matière, filières actuelles comme le recyclage mécanique, ou en développement. Les filières de recyclage matière sont décrites dans la partie 3.4 sur la « Gestion sélective des déchets plastiques et valorisation », page 38.

**Situation 3-** Gestion des plastiques dans un flux de déchets organiques collectés à la source : cette situation correspond au cas où les plastiques sont involontairement présents (plastiques conventionnels) ou volontairement collectés (plastiques potentiellement biodégradables) dans un gisement de déchets organiques fermentescibles dédiés à une **filière de valorisation/recyclage organique**. Les biodéchets se définissent réglementairement comme les « déchets biodégradables de jardins ou de parcs, déchets alimentaires ou de cuisine issus des ménages, des restaurants, des traiteurs ou des magasins de vente au détail, déchets comparables provenant des usines de transformation de denrées alimentaires ». Cette situation concerne principalement des biodéchets collectés en porte-à-porte ou collectés en point d'apport volontaire, les biodéchets traités en gestion décentralisée (gestion domestique, gestion de quartier). La gestion des plastiques dans un flux de déchets organiques peut également concerner les déchets verts des collectivités et certains gisements de déchets agricoles tels que les films de paillage. Les filières de recyclage organique sont associées à des opérations de traitements biologiques telles que le compostage (domestique et industriel) et la méthanisation des déchets, associés généralement à un retour au sol des résidus en tant qu'amendement organique. Ces filières sont présentées dans la partie 3.5 sur la « Gestion des plastiques dans un flux de déchets organiques fermentescibles – valorisation/recyclage organique », page 70.
## 3.3 GESTION DES PLASTIQUES NON SEPARES ET TRAITES AVEC D'AUTRES DECHETS : GESTION DES PLASTIQUES DANS LES ORDURES MENAGERES RESIDUELLES

### 3.3.1 Gestion des ordures ménagères résiduelles

#### 3.3.1.1 Les principes

La gestion des Ordures Ménagères Résiduelle (OMR) est directement liée à la gestion des déchets ménagers et assimilés. En effet, les OMR sont constituées d'un mélange complexe des déchets qui n'ont pas pu être triés (ou mal triés...) à la source par les particuliers. Leur composition en plastiques varie selon les modalités de collectes mises en œuvre par les collectivités : tri à la source des biodéchets, tri à la source des déchets recyclables avec ou sans extension de la consigne de tri sur les plastiques types pots, barquettes, films plastiques... Si nous considérons la récente campagne d'analyse MODECOM réalisée en 2017 sur les déchets ménagers et assimilés (ADEME 2019e), les OMR sont issues à 80% des ménages et 20% des activités économiques. Elles sont constituées de 27% (23% hors élément fins < 20 mm) de déchets putrescibles et de 14% de plastiques (en considérant ou pas les éléments fins – pas de différence significative sur ce pourcentage). Le tonnage d'OMR collectées sur 2017 en France était de 17,4 Mt, contre 20,5 Mt en 2005, soit une baisse significative de 15%.

Les quantités d'OMR produits en 1993 et 2007 étaient respectivement de 365 et 316 kg/hab./an (ADEME 2019b) et seraient de 261 kg/hab./an en 2017 en première estimation (ADEME 2019e), soit en moyenne nationale près de 36 kg de matières plastiques par habitants et par an non triés et collectés en mélange dans les OMR. Il n'existe pas encore de solution technique permettant le tri des plastiques dans les OMR permettant leur valorisation matière, les opérations de tri-mécanique étant essentiellement développées sur des flux de déchets issus de collectes sélectives. Par ailleurs, la production de compost à partir des OMR est interdite dans les pays de l'Europe du Nord comme l'Allemagne : la plupart des usines de traitement mécano-biologique des OMR sont orientées vers la production de combustibles solides de récupération ou bien vers la stabilisation des déchets avant stockage ultime. Par conséquent, les déchets plastiques présents dans les produits issus des opérations de prétraitement mécano-biologique des OMR sont de fait principalement valorisés par voie énergétique, ou bien stockés en décharge de classe II.

##### 3.3.1.1 Valorisation énergétique

Pour rappel, à l'échelle européenne (Eu28 + Norvège et Suisse), près de 42,6% des plastiques sont valorisés en 2018 par voie énergétique de combustion, correspondant à une progression de +60% en une dizaine d'années (PlasticsEurope 2019). Pour la France, cette filière progresse mais seulement de 30% sur cette même période, soit une augmentation deux fois plus faible que la moyenne européenne. Le PCI des plastiques varie en fonction des polymères considérés, ci-après quelques exemples de PCI de polymères purs : PP et PE (44 KJ/g) ; PS (40 KJ/g), PET (22 KJ/g) ; PVC (17 KJ/g) (d'après le CEN TC 261/SC 4/WG 4 – 1998 cité par CNC, 1999). Le PCI des plastiques sous forme de déchets résiduels est généralement plus faible que le celui des résines vierges, et a été estimé en moyenne à 35 KJ/g à l'issue de la campagne MODECOM de 2007 (ADEME 2009). Le PCI moyen sur sec des OMR est estimé sur sec à 16 KJ/g en 2007, contre 13 KJ/g en 1993, hausse principalement associée à la baisse des catégories de déchets inorganiques (Verres, Métaux et Incombustibles Non Classés) liée au développement de la
collecte sélective. La valorisation énergétique des OMR (et des plastiques qu'elles contiennent) se
résume à deux options industrielles :

- **Incinération des OMR dans les Usines d'Incinération des Ordures Ménagères (IUOM):**
  127 installations en 2012 sur le territoire français, correspondant à une capacité max de 15,4 Mt par an et 14,1 Mt de déchets traités en 2010 dans les IUOM françaises. 97% des déchets sont incinérés avec valorisation énergétique. L'énergie produite en 2012 était estimée à environ 1,2 Mt équivalent pétrole (TEP) dont 3,6 GWh d'électricité et 7,6 GWh de chaleur. Les OMR représentent environ 83% des déchets incinérés dans les IUOM. En 2017, 32% des déchets ménagers et assimilés ont été incinérés (incinération d'OMR), correspondant à un pourcentage stable depuis 2007.

- **Production de Combustible Solide de Récupération (CSR):** Les CSR, ou Refuse Derived Fuels (RDF), sont des combustibles produits à partir de déchets non dangereux. Ils sont généralement préparés à partir des OMR, déchets des activités économiques (DAE) ou bien à partir de déchets de construction et de démolition. La loi de transition énergétique pour la croissance verte (LTECV) et le plan déchets 2014-2025 poussent à la valorisation énergétique des déchets sous la forme de CSR, avec un objectif quantifié de l'ordre de 2,5 Mt par an. En 2015, la production de CSR en France est estimée à 0,8 Mt dont près 0,28 Mt valorisés en cimenteries selon l'ATILH (Association Technique de l'Industrie des Liants Hydrauliques). A l'heure actuelle, cette filière peine à se développer en France, et plus particulièrement sur le déploiement des installations dédiées à la combustion de CSR.

3.3.1.1 Stockage ultime

C'est le stockage des déchets ultimes en Installations de Stockage de Déchets non Dangereux (ISDND - classe II) et installations de stockage de déchets inertes (ISDI - classe III). Le stockage constitue l'ultime option de la gestion des OMR en tant que récepteur final des déchets résiduels issus des opérations de valorisation matière et énergie et, le cas échéant, de déchets non traités car économiquement non traitables. En 2017, 25% de déchets ménagers et assimilés étaient orientés vers le stockage ultime en classe II, contre 32% en 2007. Les déchets orientés vers le stockage ultime ne comprennent pas uniquement les OMR mais également les refus sur les chaines de tri des déchets potentiellement recyclables, et une fraction non négligeable des déchets réceptionnés en déchèteries (30%). La fraction de déchets plastiques stockés en décharges était en moyenne de 30% en 2016 pour l'Europe des 28 plus Norvège et Suisse, soit une baisse 44% en une dizaine d'années pour l'Europe. Cette baisse concerne également la France, qui se distingue par une diminution du recours au stockage ultime des plastiques de 24% seulement (PlasticsEurope, 2019).

3.3.2 Traitement mécano-(biologiques) – TM et TMB

3.3.2.1 Options de traitement mécano-biologiques des OMR

Les Etats Membres de la Communauté Européenne sont réglementairement encouragés à mettre en
place une politique de gestion des déchets permettant de limiter leur production à la source, de les
valoriser (valorisation matière et énergie) et de réduire leur stockage en ISDND. La Directive Cadre
Européenne 99/31/CE du 26 avril 1999 sur le stockage des déchets solides a fixé les objectifs jusqu'en
2016 de réduction progressive de la quantité de déchets municipaux biodégradables admis en ISDND,
sur la base de la production de déchets de 1995 : 25% en 5 ans, 50% en 8 ans et 65% en 15 ans. Cette
directive a d'ailleurs largement contribué au développement des unités de traitement mécano-biologique (TMB) en Europe (Bayard et Gourdon, 2018).

Le TMB est l'association d'opérations mécaniques, d'opérations de tri (TM si seules des opérations mécaniques et de tri sont réalisées) et d'opérations de traitements biologiques, pouvant conduire à la valorisation – recyclage de certaines fractions extraites des OMR traitées. Ces opérations visent également à réduire la masse de matière organique fermentescible présente dans les OMR et à stabiliser la matière organique putrescible résiduelle. Le traitement mécano-biologique regroupe plusieurs options possibles de valorisation, illustrées dans la Figure 3 ci-dessous. Globalement, les techniques mises en œuvre permettent de réduire le recours au stockage des OMR et à réduire les nuisances et risques potentiels du stockage à long terme, liés à la biodégradation anaérobie des déchets : production de lixiviats, émissions de gaz à effet de serre dans les centres de stockage des déchets ultimes. Ces options doivent être intégrées dans la gestion globale des déchets ménagers et assimilés, et non pas considérées comme une alternative à l'incinération ou au stockage ultime.

<figure><img src="image_6.png" /><figcaption>Figure 3 : Options de TM et TMB dans la gestion intégrée des ordures ménagères résiduelles.</figcaption></figure>

- **Scénario 1** : TMB avec traitement biologique anaérobie de la fraction fermentescible pour une valorisation énergétique sous la forme de biogaz ;

- **Scénario 2** : TMB avec traitement biologique aérobie de la fraction fermentescible pour une valorisation matière « agricole » du compost urbain produit en tant qu'amendement organique des sols : en Europe c'est le cas essentiellement de la France et de l'Espagne qui produisent la quasi-totalité des composts urbains ;

- **Scénario 3** : TMB avec traitement biologique aérobie de la fraction fermentescible pour une valorisation énergétique du résidu considéré comme un combustible solide de récupération ;

- **Scénario 4** : TMB avec traitement biologique aérobie de la fraction fermentescible pour sa stabilisation biologique avant stockage ultime afin de réduire le potentiel polluant de l'ISDND.
Les installations de traitement mécano-biologique des OMR combinent ainsi diverses opérations de préparation. Les opérations mécaniques (broyage, dilacération et tri) permettent de séparer les fractions recyclables, d'homogénéiser et de réduire la taille des particules des fractions résiduelles. Les opérations biologiques permettent de biodégrader, en conditions aérobies, anaérobies ou mixtes, la matière organique putrescible en produits simples (CO₂, CH₄ et H₂O) et en substances organiques biologiquement plus stables. Les objectifs sont donc multiples, avec plusieurs finalités possibles (Bayard et Gourdon, 2018), qui seront abordées dans les paragraphes suivants au regard de la présence de plastiques dans le flux d'OMR.

### 3.3.2.2 TMB et recyclage

Le TMB peut conduire à améliorer le taux de recyclage des déchets en isolant les fractions valorisables dans les OMR, et contribuer ainsi à atteindre les objectifs de recyclage fixés par les législations européenne et française. Toutefois, la séparation des matériaux valorisables reste complexe dans un tel flux, et ne pourra conduire qu'à un taux de recyclage matière faible qui ne peut justifier à lui seul le choix du développement de TMB dans une filière de gestion des déchets ménagers et assimilés (ADEME 2014d). C'est en particulier le cas des déchets plastiques présents dans les ordures ménagères résiduelles : souillés au contact des biodéchets présents dans ce flux, le recyclage matière des plastiques est considéré difficile et coûteux. En effet, la présence de biodéchets complexifie la séparation des plastiques et implique de nombreuses étapes de tri : opérations mécaniques de criblage, de lavage et d'identification pour obtenir la qualité et la pureté nécessaires des matières extraites pour optimiser leur recyclage.

### 3.3.2.3 TMB et opérations de traitement biologique

Les procédés biologiques intégrés dans les opérations de TMB sont associés à deux conditions opératoires bien distinctes (Bayard et Gourdon 2010) :

- **Conditions anaérobies** où les déchets sont traités par digestion anaérobie pour convertir la matière organique fermentescible partiellement en méthane en vue d'une valorisation énergétique (scénario 1, cf. Figure 3) et valorisation des digestats en tant qu'amendement organique (scénario 2) après d'éventuels post-traitements ;

- **Conditions aérobies** où les déchets sont aérés pour une biodégradation partielle de la matière organique fermentescible. C'est le cas pour :

- les procédés de compostage (fermentation chaude + maturation) dans un objectif de produire un amendement organique (scénario 2) ;

- les procédés de bioséchage ou « biodrying » pour la production d'un CSR (scénario 3) ;

- les procédés de stabilisation aérobie avant stockage en ISDND (scénario 4).

Les procédés biologiques associés sont les mêmes que ceux mis en œuvre sur les déchets organiques fermentescibles décrits dans la partie dédiée à la gestion des plastiques dans les flux de déchets organiques fermentescibles (voir partie 3.5. « Gestion des plastiques dans un flux de déchets organiques fermentescibles – valorisation/recyclage organique », page 70).
### 3.3.2.4 TMB et valorisation matière organique

Les prétraitements mécano-biologiques peuvent avoir comme finalité de générer une matière valorisable comme amendement organique si le produit final répond aux exigences de la norme compost NFU 44-051 (AFNOR 2006, voir encadré ci-dessous). Cette norme est rendue d'application obligatoire par l'Arrêté du 21 août 2007. La qualité du produit final dépendra étroitement des conditions de genèse des OMR et des performances des opérations du TMB en termes de ségrégation des éléments « indésirables », opérations qui peuvent être réalisées soit en amont, soit en aval du traitement biologique. Les éléments indésirables sont les particules en verre, **plastiques**, éléments métalliques. De nombreux polluants présents dans le flux d'OMR peuvent conduire à contaminer la matière organique en éléments traces métalliques (ETM : As, Hg, Cr, Se, Ni, Cu, Zn, Pb, ...) et composés traces organiques CTO ; hydrocarbures HC, hydrocarbures aromatiques polycycliques HAP, pesticides, organochlorés dont polychlorobiphényles PCB, ...). Comme le mentionne l'ADEME dans sa note technique sur les TMB (ADEME 2014d), « les exigences techniques pour se donner tous les moyens de produire un compost conforme à la norme NFU 44-051 sont très élevées, et elles le seront encore d'avantage, les critères de la norme étant appelés à se renforcer ».

**Norme compost** : La commercialisation des composts urbains issus de n'importe quel type d'installations nécessite le respect de la norme NF U 44-051 "Amendement organiques" (AFNOR NFU 44-51, 2006). Elle définit les différentes catégories d'amendements organiques issus du compostage de biodéchets dont les déchets verts et déchets alimentaires, et issus du compostage de déchets ménagers. Elle comporte des spécifications en termes de seuils d'ETM et CTO, de présence d'éléments inertes solides (plastiques et morceaux de verre), de présence d'agents biologiques pathogènes, et en termes de qualité agronomique. La norme est en cours de révision et il est très vraisemblable que les seuils seront plus sévères en termes de polluants admissibles, et plus en accord avec ses voisins européens très réticents sur l'usage de composts issus d'OMR ou d'OM, ce qui pourrait donc avoir des conséquences importantes pour les installations de TMB où l'un des objectifs opérationnels est de produire un compost urbain.

**Présence de plastiques** : Les valeurs limites en inertes et impuretés dans les amendements organiques doivent être inférieures aux valeurs limites en % de matière sèche suivantes : **films + PSE >5 mm** : < 0,3% ; **Autres plastiques** : < 0,8%

### 3.3.2.5 TMB et valorisation énergétique : production de combustibles solides de récupération

Selon la norme européenne EN 15359, développée par le CEN/TC 343 Spécifications et classes (AFNOR, NF EN 15359, 2011), les combustibles solides de récupération (CSR) sont définis comme des « déchets solides, non constitués de biomasse uniquement, issus de déchets non dangereux et destinés à être utilisés en incinération ou co-incinération ». C'est la définition réglementaire française précisée dans le Décret n° 2016-630 du 19 mai 2016. Ils sont préparés à partir de différents déchets susceptibles de contenir **une part non négligeable de plastiques** : déchets ménagers et assimilés dont les OMR, refus d'installations de TMB sur OMR, ou refus de collectes sélectives : TM utilisant une source spécifique de déchets DIB, déchets d'activités économiques ou déchets de construction-démolition. La préparation des CSR consiste à éliminer les éléments indésirables (matériaux inertes dont métaux et
sables, cailloux, gravats de construction, morceaux de verre cassé, ...) conduisant à augmenter le PCI, et à baisser le taux d'humidité. En France, la réglementation introduit des exigences complémentaires en lien avec le principe de la hiérarchie des déchets tels le Pouvoir Calorifique Inférieur (PCI) sur la matière brute > 12 KJ/g et la nécessité de caractérisation de certaines propriétés chimiques, qui ne sont pas obligatoires dans la norme EN 15359 et qui concernent directement les plastiques (Hg, Cl, Br et total halogénés).

Les opérations de préparation de CSR sont généralement intégrées dans les installations de TMB, comme en Allemagne, pays précurseur de ce type d'installations initialement dédiées au prétraitement des OMR avant stockage ultime. Toutefois, les CSR outre-Rhin restent majoritairement produits à partir de déchets industriels banals. Le développement de la filière CSR en Allemagne s'explique par la surcapacité d'incinération, les besoins énergétiques de ce pays et également par la mise en place de mesures réglementaires contraignant la mise en décharge. C'est également le cas de l'Italie avec l'interdiction de l'enfouissement des déchets ayant un PCI > 1313 MJ/h, ou bien le cas de l'Allemagne où l'enfouissement des déchets est interdit si leur $C_{Organique} > 3\%_{MS}$ et $C_{Total} > 5\%_{MS}$ (ADEME 2012a).

D'après l'étude ADEME sur la « faisabilité pour l'utilisation des refus des unités de tri-compostage des ordures ménagères comme combustible solides de récupération » (ADEME 2014b), les refus d'installations de tri-compostage représentent un potentiel de production de combustibles de substitution des combustibles fossiles. Plusieurs axes d'amélioration sont envisagés pour améliorer la qualité des CSR tels l'abaissement du taux d'humidité, et limitation de la présence d'incombustibles et de PVC, en faveur de la présence de plastiques produisant moins de cendres, de chlore, et à haut PCI.

Les opérations de prétraitement conduisent à la production d'un combustible homogène avec un PCI amélioré de qualité suffisante permettant de faire l'objet d'échanges commerciaux entre les producteurs et les utilisateurs. Avec l'incinération classique en IUOM plutôt dédiée aux OMR sans opération supplémentaire de prétraitement avant combustion, il existe deux typologies d'installations de valorisation énergétique : Installations dédiées aux CSR ou installations de co-incinération telles que les fours de cimenterie, les centrales électriques à charbon, les fours à chaux ou les chaudières à charbon. Le PCI peut varier entre 11 et 22 KJ/g (moyenne de 18 KJ/g) suivant les unités de traitement type TMB produisant des CSR à partir d'OMR ou bien les installations type TM à partir de DIB. Ces écarts significatifs sont non seulement liés aux conditions de préparation des CSR, mais aussi évidemment liés aux caractéristiques des flux entrants, en particulier les taux de matières à haut PCI dont les plastiques. Il y a une grande variabilité des CSR produits : de 10% à 70% de plastiques, et de 20% à plus de 70% de papier/carton.

## Norme CSR

La norme européenne EN 15 359 existe depuis 2011 (AFNOR NF EN 15 359, 2011) et concerne uniquement les CSR produits à partir de déchets non dangereux prétraités, excluant les DMA non traités. Cette norme définit les différents critères en termes de pouvoir calorifique, de taux de chlore et de mercure, pour lesquels cinq seuils ont été définis pour chacun de ces critères. La norme implique de préciser également d'autres caractéristiques essentielles telles que la granulométrie, le taux d'humidité, le taux de cendres, etc... pour assurer la compatibilité entre le CSR et l'installation de traitement thermique en vue de maitriser les risques pour l'Homme et son environnement.
## 3.4 GESTION SELECTIVE DES DECHETS PLASTIQUES ET VALORISATION

### 3.4.1 Tri des plastiques

En France, la gestion de la fin de vie des emballages plastiques est accompagnée par des éco-organismes tels que CITEO. Ces éco-organismes ont la mission d'intérêt général de prendre en charge, dans le cadre de la Responsabilité Elargie des Producteurs (REP), la fin de vie des emballages, en échange d'une éco-contribution. En 2012, le recyclage (valorisation organique incluse) global des emballages ménagers s'élevait à 67% (d'après CITEO-Eco-Emballages et Adelphe). Sur un total de 4,8 Mt de déchets d'emballages, la place des emballages plastiques ménagers représentait près de 1,1 Mt (22,9%), réparties de la manière suivante :

- 489 000 tonnes de bouteilles et flacons : recyclés à hauteur de 49% en 2012 ;

- 602 000 tonnes d'autres emballages plastiques : (hors consignes de tri) recyclés à hauteur de 1%.

La majorité des utilisations de plastiques biosourcés dans l'emballage concerne des applications en tant qu'emballages ménagers. Ces matériaux sont à l'heure actuelle des polymères « drop-in » : ils ont la même structure et les mêmes propriétés que leurs homologues pétro-sourcés. La fin de vie de ces matières est à l'heure actuelle la même que celle des emballages pétrosourcés et est davantage liée à l'usage qu'à leur caractère biosourcé (ADEME 2014c). Ils sont répartis ici, selon leurs usages :

- Corps creux pour les bio-PET et bio-PE (bouteilles, flacons) ;

- Films et sacherie pour le bio-PE et les polymères à base amidon ;

- Emballages rigides en bio-PET et PLA (barquettes, pots de yaourt...).

Les procédés actuels de traitement des déchets plastiques issus d'une collecte sélective sont la valorisation énergétique, et également le recyclage mécanique, illustrés dans la Figure 4. Dans le premier cas, la matière est incinérée et fournit de l'énergie. Ce n'est pas un recyclage à proprement parler : une grande valeur est perdue au cours de ce processus. Le recyclage mécanique consiste en un retour au matériau (après tri, lavage, ...). Il offre donc la possibilité de réutiliser la matière. Il présente toutefois l'inconvénient de dégrader les matériaux polymères : sensibles au vieillissement thermomécanique, mais aussi à l'hydrolyse, les matériaux tendent à voir leurs propriétés amoindries. L'ajout d'additifs ou encore la dilution dans un flux de matière vierge peut permettre de passer outre ces pertes. Il existe également la possibilité de changer d'application, pour aller vers une utilisation qui demande moins de performances.

Des procédés de traitement sont actuellement en développement, dans l'objectif de diminuer la perte de valeur des matières plastiques, qui peut être observée avec les procédés actuels de recyclage. Des technologies de solvolyse et de dépolymérisation ont pour objectif de permettre un retour aux monomères constitutifs de la matière. On parle alors de recyclage chimique. Enfin, la pyro-gazéification a pour objectif l'obtention d'un combustible, transportable. Ce procédé de valorisation permettrait une valorisation thermique plus efficace que l'incinération actuelle. La Figure 4 schématise les différentes voies de valorisation des plastiques, recyclages mécanique, chimique et thermique.
<figure><img src="image_7.png" /><figcaption>Figure 4 : Filières de traitement des déchets plastiques, recyclage par voies chimique et mécanique et valorisation énergétique (d'après 2ACR, http://www.2acr.eu/).</figcaption></figure>

Une autre voie de traitement est également en développement : le recyclage biochimique. Via l'action d'enzymes adaptées, ce processus permet un retour aux monomères constitutifs de la matière traitée. Avec les mêmes avantages que le recyclage chimique, ce type de traitement peut s'avérer toutefois plus « doux », s'il permet d'éviter le recours à l'usage de solvants chimiques, ou d'éviter des conditions de pressions et températures élevées.

## 3.4.2 Recyclage mécanique – 99% du recyclage des plastiques

### 3.4.2.1 Tri

Le tri est l'étape clé du processus de recyclage des plastiques : il permet de séparer, nettoyer et préparer les matières destinées à être revalorisées. Les plastiques recyclables pouvant être de nature très variables, cela implique une diversité des procédés de tri, destinée à englober la majorité de ces matières et à en assurer un recyclage performant. On distingue majoritairement trois typologies de tri : le tri manuel, le tri mécanique et le tri automatique.

En 2013, environ 2815 kt de déchets ont été triés dans les centres de tri hexagonaux, dont 26% en centres de tri manuels, 34% en centres de tri mécaniques et 40% en centres de tri automatisé. Le tri manuel est toujours utilisé de manière complémentaire aux tris mécaniques et automatiques afin de contrôler la qualité de la séparation, intervenant soit en entrée des plateformes de traitement, ou en fin de tri automatisé (ADEME 2014c).

Le tri automatisé possède deux significations différentes qu'il convient de préciser : il peut à la fois représenter toutes les techniques de remplacement du tri manuel, n'apportant pas de perspectives de séparation supplémentaire mais permettant un gain de temps et des économies. Dans ce cas, l'appellation « tri automatique » fait référence à des procédés de tris manuels automatisés. Ce terme peut également être utilisé pour faire référence aux procédés de tri ne pouvant pas être effectués par des opérateurs, tels que les tris basés sur la densité, les caractéristiques optiques des déchets, etc.
Dans ce cas, le terme de « tri automatique » fait référence à des procédés plus performants que des moyens humains et permettant une meilleure valorisation des flux triés. Au sens de cette définition, le tri mécanique est donc considéré comme faisant partie du tri automatique.

A l'échelle de la France, on note une nette diminution du nombre de centre de tri exclusivement manuel. De l'autre côté, une diversification des procédés au sein de chaque centre (mécanisation ou automatisation) est observée (ADEME 2017). Cette diversification amène à augmenter et à régulariser les flux, et à optimiser la qualité des matières recyclées tout en diminuant la quantité de refus non valorisés. Elle permet aussi de faire face à l'extension des consignes de tri qui permet à certaines collectivités de collecter des déchets d'emballages type barquettes et films plastiques, nécessitant une identification et une séparation particulière.

Pour arriver à faire la distinction entre ces flux de plus en plus spécifiques, les procédés existants de tri doivent s'adapter et de nouvelles méthodes doivent voir le jour. La description des méthodes actuelles et en développement fera l'objet de cette partie.

### 3.4.2.1.1 Procédés actuels

#### 3.4.2.1.1.1 Tri manuel

Le tri manuel est effectué par un opérateur formé. Il peut intervenir à la fois en début de *process* en vue d'affiner le flux destiné au tri mécanique ou automatique, ou en fin de séparation automatique dans le but de corriger les potentielles erreurs des machines. La présence de ces opérateurs peut être coûteuse mais très efficace.

Les produits collectés sont placés sur un tapis et séparés manuellement par les opérateurs. Ces derniers réalisent un tri basé sur la forme, la couleur et la texture des déchets. Ils interviennent principalement dans le cas d'un mélange de produits en plastique dur (Ragaert, Delva, et Van Geem 2017) et peuvent par exemple trier les bouteilles de lait (PEHD) ou encore les bouteilles de soda en fonction de leurs couleurs (vert, bleu, blanc, rouge...).

#### 3.4.2.1.1.2 Tri automatique

Les procédés de tri automatique sont en fort développement depuis ces dernières années. Ils permettent une séparation plus précise et plus efficace que les procédés manuels classiques. Le tri automatique tire parti des caractéristiques mécaniques et physico-chimiques des déchets à séparer. Au sein de cette partie, une distinction sera faite entre les procédés basés sur les caractéristiques mécaniques des déchets (taille, densité, volume, masse) et ceux basés sur les caractéristiques optiques et magnétiques des déchets tels que leurs spectres de réflexion infrarouge (IR, et MIR, NIR) ou X.

#### 3.4.2.1.1.1 Tri mécanique

Les procédés de tri mécanique utilisent les propriétés physiques des déchets (forme, taille, volume, masse...) pour permettre la séparation de matériaux valorisables à partir d'un mélange de déchets, généralement à la suite d'un premier tri manuel.

Le tri mécanique fait surtout référence au tri granulométrique, basé sur l'usage de cribles ou tamis. Les déchets passent ainsi sur un tamis plan ou sur un trommel (crible cylindrique et rotatif) dans le but d'effectuer une séparation physique basée sur la forme et la taille des déchets. Une table inclinée peut également être utilisée, impliquant une séparation des déchets en fonction de leur masse, de leur capacité à rouler et de leur résistance au frottement. Les ferrailles et plastiques sont séparés des autres matières qui sont dirigées vers la valorisation énergétique ou l'enfouissement. D'autres types de
procédés mécaniques peuvent être mis en place, de manière complémentaire ou en substitution au
criblage :

- Le tri balistique : les objets sont projetés dans les airs suivant une trajectoire qui leur est propre, dépendant de leur masse et de leur volume ;

- La séparation aéraulique (faible capacité, coût plus élevé) : séparation en fonction de la masse, par propulsion des déchets avec un jet d'air. Les déchets sont projetés plus ou moins loin selon leur masse ;

- La séparation par flottaison (ou flottation) : elle peut être considérée comme une étape de lavage. Les déchets broyés sont immergés dans une cuve et séparés par leur différence de masse volumique. Les densités des plastiques les plus courants sont présentées dans le Tableau 5.

<table><caption>Tableau 5 : Densités indicatives des principaux plastiques en vue de tris par flottation.</caption><thead><tr><th>Polymère</th><th>PP</th><th>PEBD</th><th>PEHD</th><th>PS</th><th>PLA</th><th>PET</th><th>PVC</th></tr></thead><tbody><tr><th>Densité</th><td>0,9</td><td>0,92</td><td>0,94</td><td>1,05</td><td>1,24</td><td>1,34</td><td>1,34-1,4</td></tr></tbody></table>

### 3.4.2.1.1.1 Tris optiques et magnétiques

Les techniques de séparation des déchets les plus pointues à l'heure actuelle sont basées sur l'évaluation des caractéristiques électromagnétiques des déchets au travers de l'application de stimulus de différentes natures. Ces techniques font principalement usage d'outils spectrométriques afin de mesurer la réponse à des stimulus et d'effectuer la séparation nécessaire en fonction des caractéristiques de chaque déchet. Les principaux types de stimulus pouvant être appliqués sont (ADEME 2012b) :

- Les rayons X : Des rayons X sont envoyés sur les déchets à analyser. Ces rayons X « primaires » vont exciter les atomes, qui en retour émettront un rayonnement X « secondaire ». C'est ce rayonnement secondaire qui sera analysé par un spectromètre. Ces techniques de séparation regroupent les technologies de rayons X par transmission (XRT) et de rayons X par fluorescence (XRF);

- Les infra-rouges : Des rayons infra-rouges proches (NIR) ou moyens (MIR), sont envoyés sur les déchets à séparer. Cette étape est suivie par l'analyse du spectre de réflexion à l'aide d'un spectromètre dans le cas des NIR, ou de l'analyse de la dispersion de chaleur au sein du déchet à l'aide d'un capteur thermique dans le cas des MIR ;

- L'induction d'un champ magnétique : Ces méthodes consistent à créer un champ magnétique à l'aide de bobines, et à faire passer les déchets au travers de ce champ. Ces méthodes permettent ainsi de séparer les métaux des autres matériaux et de trier les ferreux et les non ferreux. Parmi ces procédés on retrouve les séparateurs à courant de Foucault, l'induction « pilotée » et l'induction magnétique tomographie planaire (PMIT).

### 3.4.2.1.2 Techniques de tri en développement

Dans la perspective d'optimiser la qualité des flux de déchets destinés à un recyclage mécanique, et pour s'adapter à l'émergence de nouveaux types de déchets sur ces filières (notamment de type « plastique ») due à l'extension des consignes de tri, de nouvelles techniques de séparation sont
nécessaires et actuellement en développement (ADEME 2012b). Les principales méthodes en développement sont résumées dans le Tableau 6.

<table><caption>Tableau 6 : Synthèse des principaux procédés de tri (ADEME 2012b).</caption><thead><tr><td>Procédés en développement</td><td>Principe général</td><td>Déchets concernés</td></tr></thead><tbody><tr><td>Spectroscopie de plasma induit par laser</td><td>Cette technique est basée sur l'utilisation d'un laser de courte impulsion pour créer un microplasma à la surface d'un échantillon. Ce gaz ionisé, composé d'éléments qui vont rayonner de manière spécifique, sera ensuite analysé par spectroscopie optique.</td><td>Métaux, semi-conducteurs, verres, tissus biologiques, matériaux isolants, plastiques, terres, plantes, couche de peinture.</td></tr><tr><td>Incorporation de traceurs dans les polymères</td><td>Cette technique consiste à incorporer une molécule facilement reconnaissable par tri optique dans un polymère au cours de sa fabrication. Ainsi, cette molécule pourra être facilement détectée lors du tri du futur déchet et pourra faciliter sa séparation et valorisation.</td><td>Plutôt destinée aux matériaux polymères tels que les DEEE et les emballages.</td></tr><tr><td>Ultra-sons</td><td>Actuellement utilisés dans l'industrie alimentaire, cette technique fait l'objet de recherches dans le but de l'étendre au tri des déchets.</td><td>Cette technologie pourrait être appliquée à la détection des corps sombres, mais également dans la perspective de produire des polyoléfines de haute pureté à partir de déchets.</td></tr></tbody></table>

### 3.4.2.1 Recyclage mécanique

Au cours de leur usage, les matériaux plastiques sont soumis à diverses conditions environnementales (chaleur, oxygène, rayonnement, humidité et contraintes mécaniques). Le vieillissement qui en résulte (principalement de la photo-oxydation) induit divers changements structurels des matériaux polymères. Le matériau en entrée du procédé de recyclage n'est donc plus tout à fait le même que celui produit à l'origine. A cette première dégradation, il faut ajouter l'effet du processus de recyclage mécanique : le vieillissement thermomécanique est induit par la chauffe et le cisaillement mécanique à l'état fondu lors de l'extrusion par exemple.

Bien qu'induit par des conditions environnementales différentes, ces deux types de vieillissement ont des effets assez similaires : ils induisent soit une scission des chaînes de polymères, soit leur ramification. La prédominance de l'un des deux mécanismes dépend à la fois du matériau (longueur
des chaînes, groupes fonctionnels, présence de radicaux libres...) et des conditions opératoires (température, contrainte mécanique, oxygène, eau...). La rupture des chaînes entraîne une diminution du poids moléculaire (cas des polypropylènes), tandis que la ramification (cas des polyéthylènes) a tendance à l'augmenter, mais, dans les deux cas, les propriétés du matériau se voient modifiées, et très généralement dégradées (abaissement de la température de transition vitreuse, perte de résistance mécanique et de tenue aux chocs, rhéologie, propriétés de surface, couleur, ...) (Ragaert, Delva, et Van Geem 2017).

De plus, ces deux processus de dégradation conduisent à la libération de composés volatils (légers) qui se voient piégés dans le polymère à l'état solide. Pendant le traitement, ces espèces peuvent diffuser à travers la matière fondue. En plus de compromettre les propriétés du produit, ces composés peuvent corroder l'équipement (notamment les composés chlorés). Une étape de dégazage est donc nécessaire pour réduire cet effet en se débarrassant des fragments du polymère initial.

A ces problèmes de vieillissement de la matière s'ajoute celui des mélanges de matière : la différence entre les points de fusion des polymères dans les plastiques mélangés, impose une température de traitement correspondant au point de fusion le plus haut des composants. Si cela n'a pas d'influence sur ledit composant (en comparaison d'un recyclage mécanique sur ce composé pur), ceux à plus bas point de fusion se voient nettement plus dégradés sous l'effet de cette surchauffe, ce qui peut avoir pour conséquence de diminuer les qualités du produit. Par exemple, les mélanges contenant à la fois du PET et du PVC (même à une concentration de 0,005% massiques) sont traités à de hautes températures pour faire fondre le PET, accélérant la déshydrochloration du PVC (dégagement d'acide chlorhydrique, coloration du PET...) ((Ragaert, Delva, et Van Geem 2017; Alaerts, Augustinus, et Van Acker 2018)).

Les processus de tri et de recyclage en cascade peuvent conduire à la rupture des chaînes des polymères et à la diminution des masses molaires, provoquant une diminution des performances de la matière; c'est pourquoi la proportion de matériau recyclé par traitement thermomécanique dans un produit ne dépasse généralement pas 30%.
### 3.4.3 Recyclage chimique (ou recyclage physico-chimique) – en développement

#### 3.4.3.1 Principes

Sans procédé performant de régénération et dépollution, il est possible que les plastiques recyclés par voie mécanique voient leurs propriétés dégradées, comparativement aux produits "vierges". Il existe aussi un risque de contamination par des produits alimentaires ou chimiques durant leur première vie. Pour ces raisons, les polymères recyclés peuvent être exclus des applications répondant à certaines exigences physico-chimiques et/ou sanitaires, qu'ils satisfaisaient pourtant durant leur première vie. Ces matières plastiques sont donc généralement utilisées pour générer des produits aux exigences moindres, tels que des vêtements ou encore des pièces pour l'automobile. On parle de "Down-Cycling", illustré par la Figure 5. Pour compenser cet effet, il est courant d'injecter de la matière vierge dans le procédé de recyclage, afin de garantir certaines propriétés des matériaux (mécaniques ou physico-chimiques). Après un certain nombre de cycles, le matériau devra être orienté en valorisation énergétique, voire en stockage ultime.

<figure><img src="image_8.png" /><figcaption>Figure 5 : Le down-cycling, avec la valeur du matériau en échelle verticale.</figcaption></figure>

Aujourd'hui, de nouveaux procédés de recyclage sont en cours de développement, permettant potentiellement de régénérer des résines présentant les mêmes propriétés que les résines vierges et exemptes de toute contamination, et garantissant ainsi un usage de matière recyclée dans l'alimentaire. Le recyclage chimique semble être une voie prometteuse dans cette optique. Ce procédé consiste globalement en la dépolymérisation d'une matière plastique et en la récupération de ses monomères constitutifs. Les monomères en solution sont alors filtrés et lavés de tout additif introduit dans le produit original et/ou impuretés accumulés au cours de son usage. Enfin, les monomères régénérés sont à nouveau polymérisés pour obtenir des résines "neuves", lesquelles seraient alors éligibles à des applications à fortes exigences. Certaines voies de recyclage chimique permettraient également de recycler des produits de qualité moindre en produits de qualité supérieure. On parle alors de "Upcycling".
Actuellement, les innovations portant sur le recyclage chimique se concentrent en majorité sur le recyclage du polyéthylène téréphtalate (PET). Les Polyuréthanes (PUR) et les nylons sont également susceptibles d'être recyclés par voie chimique. La légèreté du PET et la possibilité d'ajuster ses propriétés physiques et chimiques (amorphe ou semi-cristallin) font de ce dernier le polymère le plus utilisé pour de nombreuses applications de produits "jetables" et à courte durée de vie. C'est également le polymère partiellement biosourcé le plus utilisé actuellement, notamment sous forme de bouteilles (Lackner 2015).

Non biodégradable, le PET est aujourd'hui l'un des plastiques les plus recyclés en filière de tri mécanique. Quelques centres de recherche et start-up s'intéressent au recyclage chimique d'autres plastiques. A l'instar des projets menés sur le PET, la quasi-totalité de l'activité autour du recyclage chimique est encore à l'état de pilotes de démonstration.

Par ailleurs, les polymères recyclés par voie chimique sont actuellement plus chers que les matériaux fabriqués à partir de matière vierge, du fait du coût de la matière première, du faible volume existant, mais aussi de l'investissement que ces technologies nécessitent (Ragaert, Delva, et Van Geem 2017).

Il faut différencier les procédés de recyclage chimique des techniques de valorisation thermique comme la gazéification, qui consistent en la destruction thermique des matériaux polymères pour obtenir des mélanges gazeux (syngaz majoritairement constitué de monoxyde de carbone et de dihydrogène, etc.) et du carbone solide (coke).

Les processus de dépolymérisation participent au recyclage chimique puisqu'ils permettent soit de revenir au monomère initial, soit de produire un mélange de polymères de plus faibles masses molaires. Dans le premier cas, les monomères pourront être utilisés dans la synthèse de plastiques vierges, tandis que les produits obtenus dans le cas de la gazéification seront utilisés généralement comme combustibles liquide ou solide.

### 3.4.3.2 Solvolyse

Le terme « solvolyse » désigne toute réaction chimique aboutissant à la dissolution d'un polymère, mis au contact d'un solvant. Des étapes de séparation et/ou repolymérisation permettent par la suite de produire le monomère de départ ou bien de générer des oligomères. Les différents procédés de solvolyse sont ici décrits dans le cas du PET, et plus généralement des polyesters (comme le PLA, polymère biosourcé).

Les polyesters sont parmi les polymères les plus faciles à recycler par solvolyse. En effet, ces polymères contiennent des fonctions esters qui peuvent aisément être sectionnées par des réactifs ou solvants tels que l'eau (hydrolyse), des alcools (alcoolyse), des acides (acidolyse), des glycols (glycolyse) ou encore des amines (aminolyse).

On distingue les solvolyses dites douces et celles réalisées sous pression et en température. Les premières nécessitent des temps longs et l'utilisation de solvants souvent toxiques, tandis que les suivantes sont pratiquées avec des solvants moins nocifs tels que le CO₂ et l'eau dans des temps plus courts. La Figure 6 de la page suivante illustre les différentes voies de solvolyses mises en œuvre sur le polyéthylène téréphtalate.
<figure><img src="image_9.png" /><figcaption>Figure 6 : Les différentes voies de solvolyse des PET (en vert), leurs produits (en blanc) et les différentes possibilités de reformation de polymères (en bleu) ou d'utilisation autres (en rose).</figcaption></figure>

#### 3.4.3.2.1 Hydrolyse

L'hydrolyse s'apparente à un hydrocraquage. C'est l'unique méthode de solvolyse qui mène directement à la production d'acide téréphtalique (TPA) et d'éthylène glycol (EG), par dépolymérisation du PET. Cette voie est alors la plus rapide et le PET peut être directement reconstitué à partir de ces espèces, sans étape supplémentaire. Toutefois, l'obtention d'une dépolymérisation totale nécessite l'application de hautes températures (115 à 420°C) et hautes pressions (10 à 480 bar), durant des temps longs (jusqu'à 7h), du fait de la faible réactivité de l'eau (faible nucléophilie). En outre, le TPA obtenu est de faible pureté (Ragaert, Delva, et Van Geem 2017). Cette méthode s'accompagne d'un coût relativement élevé, sans compter le coût non négligeable nécessaire à la purification du TPA. L'hydrolyse peut se faire en milieu alcalin, en milieu acide ou bien en milieu neutre (Paszun et Spychaj 1997).

##### 3.4.3.2.1.1 Hydrolyse alcaline

Ce procédé d'hydrolyse est effectué en solution aqueuse de soude (NaOH) ou de potasse (KOH) dont la concentration massique peut varier de 4 à 20% (Paszun et Spychaj 1997). L'hydrolyse s'amorce peut durer entre 3 et 5h. La solution obtenue contient alors téréphtalate de sodium (ou de potassium) et de l'éthylène glycol. La réaction d'hydrolyse est détaillée dans la Figure 7.

<figure><img src="image_10.png" /><figcaption>Figure 7 : Solvolyse du PET en milieu aqueux alcalin (NaOH), avec à gauche la coupure des chaînes polymères (A) et, à droit, une proposition de mécanisme de la réaction d'hydrolyse (B) (d'après (Sinha, Patel, et Patel 2010)).</figcaption></figure>
Une température de 340°C permet ensuite de distiller l'éthylène glycol (EG) et de l'isoler. Les sels de téréphtalate de sodium sont filtrés et mis au contact d'un acide fort (par exemple l'acide sulfurique, $H_2SO_4$) pour former du TPA, comme l'illustre la Figure 8.

<figure><img src="image_11.png" /><figcaption>Figure 8 : Réaction d'acidification d'un sel de téréphtalate de sodium en présence d'acide sulfurique (d'après (Sinha, Patel, et Patel 2010).</figcaption></figure>

Ce processus permet de recycler de la matière très contaminée telle que des films magnétiques, photographiques et métallisés. Les facteurs de pression, de température et de concentration en alcalins influent sur la cinétique de dépolymérisation. Le choix du solvant participe aussi grandement à la dépolymérisation. (Sinha, Patel, et Patel 2010) d'après plusieurs expériences menées par différentes équipes de recherches à ce sujet (Paszun et Spychaj 1997).

#### 3.4.3.2.1.2 Hydrolyse acide

Ce procédé s'effectue en présence d'un acide fort en grande concentration (généralement de l'acide sulfurique bien que les acides nitrique et phosphorique soient également employés). Sinha recense plusieurs méthodes d'hydrolyse acides dans la littérature (Sinha, Patel, et Patel 2010). Comme le décrit la Figure 9, l'acide permet de dépolymériser le PET directement en Acide Téréphtalique (TPA) et Ethylène Glycol (EG).

<figure><img src="image_12.png" /><figcaption>Figure 9 : Solvolyse du PET en milieu aqueux acide ($H_2SO_4$), avec la coupure des chaînes polymères (A) et, à droite, une proposition de mécanisme de la réaction d'hydrolyse (B) (d'après Sinha et al., 2010).</figcaption></figure>

On peut alors atteindre une décomposition complète seulement avec un taux d'acide très élevé (plus de 80%), à une température de 80 à 100°C. Ce procédé s'avère cependant coûteux car il nécessite l'utilisation d'acide fort en grandes quantités ainsi que du matériel approprié résistant aux acides et à la corrosion. L'étape suivante consiste à incorporer de l'acide afin de faire précipiter le TPA, avant de l'extraire à l'eau et le sécher. L'EG est extrait à l'aide d'un solvant organique (Paszun et Spychaj 1997).

#### 3.4.3.2.1.3 Hydrolyse neutre

L'hydrolyse neutre s'effectue dans de l'eau liquide ou gazeuse à des températures allant de 200 à 300°C, pour des pressions allant de 1 à 4 MPa. D'après Paszun et Spychaj (1997), c'est le procédé d'hydrolyse le plus écologique bien que l'on puisse optimiser ce procédé à l'aide de différents catalyseurs, ou par traitement plasma ou encore sous irradiations micro-ondes, qui sont de potentielles sources de pollution et consommatrices d'énergie (Geyer, Lorenz, et Kandelbauer 2016). L'hydrolyse entraîne la formation de mono-ester glycol qui, en redescendant à température comprise entre 95 et 100°C, est parfaitement soluble dans l'eau. Reste alors un précipité solide, comprenant le TPA. On peut alors récupérer l'EG du filtrat par distillation. Le corps solide est ensuite réintroduit dans
de l'eau, chauffé à plus de 300°C et refroidi pour isoler et récupérer aisément le TPA solide du mélange.

Ce procédé a néanmoins le défaut de conserver dans le TPA les impuretés présentes initialement dans le polymère. Il faut alors considérer des étapes supplémentaires de purification du TPA, par dissolution dans du caprolactame ou une solution aqueuse d'hydroxyde de sodium (Paszun et Spychaj 1997).

#### 3.4.3.2.2 Glycolyse

La glycolyse consiste en la dégradation induite par des glycols, elle s'effectue en présence de catalyseurs (en majorité des acétates métalliques). Il s'agit de casser des liaisons esters et de les remplacer par des terminaisons hydroxyles. Les glycols employés sont généralement l'éthylène glycol (EG), le diethylene glycol, le propylene glycol, le dipropylene glycol, etc. Le PET peut ainsi être dépolymérisé par glycolyse pour obtenir des diols et polyols oligomères ainsi que le monomère bis(2-hydroxyethyl) terephthalate (BHET) (Sinha, Patel, et Patel 2010). Cette réaction est présentée dans la Figure 10.

<figure><img src="image_13.png" /><figcaption>Figure 10 : Glycolyse du PET avec génération de BHET (Shukla et Harad 2006).</figcaption></figure>

Le BHET peut alors reformer du PET par polycondensation en phase fondue (Scheirs, 1998). Les polyols peuvent être ensuite utilisés pour la synthèse de polyesters, polyuréthanes, esters vinyliques, résines époxy, etc. La glycolyse est recommandée pour recycler le PET de haute qualité, mais déconseillée pour l'extraction de copolymères ou de colorants.

Les procédés de glycolyse des polyuréthanes permettent d'obtenir des oligomères réagissant par la suite avec des diisocyanates pour former des polymères comparables à ceux traités. Cette matière recyclée est mélangée (à hauteur maximale de 30%) avec de la matière vierge pour former par exemple de nouvelles mousses PUR (BAYER, Institut Technique de Aachen, Huntsman/DuVergier, etc.). Ces procédés sont encore au stade de développement en laboratoire ou de pilotes de démonstration pour les plus avancés.

#### 3.4.3.2.3 Alcoolyse et méthanolyse

La méthanolyse consiste à dégrader le PET dans du méthanol sous de très hautes conditions de pression et de température afin de le convertir en diméthyltéréphthalate (DMT) et éthylène glycol (EG) comme illustré par la Figure 11. Le DMT est obtenu sous la forme d'un précipité au refroidissement, il est ensuite centrifugé et cristallisé (Paszun et Spychaj 1997).
<figure><img src="image_14.png" /><figcaption>Figure 11 : Alcoolyse du PET menant au BHET avec R = CH₃ pour une méthanolyse (cas le plus cité dans la littérature) et, R = CH₂ - CH₃ pour une éthanolyse (Paszun et Spychaj 1997).</figcaption></figure>

L'alcoolyse permet un retour à un ester d'acide téréphtalique et de l'éthylène glycol en utilisant un excès d'éthanol supercritique à très haute température. L'éthylène glycol produit semble quant à lui être de très faible pureté et donc inutilisable directement pour une repolymérisation (Geyer, Lorenz, et Kandelbauer 2016).

### 3.4.3.2.4 Aminolyse

L'aminolyse est un processus de dégradation du PET (principalement sous forme de poudre ou fibres) par des amines primaires en phase liquide ou, plus rarement, en phase gazeuse (cf. Figure 12). À l'instar de l'ammonolyse, cette méthode s'est développée car la réactivité des groupes amines est supérieure aux groupes hydroxyles dans les environnements glycols et alcools utilisés en glycolyse ou alcoolyse (Geyer, Lorenz, et Kandelbauer 2016). Les amines les plus fréquemment employées pour cette réaction sont la méthylamine, l'éthylamine, la butylamine et parfois l'éthanolamine et la triethylenetetramine (Paszun et al., 1997). Le produit de cette réaction donne lieu à la N,N' DimethylTéréphtalamide (Mittal et al., 2010) ou, selon certaines conditions, au bis(2-hydroxyethyl) terephthalamide (BHETA). Ce dernier aboutit, après réaction avec de l'acide heptanoïque, à un produit pouvant servir de plastifiant au PVC.

<figure><img src="image_15.png" /></figure>
### 3.4.3.2.5 Ammonolyse

L'ammonolyse correspond à l'action d'ammoniac anhydre sur un polyester [GV15], dans un environnement glycol (Paszun et Spychaj 1997). Cette réaction (cf. Figure 13) permet la conversion du PET en éthylène glycol et en téréphtalamide (motif constitutif du Poly-para-phénylènetéréphtalamide ou Kevlar).

<figure><img src="image_16.png" /><figcaption>Figure 13 : Ammonolyse du PET (Mittal et al. 2010).</figcaption></figure>

### 3.4.3.2.6 Solvolyse sub- et supercritique

Le solvant principal de ce type de solvolyse est l'eau qui provoque l'hydrolyse des polymères. CO₂, alcools et acétone peuvent également être utilisés, en conditions sub- ou supercritiques. La durée de ces réactions s'avère courte (de l'ordre de 30 minutes). Toutefois, ces réactions nécessitent des températures allant jusqu'à 400°C, pour des pressions de plus de 200 bars (RECORD 2015). Ces conditions critiques permettent la décomposition des polymères formés par addition ou par condensation à partir d'esters, d'éthers ou d'amides d'acide (Ragaert, Delva, et Van Geem 2017).

### 3.4.3.3 Dépolymérisation thermique (Pyrolyse Flash)

La dépolymérisation thermique ou pyrolyse flash est réalisée à hautes températures (350 à 600°C) et sous atmosphère réductrice contrôlée (absence d'oxygène, etc.). Ces conditions opératoires de pression et température permettent de dépolymériser les structures macromoléculaires des thermoplastiques en de plus petites molécules. La scission des chaînes macromoléculaires est donc le fait de la température et non de la réaction avec une autre entité chimique.

Les réactions sont complexes, multiples et susceptibles de donner un large spectre de sous-produits, selon la voie de dépolymérisation préférentielle de chaque type de polymère et potentiellement selon l'historique du polymère. Les produits de pyrolyse peuvent se trouver sous forme de gaz, liquide ou résidus solides. Le résultat de ce craquage est donc soit une dépolymérisation, soit une plus simple fragmentation des chaînes de polymère. Les polyéthylènes (PE) et polypropylènes (PP) ont par exemple tendance à se fragmenter alors que les polytérafluoroéthylènes (PTFE), les polyamides (PA), les polystyrènes (PS) et autres polyméthacrylates de méthyle (PMMA) aboutiront à un mix contenant une grande quantité de leur(s) monomère(s) constitutif(s) (Achilias 2008; Ragaert, Delva, et Van Geem 2017).

Les produits de pyrolyses sont catégorisés comme suit (RECORD 2015 ; Achilias 2008; Ragaert, Delva, et Van Geem 2017) :

- **L'huile de pyrolyse** : Contenant les fragments de chaînes des polymères craqués, c'est le sous-produit dont on veut maximiser la production. Elle peut être valorisée énergétiquement sur le site même de
production ou ailleurs, pour un autre procédé. On parle alors de Combustible Liquide de Récupération (CLR), brûlable en chaudière ou en moteur thermique, correspondant donc à une valorisation énergétique. Cette huile peut également être raffinée pour obtenir une base pétrochimique ou des polyoléfines (C5-C10), correspondant à une valorisation matière ;

- **Le mélange gazeux (pauvre)** : Le mélange gazeux est le plus souvent brûlé directement sur site, pour fournir l'énergie nécessaire à la pyrolyse ou bien l'énergie nécessaire au séchage de la matière plastique. Il peut également être craqué thermiquement et ainsi débarrassé de sa fraction condensable. Il est ensuite valorisable énergétiquement dans des moteurs de combustion ou turbines à gaz ;

- **le coke de pyrolyse** : Sous-produit solide, contenant du carbone fixe (et la part incombustible) des plastiques traités. Les polluants des déchets restent majoritairement dans le coke du fait des basses températures appliquées. Le lavage et le décendrage sont donc généralement nécessaires avant toute utilisation de ce solide, qui peut être valorisé énergétiquement comme combustible secondaire, ou gazéifié par un autre processus ou bien encore brûlé pour fournir l'énergie nécessaire à la pyrolyse.

La température de pyrolyse a une grande influence sur la répartition de la matière dans ces trois catégories, mais ça n'est pas le seul paramètre à prendre en compte dans ce procédé :

- Composition de la matière traitée ;

- Macrostructure des polymères ;

- Niveau de broyage, etc. ;

Ce type de traitements thermiques présente l'avantage de pouvoir traiter les plastiques en mélange et est donc une voie plus facile de traitement des polymères, quelles que soit leur origine et leur composition, comparativement au recyclage chimique par solvolyse ou recyclage mécanique. Cependant, dans le cas de traitement de plastiques en mélange, on obtient principalement une huile de pyrolyse, tandis que le traitement de déchets plastiques propres et triés donne la possibilité de revenir directement aux monomères initiaux (RECORD 2015).

Dans le cas du traitement de mélanges de polymères, seul le raffinage par distillation permet actuellement de séparer les différents composants de l'huile obtenue. Cette séparation très complexe et énergivore fait que seuls les polymères présents dans les plus grandes proportions dans les déchets plastiques (à savoir, PET, PE, PP, PS et PVC) peuvent être traités par pyrolyse flash. Il est toutefois nécessaire de limiter la teneur en PVC et en métaux lourds : dans le cas contraire, l'activité des catalyseurs, et donc le rendement du procédé, se voit diminuée du fait des vapeurs de soufre et d'acides dont HCl : malgré les différentes étapes de tri, il restera toujours un peu de PVC dans les mélanges de polymères et, lors de la chauffe, des vapeurs contenant de l'acide chlorhydrique sont dégagées ; vapeurs qui ont un effet des plus néfastes sur l'installation. Une étude a permis de mettre en évidence que de très petites quantités de chlore suffisent (de l'ordre de 10 ppm) à rendre le procédé nocif (Okuwaki 2004). Pour éviter ces effets causés par la présence de PVC, une pyrolyse à plus faible température (300°C) peut être effectuée : cette étape de pré-pyrolyse permet la fonte des plastiques en même temps qu'une dégradation du PVC (élimination du chlore jusqu'à 98% massiques).

Plusieurs procédés ont aujourd'hui atteint le stade industriel de développement et permettent le traitement de Nylon 6, de PET, de PBT et de PS (RECORD 2015; Ragaert, Delva, et Van Geem 2017). On distingue différents types de pyrolyse flash, selon les conditions réactionnelles :

- La dépolymérisation thermique catalytique (DTC) ;

- La dépolymérisation thermique non-catalytique (DTNC) ;
- La dépolymérisation en présence de vapeur d'eau ou, vapocraquage (DVC) ;

- La dépolymérisation catalytique par hydrocraquage, en présence d'hydrogène (DCHC).

#### 3.4.3.3.1 Dépolymérisation thermique catalytique

L'emploi d'un catalyseur permet d'éviter une trop grande montée en température et donc une diminution de l'énergie nécessaire à la chauffe du four : autour de 450°C pour une pyrolyse non catalysée, la température peut être abaissée aux environs de 300°C. Le catalyseur permet également de rendre plus sélectif le mécanisme de rupture des chaînes macromoléculaires et donc de réduire la dispersion des produits. Le choix du catalyseur permet donc, avec le réglage des paramètres du procédé, d'orienter les produits et leur usage en fin de traitement : carburant, espèces pour la chimie industrielle (Achilias 2008; Ragaert, Delva, et Van Geem 2017).

Le craquage catalytique peut avoir lieu en phase liquide ou solide. Dans le premier cas, le catalyseur est en contact direct avec le polymère fondu tandis que, dans le second cas, ce sont les vapeurs formées qui entrent en contact avec le catalyseur gazeux. La conversion des oligomères en monomères est donc plus importante dans le premier cas. D'une façon générale, la présence du catalyseur favorise la production d'oligomères ayant des chaînes contenant entre 5 et 10 atomes de carbones (composés de carburants comme le diesel ou l'essence). L'effet du catalyseur est toutefois rapidement diminué par la présence de chlore et azote dans les résidus carbonés. Le craquage catalytique peut donc nécessiter des étapes de pré-traitement comme des pré-pyrolyses (Ragaert, Delva, et Van Geem 2017).

#### 3.4.3.3.2 Dépolymérisation catalytique par hydrocraquage (en présence d'hydrogène)

La différence entre cet hydrocraquage et le craquage catalytique est liée à la présence d'hydrogène : la réaction a lieu à des températures d'environ 400°C, des pressions de l'ordre de 70 bars. La présence d'hydrogène permet une meilleure qualité des produits avec la diminution des longueurs des chaînes. Avec un tel procédé les mélanges de polymères peuvent être traités, mais le coût que représente ce traitement est élevé : les hautes pressions nécessitent de coûteux investissements et $H_2$ est un consommable onéreux et dangereux (Ragaert, Delva, et Van Geem 2017).

#### 3.4.3.3.3 Procédé KVD

Ce processus de dépolymérisation catalytique sans pression a été développé par la société allemande AlphakatGmbH qui propose un procédé pour la conversion catalytique de biomasse et de déchets plastiques en combustibles liquides, à une pression proche de la pression atmosphérique. Avec l'élimination des atomes d'oxygène, ce procédé produit des carburants utilisables par les moteurs thermiques communs (diesel, kérosène, ...), à partir de substrats tels que le PET ou le PP par exemple. Une première étape de traitement consiste en une déshydradation (réduction de la teneur en eau à 5% du poids). La matière est ensuite chauffée à 180°C, en présence de catalyseur (silicate d'aluminium). L'huile obtenue est ensuite chauffée à 250°C et centrifugée pour séparer les résidus d'hydrocarbures au fur et à mesure que les hydrocarbures sont dépolymérisés. Les oligomères obtenus sont proches des carburants diesel, soit des chaînes carbonées de C10 à C20. Les problèmes liés à la formation d'acide chlorhydrique sont évités puisque les hydrocarbures sont déchlorés et déhalogénés par neutralisation catalytique, neutralisation effectuée avant le craquage thermique (Ragaert, Delva, et Van Geem 2017).
3.4.3.3.4 Conclusion

Les procédés de dépolymérisation thermique sont coûteux, et ne peuvent d'être rentables qu'avec le traitement de grands volumes de déchets. Le recyclage mécanique reste encore la filière technique la plus simple à mettre en œuvre.

Il ne faut pas négliger la potentielle toxicité des produits de pyrolyse : les mélanges gazeux générés par la décomposition thermique des matériaux plastiques peuvent contenir du monoxyde de carbone et du cyanure d'hydrogène pour les mousses de polyuréthanes, de l'acide chlorhydrique et du benzène pour le PVC, etc. L'absence d'oxygène dans l'atmosphère pendant la pyrolyse tend à limiter la production de ces espèces, mais leur présence nécessite des étapes supplémentaires soit pour éviter leur apparition (avec l'extraction du PVC de la matière avant pyrolyse), soit pour les traiter (Ragaert, Delva, et Van Geem 2017). Le processus nécessite en outre des plastiques déchlorés et débarrassés de leurs fractions non distillables, étapes qui rajoutent un coût opérationnel (Ragaert, Delva, et Van Geem 2017; RECORD 2015).
### 3.4.4 Recyclage biochimique – utilisation d'enzymes de dépolymérisation – en développement

#### 3.4.4.1 Principes

Les méthodes chimiques classiques utilisées pour le recyclage des plastiques impliquent une consommation d'énergie importante, requièrent des étapes complexes de séparation des catalyseurs et additifs utilisés pour la dépolymérisation et aboutissent à un faible rendement de monomères (Tsuji, Daimon, et Fujie 2003).

Parmi les solutions émergentes de recyclage matière des plastiques, le recyclage par voie "biochimique" est une offre technologique prometteuse et très étudiée actuellement. Le recyclage biochimique fait usage de bio-catalyseurs, c'est-à-dire des enzymes, principalement issues de micro-organismes, dans la perspective de produire des monomères, voire d'autres synthons. Il s'agit donc d'une dépolymérisation bio-catalytique des polymères pouvant également être appelée « biorecyclage ».

L'objectif du recyclage biochimique (ou recyclage enzymatique) des polymères consiste en la récupération de leurs éléments constitutifs : les monomères ou les oligomères, dans le but de synthétiser de nouveaux matériaux, tout en s'affranchissant des contraintes précédemment citées. Tout comme le recyclage chimique, le recyclage biochimique permet de générer une résine aux mêmes propriétés qu'une résine pure et permet de concevoir une boucle de production sans perte de valeur par rapport à son usage passé.

Le recyclage biochimique fait appel à des biocatalyseurs, les enzymes, dont le rôle est d'accélérer une réaction biochimique en abaissant le niveau d'énergie requis pour qu'elle puisse avoir lieu. La réaction catalysée ici est la dépolymérisation hydrolytique, c'est-à-dire la rupture de liaisons chimiques d'un polymère par fixation d'une molécule d'eau suivant la réaction générale :

$$R1-COO-R2 + H_2O \leftrightarrow R2-OH + R1-COOH.$$

La dépolymérisation hydrolytique est un processus autocatalytique dans lequel les acides carboxyliques produits catalysent à leur tour l'hydrolyse.

L'hydrolyse enzymatique est catalysée par des enzymes de la classe des hydrolases et affecte les liaisons glycosidiques, peptidiques et esters (Göpferich 1996). Elle se déroule généralement en plusieurs étapes, illustrées par la Figure 14 :

- 1) diffusion de l'enzyme de la solution jusqu'à la surface du polymère ;

- 2) adsorption de l'enzyme sur la surface du substrat, entraînant la formation d'un complexe enzyme-substrat ;

- 3) catalyse de la réaction d'hydrolyse ;

- 4) diffusion des produits de dégradation solubles du substrat solide vers la solution.
<figure><img src="image_17.png" /><figcaption>Figure 14 : Représentation schématique du mécanisme d'hydrolyse enzymatique d'un polymère.</figcaption></figure>

Deux mécanismes distincts peuvent se dérouler lors de l'hydrolyse des polyesters :

- Des **endo-enzymes** provoquent la rupture des liaisons esters au hasard de la chaîne carbonée, libérant ainsi des oligomères de masses molaires plus faibles. Cette réaction entraîne une diminution significative de la masse molaire moyenne du polymère résiduel (Lenz 1993; Kyrikou et Briassoulis 2007);

- Des **exo-enzymes** hydrolysent spécifiquement les liaisons esters situées en bout de chaîne et libèrent des monomères. Cette réaction a peu d'effet sur la masse molaire moyenne du polymère mais une perte de masse globale est observée (Kyrikou et Briassoulis 2007).

Les enzymes sélectionnées pour catalyser des réactions de dépolymérisation par hydrolyse sont principalement représentées par la famille des **cutinases** et celle des **lipases**, dégradant respectivement la cutine et les acides gras. Ces dernières peuvent être directement isolées à partir des micro-organismes qui les produisent (bactéries ou champignons) ou bien être exprimées de manière recombinante au sein d'un micro-organisme tel que *E. coli*, pour faciliter leur production de masse (Masaki et al. 2005; Ribitsch, Herrero Acero, et al. 2012; Ribitsch, Acero, et al. 2012; Herrero Acero et al. 2013).

Ces enzymes subissent généralement des modifications génétiques destinées à améliorer leurs performances. Ces changements permettent de modifier leur structure 3D afin d'introduire une adaptation de leur site actif, d'augmenter leur adsorption à la surface du polymère ou d'augmenter leur stabilité à des températures proches de la Tg des polymères (A. Pellis et al. 2016; Weinberger et al. 2017). Des modifications génétiques effectuées sur une cutinase de *Fusarium solani pisi* dans le but d'agrandir son site actif ont ainsi permis de multiplier par cinq l'activité de l'enzyme sur des fibres PET par rapport à l'enzyme non modifiée (Araújo et al. 2007). Son et al. (2019) ont récemment modifié avec succès une cutinase afin d'améliorer sa thermostabilité, entraînant une augmentation de sa température de fusion (Tm) de 8,81 °C et une multiplication par 14 de son activité à 40°C comparée à l'enzyme originale.
Le recyclage biochimique permet de régénérer des monomères à partir de polymères afin de les réinjecter dans la boucle de production de nouveaux polymères, en s'affranchissant des contraintes que peuvent apporter un recyclage mécanique : perte de valeur de la matière, du fait du vieillissement thermo-mécanique et de la séparation imparfaite des déchets polymères ; ou un recyclage chimique : production de sous-produits non valorisables, usage de produits toxiques, consommation énergétique importante. La dépolymérisation bio-catalytique des plastiques peut s'effectuer en conditions "douces", c'est-dire dans des gammes de pH et de températures moyennes (R. Wei et Zimmermann 2017b; 2017b), limitant ainsi l'impact environnemental et le coût énergétique global de l'opération.

Toutefois, la spécificité des enzymes hydrolytiques peut rendre difficile un passage à grand échelle de cette technologie, encore majoritairement au stade de recherche. En effet, les enzymes possèdent une fonction biologique bien précise et, de fait, une activité régio-spécifique. Dépendant des groupes fonctionnels présents sur la molécule à dégrader, seuls certains types d'enzymes pourront avoir une action catalytique. Les principales familles enzymes ayant un potentiel de dégradation des polymères sont les hydrolases, également dénommées dépolymérides, et les oxydo-réductases du fait de leur capacité à cliver des liaisons moléculaires (Banerjee, Chatterjee, et Madras 2014). Ces familles sont présentées dans le Tableau 7.

<table><caption>Tableau 7 : Description des enzymes capables de catalyser le clivage de polymères plastiques.</caption><thead><tr><th>Famille d'enzymes</th><th>Réaction catalysée</th><th>Enzymes</th><th>Polymères ciblés</th><th>Liaisons clivées</th></tr></thead><tbody><tr><td>Hydrolases<br>(dépolymérides)</td><td>Catalysent les réactions d'hydrolyse de molécules suivant la réaction générale :<br>R-R' + H2O ⇌ R-OH +<br>R'-H</td><td>Estérases,<br>Lipases,<br>Cutinases,<br>Protéases,<br>Uréases</td><td>Polyesters<br>(PET, PLA...),<br>Polyuréthanes<br>(PURS),<br>Polyamides<br>(PA)</td><td>Ester<br><br>Uréthane<br><br>Amide</td></tr><tr><td>Oxydoréductases</td><td>Catalysent les réactions d'oxydoréduction en transférant les ions H+ et des électrons suivant la réaction générale : A- + B → A + B-</td><td>Laccases,<br>Manganèse-Peroxydases,<br>Lignine-Peroxydases,<br>Déshydrogénases</td><td>Polyoléfines<br>(PE, PP...)<br>Polyamides<br>(PA)</td><td>Cétone (alcène oxydé)</td></tr></tbody></table>

<figure><img src="image_18.png" /></figure>

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

<figure><img src="image_20.png" /></figure>

<figure><img src="image_21.png" /></figure>
### 3.4.4.2 Facteurs d'influence

#### 3.4.4.2.1 Facteurs intrinsèques au polymère considéré

La dépolymérisation bio-catalytique, au même titre que le recyclage chimique, est dépendante des propriétés physico-chimiques du polymère et non de son origine (fossile ou biosourcée). Elle est particulièrement dépendante de l'hydrolysabilité des liaisons chimiques constituant le polymère. La dépolymérisation est principalement étudiée sur les polyesters. Globalement, les polyesters aliphatiques présentent un fort potentiel pour la dépolymérisation enzymatique. Les polyesters aromatiques sont généralement plus récalcitrants à la dépolymérisation, en raison du phénomène d'encombrement stérique qui limite l'accessibilité aux enzymes (Müller et al. 2005). Les co-polyesters aliphatiques-aromatiques comme le PET ou le PEF possèdent quant à eux une accessibilité structurelle suffisante pour permettre aux enzymes de cliver leurs liaisons esters (Papadopoulou, Hecht, et Buller 2019).

Lié à la structure du polymère, le taux de cristallinité influence la dépolymérisation enzymatique des polyesters (Gamerith et al. 2017). En effet, le degré d'organisation élevé des chaînes de polymères dans les parties cristallines du matériau limite leur accessibilité aux enzymes susceptibles de rompre les liaisons. La pénétration de l'eau dans le matériau est également meilleure dans les parties amorphes, ce qui a tendance à favoriser les réactions d'hydrolyses (Hodge, Edward, et Simon 1996).

Le site actif des hydrolases étant souvent localisé dans une cavité peu accessible, la mobilité des chaînes polymères est également un facteur essentiel pour que la dépolymérisation enzymatique puisse avoir lieu (Mueller 2006). Cette mobilité est influencée par la différence entre la température de réaction et la température de fusion (Tm) du polymère (Marten, Müller, et Deckwer 2003). Plus cette différence est faible, plus les chaînes polymères sont mobiles, la température de réaction et la Tm du polymère conditionnent donc la vitesse de dépolymérisation (Marten, Müller, et Deckwer 2005).

Il a également été montré que les polymères avec des masses molaires élevées mettaient plus de temps à être dépolymérisés (Bernhard et al. 2008; Husárová et al. 2014), et que la nature hydrophobe d'un polymère pouvait induire une forte diminution de l'efficacité de dépolymérisation hydrolytique (Höglund, Hakkarainen, et Albertsson 2010). Il y a cependant débat sur ce point, l'hydrophobie des polymères pouvant, peut-être dans certains cas particuliers, être bénéfique à l'adsorption des enzymes à leur surface grâce aux interactions hydrophobes (Herrero Acero et al. 2013).

La présence d'additifs tels que surfactants, plastifiants, la nature de la solution tampon influence également l'hydrolyse enzymatique des polymères. Il a, par exemple, été montré que le surfactant Triton X-100 améliorait les changements de conformation d'une lipase, multipliant par 7 la quantité de produits de dégradation obtenus (Weinberger et al. 2017). Les plastifiants réduisent quant à eux les interactions inter-chaînes des polymères, améliorent la mobilité de la chaîne et, par conséquent, l'exposition des couches externes du polymère aux enzymes (Eberl et al. 2009).

Enfin, la forme physique sous laquelle se trouve le polymère (poudre, film...) joue un rôle important dans la réaction de dépolymérisation enzymatique, car elle conditionne la surface spécifique accessible aux enzymes. Un échantillon broyé sera en principe plus rapidement dépolymérisé qu'un échantillon compact car la surface accessible aux enzymes sera plus grande. Dans la même logique, la porosité d'un matériau affectera sa vitesse de dépolymérisation, en modifiant la surface disponible pour une attaque enzymatique (Odelius et al. 2011).
3.4.4.2.2 Facteurs liés aux conditions expérimentales de la bio-catalyse

Un pH trop acide ou trop basique peut inhiber le fonctionnement de certaines enzymes. Il est donc nécessaire de choisir un pH adéquat en fonction des propriétés intrinsèques de l'enzyme utilisée. La température d'incubation est également un facteur clé lors de réactions enzymatiques : il peut y avoir inhibition de l'enzyme si la température est mal choisie ou, au contraire, une augmentation significative de la cinétique de la réaction.

La concentration de l'enzyme doit être adaptée en fonction de son activité, la vitesse initiale d'une réaction enzymatique étant généralement proportionnelle à cette concentration. D'autres facteurs doivent également être contrôlés comme le temps d'incubation, les composants de la solution et l'utilisation de cofacteurs. En général, plus le temps d'incubation d'un test enzymatique est long, plus la dépolymérisation est importante. Cependant, l'enzyme perd de son efficacité au cours de la réaction et nécessite d'être renouvelée. Les composés en solution (tampon, produit bactériostatique, ...) doivent être soigneusement choisis et ne pas inhiber l'activité des enzymes utilisées.

Le milieu de réaction choisi influence également la réaction de dépolymérisation. L'utilisation d'un solvant organique favorise en effet l'obtention d'oligomères cycliques facilement repolymérisables, contrairement à un milieu de réaction riche en eau qui mènera plutôt à la formation de monomères linéaires (Kondo, Toshima, et Matsumura 2002; Kaihara et al. 2005). L'utilisation de fluides supercritiques, notamment le scCO₂, obtenu en maintenant du CO₂ au-dessus de sa température et de sa pression critiques (respectivement 304,25 K et 72,9 atm), a été étudiée dans le but de substituer les solvants organiques et de permettre également une dépolymérisation enzymatique avec obtention d'oligomères cycliques (Matsumura, Ebata, et Toshima 2000; Matsumura et al. 2001).

Enfin, les conditions dans lesquelles l'enzyme est mise en contact avec le polymère peut avoir une influence sur l'efficacité de la dépolymérisation. En solution, même si l'activité de l'enzyme est suffisante, sa récupération après utilisation nécessite un processus long et coûteux de purification. Par conséquent, les enzymes sont perdues une fois la réaction effectuée : elles ne sont pas réutilisables pour d'autres cycles de dépolymérisation. L'immobilisation des enzymes dans des matrices solides et poreuses, comme la silice hydrophile (Kaihara et al. 2005), permet d'augmenter leur stabilité et même leur activité (Tischer et Wedekind 1999), et rend possible l'utilisation de réacteurs en flux continu avec recyclage des enzymes.

Le recyclage biochimique des polyesters est donc dépendant d'un grand nombre de facteurs qu'il convient de contrôler pour obtenir une dépolymérisation satisfaisante. Le Tableau 8 résume les conditions mises en place pour évaluer la dépolymérisation biocatalytique de différents polyesters, d'après analyse de la bibliographie.

<caption>Tableau 8 : Synthèse des réactions de dépolymérisations biocatalytiques documentées dans la littérature (non exhaustif).</caption>

Voir pages suivantes
<table><thead><tr><th>Référence</th><th>Polymères</th><th>Forme physique du polymère</th><th>Enzymes</th><th>Etat de l'enzyme</th><th>Origine de l'enzyme</th><th>Conditions de la réaction</th><th>Résultats</th></tr></thead><tbody><tr><td>Funabashi 2007</td><td>PCL</td><td>Poudre</td><td>Amano lipase PS</td><td>En solution</td><td>Pseudomonas cepacia</td><td>37 °C<br>Tampon pH 7</td><td>Dégradation rapide</td></tr><tr><td>Gan 1997</td><td>PCL</td><td>Films</td><td>Lipase</td><td>En solution</td><td>Pseudomonas, pancreas porcin, et de candida cylindracea</td><td>37 °C<br>Tampon PBS</td><td>Lipase de Pseudomonas dégrade le PCL de manière effective</td></tr><tr><td>Gan 2001</td><td>P(BS-co-ES)</td><td>Films</td><td>PHB depolymerase</td><td>En solution</td><td>Pseudomonas stutzeri</td><td>1 goutte sur échantillon</td><td>Zones amorphes dégradées facilement</td></tr><tr><td>Iwata et al. 1997</td><td>PHB</td><td>Poudre</td><td>PHB dépolymérase</td><td>En solution</td><td>Pseudomonas stutzeri YM1006</td><td>37 °C<br>Tampon Tris-HCl (pH 7)</td><td>OK</td></tr><tr><td>Jbilou et al., 2015</td><td>PBS</td><td>Granule</td><td>Lipase B</td><td>Extrudée avec le polymère</td><td>Candida antarctica</td><td>Extrusion à 120°C</td><td>Libération d'acide succinique après une extrusion de 30 minutes en présence de 10 % en poids de lipase. Diminution drastique de la masse moléculaire moyenne du PBS après l'hydrolyse enzymatique et diminution de la température de fusion de 10°C</td></tr><tr><td>Ju et al., 2015</td><td>PLLA et P(3HB-co-4HB) en mélange</td><td>Films 10x10 mm², 0.1mm d'épaisseur</td><td>Proteinase K<br>Lipase</td><td>En solution</td><td>Pseudomonas mendocina (lipase)</td><td>30°C<br>Tampon phosphate, pH7 (P(3HB-co-4HB))<br>45 °C, tampon Tris-HCl pH 8 (proteinase K)</td><td>La lipase dépolymérise préférentiellement le P(3HB-co-4HB) dans les mélanges. La protéinase K dépolymérise le PLLA, mais pas le P(3HB-co-4HB)</td></tr><tr><td>Kaihara et al., 2005</td><td>PHB</td><td>/</td><td>Lipase et PHB dépolymérase (PHBDP)</td><td>Immobilisée (lipase) et en solution (PHBDP)</td><td>Candida antarctica (lipase)<br>Pseudomonas stutzeri, Alcaligenes faecalis (PHBDP)</td><td>70°C<br>Solvant organique dilué (lipase) ou 37°C dans un tampon phosphate (PHBDP)</td><td>Lipase à 70°C dans un solvant organique libère des monomères cycliques facilement re polymérisables par la même enzyme. A 37°C avec PHBDP, obtention de monomères linéaires.</td></tr><tr><td>Khan 1999</td><td>PBS</td><td>Films</td><td>Lipase AK</td><td>En solution</td><td>Pseudomonas fluorescens</td><td>70 °C<br>Tampon pH de 7,4</td><td>OK</td></tr><tr><td>Li 2000</td><td>PLA</td><td>Films</td><td>Proteinase K</td><td>En solution</td><td>?</td><td>37 °C<br>Tampon Tris/HCl pH 8,6</td><td>Protéinase K dégrade essentiellement les liaisons L-L plutôt que D-D</td></tr><tr><td>Maeda 2005</td><td>PBS, PBSA</td><td>Films</td><td>Cutinase</td><td>En solution</td><td>Aspergillus oryzae</td><td>35-55 °C,<br>Tampon Tris/HCl pH 8</td><td>PBS et PBSA décomposés</td></tr><tr><td>Marten et al., 2005</td><td>Polyesters aliphatiques et co-polyesters aliphatiques-aromatiques</td><td>Films de 0.9 cm de diamètre et 100 mm épaisseur</td><td>Lipase</td><td>En solution</td><td>Pseudomonas sp.</td><td>37°C et 50°C pH 7.0 dans une solution de NaCl à 0.9% (w/w)</td><td>La dégradation hydrolytique des polyesters, catalysée par des enzymes de type lipase, est principalement contrôlée par les propriétés thermiques globales du matériau</td></tr><tr><td>Masaki 2005</td><td>PBS, PLA, PCL</td><td>Echantillons émulsifié</td><td>"Cutinase-like enzyme"</td><td>En solution</td><td>Cryptococcus sp. Strain S-2 (champ.)</td><td>30 °C,<br>Tampon Tris/HCl pH 8</td><td>PBS, PLA et PCL dégradés</td></tr><tr><td>Masaki 2005</td><td>PCL, PLA, PBS</td><td>Echantillons émulsifié</td><td>Lipase A et AY</td><td>En solution</td><td>Rhizopus oryzae et burkholderia sp.</td><td>30 °C,<br>Tampon Tris/HCl pH 8</td><td>PCL dégradé, pas les autres</td></tr><tr><td>Masaki 2005</td><td>PLA, PBS, PCL</td><td>Echantillons émulsifié</td><td>Proteinase K (=Serine protease)</td><td>En solution</td><td>Trichirachium album</td><td>30 °C,<br>Tampon Tris/HCl pH 8</td><td>PLA dégradé, pas les autres</td></tr></tbody></table>
<table>
  <tr>
    <td>Matsumura et al., 2001</td>
    <td>PCL</td>
    <td>Granules de 50mg</td>
    <td>Lipase</td>
    <td>Immobilisée</td>
    <td>Candida Antarctica</td>
    <td>40°C dans du scCO2 pendant 15h en présence d'eau</td>
    <td>Formation de monomères et oligomères avec une masse molaire moyenne &lt;500</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Muller et al. 2005</td>
    <td>PET et PBT</td>
    <td>Films (diamètre de 12mm et 20-25mg)</td>
    <td>Hydrolase, Lipases</td>
    <td>En solution</td>
    <td>Thermomonospora fusca DSM43793, Pseudomonas sp., Candida antarctica</td>
    <td>55 °C (et aussi 40 °C dans le cas de la lipase Ps. S)</td>
    <td>Hydrolase dépolymérisé, mais lipases peu efficaces</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Ohkita 2006</td>
    <td>PLA/amidon</td>
    <td>Films 10 x 20 x 0.4 mm³</td>
    <td>Proteinase K</td>
    <td>En solution</td>
    <td>Trichirachium album</td>
    <td>37 °C<br>Tampon Tris/HCl pH 8,6</td>
    <td>OK, plutôt érosion en surface</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Okajima et al., 2003</td>
    <td>PBA, PBS, PBS/A</td>
    <td>/</td>
    <td>Lipase</td>
    <td>Immobilisée</td>
    <td>Candida Antarctica, Rhizomucor miehei</td>
    <td>50°C<br>Solvant organique dilué (acétonitrile ou toluène)</td>
    <td>PBA a été complétement dépolymérisé en 1j dans ces conditions. L'ajout d'eau améliore la réaction mais conduit à la formation de monomères linéaires</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Pellis et al., 2016</td>
    <td>PEF</td>
    <td>Poudre</td>
    <td>Cutinase (Thc_Cut1)</td>
    <td>En solution</td>
    <td>Thermobifida cellulosilytica</td>
    <td>50°C, pH7, tampon phosphate</td>
    <td>Dépolymérisation effective du PEF en 72 h à 50°C, obtention du monomère FDCA</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Ribitsch et al. 2012</td>
    <td>PET</td>
    <td>Films (10mg)</td>
    <td>Cutinase (Tha_Cut1)</td>
    <td>En solution</td>
    <td>Thermobifida alba DSM 43185</td>
    <td>50°C, pH 7<br>Tampon phosphate</td>
    <td>Libère principalement du MHET et du HEB (monomères du PET)</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Rizzarelli et al. 2004</td>
    <td>Polyesters variés</td>
    <td>Films 2 x0.75 cm, 20-30 mg</td>
    <td>Lipase</td>
    <td>En solution</td>
    <td>Mucor miehei et Rhizopus arrhizus</td>
    <td>37°C, tampon PBS pH 7,4</td>
    <td>Chaîne cassées aléatoirement<br>PBS pur : pas de dégradation,<br>PBS + copolymères comme PBSA : dégradation</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Ronkvist et al., 2009</td>
    <td>PET</td>
    <td>Films 15 x1 5 mm² et 250 µm</td>
    <td>Cutinases</td>
    <td>En solution</td>
    <td>Humilica insolens (HiC), Pseudomonas mendocina (PmC), Fusarium solani</td>
    <td>30-90°C<br>Tampon Tris-HCl (pH 8.0) avec 10% de glycerol</td>
    <td>Cutinase HiC à 70°C provoque perte de masse de 97± 3% en 96h. Dégradation préférentielle des régions amorbes. Obtention d'acide téréphtalique et d'éthylène glycol.</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Rosa 2005</td>
    <td>PCL/amidon</td>
    <td>Films</td>
    <td>Protéïnase K</td>
    <td>En solution</td>
    <td>Rhizopus sp.</td>
    <td>37 °C<br>Tampon Tris/HCl pH 8,6</td>
    <td>Digestion enzymatique affecte surtout l'amidon</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Tsutsumi 2003</td>
    <td>PBS, PES, PBS/PCL, PBAT</td>
    <td>Films</td>
    <td>Lipases</td>
    <td>En solution</td>
    <td>Aspergillus niger, pseudomonas sp., candida rugosa, rhizopus delemar, rhizopus sp, mucor javanicus, rhizopus niveus, C. cylindracea, rhizopus arrizus</td>
    <td>37 °C<br>Tampon (pH 4 ou 7)</td>
    <td>Lipase PS efficace pour PBS et PBS/PCL</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Weinberger et al., 2017</td>
    <td>PEF</td>
    <td>Films amorphes</td>
    <td>Cutinases (Thc_Cut1 et HiC)</td>
    <td>En solution</td>
    <td>Thermobifida cellulosilytica et Humicola insolens</td>
    <td>50°C et 65°C<br>Tampon Tris-HCl pH8 et tampon phosphate pH7</td>
    <td>Une hydrolyse à 100% des films PEF a été obtenue après seulement 72 h d'incubation avec la cutinase HiC dans 1 M KPO pH 8 à 65°C.</td>
  </tr>
  <tr>
    <td>Zenkiewicz et al. 2013</td>
    <td>PLA, PCL, PHB/PLA,</td>
    <td>Films 15x15 x0.4 mm, 15-21mg</td>
    <td>Proteinase K, protease, esterase, lipase</td>
    <td>En solution</td>
    <td>Trichirachium album, bacillus licheniformis, bacillus subtilis, candida rugosa</td>
    <td>37 °C<br>Tampon Tris/HCl pH 8</td>
    <td>Protéïnase K (PLA>>PCL>PHB)<br>Protéase (PLA>PCL>PHB)<br>Estérase (PLA>PCL>PHB)<br>Lipase (PLA>PCL, PHB non dégradé)</td>
  </tr>
</table>
### 3.4.4.3 Dépolymérisation enzymatique des polyoléfines

#### 3.4.4.3.1 Principe général

Les polyoléfines (PP, HDPE, LDPE, LLDPE) sont des polymères synthétiques issus de la polymérisation d'oléfines (alcènes). Contrairement à d'autres familles de polymères comme les polyesters, les polyoléfines sont des polymères aliphatiques saturés, synthétiques et hydrophobes. Cette spécificité rend leur recyclage par voie chimique ou biochimique plus complexe à cause du manque de fonctions hydrolysables ou oxydables (Arkatkar et al. 2009). Ainsi, un prétraitement abiotique est généralement nécessaire afin d'induire des réactions d'oxydations *via* l'utilisation d'oxydants chimiques, de rayons UV, de faisceaux d'électrons ou de plasma froid menant à la création de radicaux ; permettant de créer ainsi des sites polaires susceptibles d'être attaqués par des enzymes ciblées (Arkatkar et al. 2009; W. Wei et al. 2019).

En effet, la formation de groupes carbonyles par irradiations UV ou par ajout d'agents oxydants permet une augmentation de l'accessibilité pour une attaque enzymatique ultérieure : au niveau moléculaire, l'oxydation abiotique entraîne une fragmentation de la chaîne polymère, une réduction remarquable du poids moléculaire, l'introduction de groupes polaires ainsi qu'une augmentation de l'hydrophilie du polymère (Fontanella et al. 2010).

Différentes méthodes permettent d'améliorer la catalyse enzymatique des polyoléfines :

- Le mélange avec des pro-oxydants (souvent des métaux de transition) ;

- Le prétraitement thermique, UV, micro-ondes, ou rayonnement à haute énergie ou traitements chimiques (Ammala et al. 2011) ;

- L'amélioration du contact des enzymes à la surface du polymère via l'utilisation d'agents tensioactifs (R. Wei et Zimmermann 2017a).

La catalyse enzymatique est alors mise en place sur les substrats pré-oxydés. Cette attaque enzymatique peut être soit directe après extraction et purification des enzymes, soit indirecte par contact avec les micro-organismes produisant ces enzymes. Les enzymes oxydantes telles que les peroxydases, les monooxygénases, les manganèse peroxydases, les oxydases et les déshydrogénases sont responsables de l'oxydation des groupes éthyléniques présents sur les polyoléfines (Arkatkar et al. 2009). Les enzymes vont agir sur les polyoléfines préalablement oxydées et aboutir à la formation d'acides gras comme illustré en

Figure 15 (Ammala et al. 2011).

<figure><img src="image_22.png" /><figcaption>Figure 15 : Proposition de mécanisme de d'oxydation enzymatique de polyéthylène prétraité (d'après (Ammala et al. 2011)).</figcaption></figure>

L'analyse des produits de la catalyse enzymatique telle que proposée par Ammala et coll. (2011) indique la formation d'acide gras et d'un composé identique au monomère du polyéthylène, sous sa forme radicalaire. Une perspective de recyclage biochimique, après séparation des deux produits formés semble donc possible, bien que compliquée à mettre en œuvre.
### 3.4.4.3.2 Perspectives

Les recherches portant sur le potentiel de dégradation enzymatique des polyoléfines font surtout état de techniques impliquant l'ajout d'additifs pro-oxydants destinés à induire une fragmentation du matériau aussi appelée oxo-dégradation ; ou de l'usage de prétraitements oxydants, suivis d'une attaque enzymatique (Arkatkar et al. 2009; Fontanella et al. 2010; Ammala et al. 2011). Toutefois, les perspectives de recyclage biochimique à proprement parler sont peu documentées : la catalyse enzymatique du polymère oxydé permettrait de générer à la fois des acides gras et un monomère sous forme radicalaire (

Figure 15) mais aucune recherche parmi les sources consultées ne fait état d'une repolymérisation ultérieure. Il convient également de rappeler que les prétraitements tels que l'utilisation d'oxydants chimiques apportent une dimension négative au procédé sur le plan environnemental. Par conséquent, le recyclage biochimique des polyoléfines semble difficilement envisageable, cette filière étant plutôt à considérer pour des polymères plus facilement accessibles aux attaques enzymatiques de par le caractère hydrolysable ou oxydable de leurs liaisons comme les polyesters, les polyamides ou les polyuréthanes.

### 3.4.4.4 Dépolymérisation enzymatique des polyesters

#### 3.4.4.4.1 Principe général

Les polyesters sont une grande famille de polymères dont la principale application est le marché des fibres synthétiques. Ces polymères sont constitués de monomères reliés par des liaisons esters de type R-COO-R'. Le principal représentant de cette famille est le Polyéthylène Téréphtalate (PET), d'origine principalement fossile. Plusieurs polyesters déjà disponibles sur le marché sont d'origine biosourcée : le Polybutylène succinate (PBS), le Polyacide lactique (PLA), les Polyhydroxyalcanoates (PHA), le Poly-β-hydroxybutyrate (PHB), la Polycaprolactone (PCL) et le Polybutylene adipate terephthalate (PBAT). Bien que la plupart des polyesters soient potentiellement biodégradables (Müller et al. 2005), le PET est considéré comme récalcitrant à la biodégradation (Wei et Zimmermann 2017b). Les polyesters sont classés en trois groupes (aliphatique, aliphatique-co-aromatique et aromatique). Les polyesters, et notamment le PET peuvent être dégradés par certaines enzymes de la famille des hydrolases. Parmi elles, la cutinase et ses dérivées ont démontré un très fort potentiel dans la dégradation du PET (Wei et al., 2017b). Les polyesters aliphatiques (naturels et synthétiques) sont hydrolysés à température ambiante par diverses hydrolases tandis que les polyesters aliphatiques-co-aromatiques tels que le PBAT peuvent être dégradés par des hydrolases comme des carboxylesterases, des cutinases ou même des lipases (Kawai, Kawabata, et Oda 2019). Les polyesters aromatiques ont également pu être dépolymérisés par des lipases (Marten, Müller, et Deckwer 2003; 2005).

#### 3.4.4.4.2 Dépolymérisation bio-catalytique du PET

Malgré son caractère récalcitrant à la biodégradation, le PET est l'un des polymères les plus fréquemment étudié dans la littérature s'intéressant au recyclage biochimique (R. Wei et Zimmermann 2017a; Austin et al. 2018).
La catalyse enzymatique du PET par les hydrolases permet de régénérer ses monomères constitutifs : l'acide téréphtalique et l'éthylène glycol d'après l'analyse des produits de dégradation en solution (Ronkvist et al. 2009; Barth et al. 2015). Ce retour aux monomères initiaux offre l'opportunité de leur recyclage par réinjection dans le cycle de production des polyesters. La Figure 16 présente les différents produits obtenus suite à la dépolymérisation d'un film de PET par une polyester hydrolase (Barth et al., 2015).

<figure><img src="image_23.png" /><figcaption>Figure 16 : Produits de la dépolymérisation enzymatique d'un film de PET par une polyester hydrolase (d'après (Barth et al. 2015).</figcaption></figure>

Il existe en effet un certain nombre d'enzymes capables d'hydrolyser les molécules de PET, principalement des cutinases et leurs homologues, généralement issues de micro-organismes thermophiles. Cette particularité est liée au fait que l'activité optimale de ces enzymes est atteinte à des températures élevées (entre 55°C et 80°C selon les sources), qui se rapprochent de la température de transition vitreuse (Tg) des polymères et facilite leur accessibilité aux enzymes, le matériau acquérant une plus grande capacité de déformation à l'approche de cette température. Les enzymes attaquant préférentiellement les zones amorphes, cette particularité est particulièrement avantageuse dans le cas du PET utilisé dans la fabrication de corps creux, tels que les bouteilles de boissons, où une faible cristallinité est préférée afin d'obtenir la transparence du polymère (Müller et al. 2005). Ce type d'usage se prête donc bien au recyclage biochimique.

Müller et al. (2005) sont parvenus à dépolymériser du PET issu de bouteilles de grande consommation à l'aide d'une hydrolase isolée à partir d'un actinomycète thermophile. Cette dépolymérisation permet de régénérer des oligomères et/ou des monomères solubles dans l'eau pouvant être réutilisés pour la synthèse d'une nouvelle résine aux propriétés satisfaisantes. Ronkvist et al. (2009) ont également réussi à régénérer par biocatalyse les monomères constitutifs du PET : l'acide téréphtalique et l'éthylène glycol (Figure 17) à l'aide de différentes cutinases.

Les monomères formés peuvent à la fois être réutilisés dans une perspective de recyclage aboutissant au produit initial (exemple : bouteille) ou pour d'autres applications comme la production de PHA en utilisant l'éthylène glycol comme substrat pour la fermentation bactérienne (Zanzig et Scholz 2003) ou la création de metal-organic frameworks (structures poreuses pouvant servir à absorber/épurer certains gaz) à partir de l'acide téréphtalique (R. Wei et Zimmermann 2017a).
<figure><img src="image_24.png" /><figcaption>Figure 17 : Dépolymérisation biocatalytique du PET (Ronkvist et al. 2009).</figcaption></figure>

Comparé au recyclage chimique du PET, le recyclage biochimique est moins énergivore (températures de réactions plus basses) et permettrait de générer moins de produits secondaires et donc des monomères d'une pureté supérieure, pouvant être plus facilement repolymérisés (Mueller 2006). Le recyclage biochimique du PET est donc une technique prometteuse en plein développement, notamment grâce à la société française Carbios (https://carbios.fr/) qui affirme pouvoir dépolymériser 97% des bouteilles en PET en 16 h avec des enzymes bactériennes, optimisées en modifiant leur structure tridimensionnelle. Carbios a d'ailleurs annoncé la construction d'un démonstrateur industriel de recyclage enzymatique du PET à l'automne 2019.

#### 3.4.4.4.3 Perspectives

Le recyclage enzymatique des polyesters est un procédé susceptible d'être développé à l'échelle industrielle en France par Carbios (Papadopoulou, Hecht, et Buller 2019; Tournier et al. 2020). Créée en 2011, la société Carbios développe son expertise principalement sur la dépolymérisation enzymatique des polyesters, avec le développement d'une technologie de recyclage biochimique du PET. Ce procédé a pu voir le jour grâce à l'identification et l'isolement des gènes codant pour les enzymes dégradant les polyesters et leur insertion dans des bactéries *E. coli*, permettant de produire directement l'enzyme d'intérêt. Ce recyclage permet de régénérer les monomères constitutifs du PET et de les réinjecter dans une boucle de production, sans perte de valeur du polymère au fur et à mesure des recyclages. Le premier prototype industriel, annoncé en février 2019, permettrait de recycler 200 kg de PET en 16 heures.

Carbios pourrait s'intéresser à l'incorporation directe d'enzymes dans les polymères pendant leur mise en œuvre. Cette entreprise est fortement impliquée dans des projets collaboratifs, notamment le projet Thanaplast qui vise à produire des polymères biosourcés ou bio-recyclés, compétitifs pour l'industrie de la plasturgie. Ce programme de R&D de cinq ans a permis de faire émerger deux voies de valorisation pour la fin de vie des plastiques : la dégradation pour les plastiques à base de PLA et le recyclage biochimique du PET.
### 3.4.4.5 Dépolymérisation enzymatique des polyuréthanes

#### 3.4.4.5.1 Principe général

Les polyuréthanes représentent une large classe de polymères synthétiques que l'on retrouve dans de nombreux secteurs d'application comme les adhésifs, les mousses souples, les revêtements et les fibres. La caractéristique commune de ces polymères est la présence du groupe uréthane (R1-NHCOO-R2) plus rigoureusement appelé groupe éthyle carbamate (Loredo-Treviño et al. 2012; Akutsu-Shigeno et al. 2006). Ce groupe fonctionnel est généralement formé par réaction entre les groupes isocyanate et hydroxyle (Petrovic et Ferguson 1991). Les jonctions uréthanes entre monomères confèrent à cette famille de polymères une rigidité et une stabilité très importante. Dépendant des proportions entre polyisocyanates (plutôt cristallin) et polyols (plutôt amorphe) utilisées pour la polymérisation, différentes propriétés mécaniques pourront être observées. Cette proportion aura également un impact sur la capacité du polymère à être dépolymérisé par voie enzymatique (Urgun-Demirtas, Singh, et Pagilla 2007). De plus, selon la nature des polyols utilisés dans la réaction de polymérisation, des liaisons éthers ou esters pourront être prédominantes, et auront un impact sur les propriétés finales du polymère (Toshiaki Nakajima-Kambe et al. 1997; T. Nakajima-Kambe et al. 1999).

Les principales enzymes ayant démontré un potentiel dans la dépolymérisation des polyuréthanes font parties de la classe des hydrolases. Parmi elles, des uréases, des estérases et des protéases, capables d'hydrolyser les liaisons esters et/ou uréthanes du polymère (R. Wei et Zimmermann 2017b) comme décrit dans la Figure 18**Erreur! Source du renvoi introuvable.** Une étude comparative de la dégradation enzymatique de polyuréthanes PU a démontré que les polyuréthanes riches en liaisons éther sont plus récalcitrants à une attaque enzymatique que leurs homologues riches en liaisons esters (Nakajima-Kambe et al. 1999). De plus, l'analyse des métabolites obtenus après dépolymérisation enzymatique des polyuréthanes a montré que les liaisons esters sont plus promptes à l'hydrolyse enzymatique que les liaisons uréthanes (Nakajima-Kambe et al. 1997). Cela suggère une difficulté dans la perspective d'un retour aux monomères malgré la capacité de nombreuses enzymes à hydrolyser les liaisons esters des polyuréthanes. Néanmoins, certaines enzymes ont été identifiées pour dégrader spécifiquement les liaisons uréthanes (Akutsu-Shigeno et al. 2006).

<figure><img src="image_25.png" /><figcaption>Figure 18 : Mécanismes de dépolymérisation enzymatique des Polyuréthanes (R. Wei et Zimmermann 2017a; 2017b).</figcaption></figure>
### 3.4.4.5.2 Perspectives

Au vu des connaissances actuelles, une approche efficace de dépolymérisation biocatalytique des polyuréthanes avec un potentiel d'application industriel cédé de recyclage biochimique industriel n'a pas encore été démontrée (Wei et Zimmermann 2017a; 2017b). En effet, au regard de la diversité des fonctions hydrolysables présentes dans les différents types de polyuréthanes, un retour strict aux monomères constitutifs semble difficilement envisageable. En revanche, dans une perspective de biodégradation ultime des polyuréthanes, la densité de fonctions hydrolysables peut favoriser une fragmentation suffisante dans le but d'atteindre la minéralisation totale des polymères. Cette perspective a d'ailleurs fait l'objet de travaux de recherche en conditions anaérobies (Urgun-Demirtas, Singh, et Pagilla 2007).

#### 3.4.4.1 Dépolymérisation enzymatique des polyamides

##### 3.4.4.1.1 Principe général

Les polyamides représentent une famille de polymères trouvant leur application majeure dans les fibres synthétiques telles que le nylon 6,6 et le nylon 6 (Guebitz et Cavaco-Paulo 2008; Gashti et al. 2013). Les polyamides sont généralement synthétisées par condensation d'une diamine avec un acide dicarboxylique ou par autocondensation d'un lactame ou d'un acide aminocarboxylique (Krueger, Harms, et Schlosser 2015). Les jonctions entre motifs de répétition sont des liaisons amides, de forme (–CO–NH). Cette particularité commune avec les protéines confère aux polyamides un potentiel de dépolymérisation enzymatique par certains types d'hydrolases telles que les protéases. Cependant, des études ont montré que certains types de nylons pouvaient être résistants aux attaques des enzymes protéolytiques contrairement aux protéines, facilement hydrolysées par ces enzymes (Tetsuya Deguchi et al. 1998; T Deguchi, Kakezawa, et Nishida 1997). Il semblerait donc que la dépolymérisation enzymatique des polyamides puisse également être un mécanisme oxydatif, faisant ainsi intervenir des enzymes de type oxydoréductases. Ainsi, au moins deux voies de dépolymérisation enzymatique sont envisageables pour le nylon, à savoir : l'hydrolyse ou le clivage oxydatif de la liaison polyamide (Krueger, Harms, et Schlosser 2015). Le clivage oxydatif des polyamides fait intervenir des peroxydases, principalement d'origine fongique telles que les lignine-peroxydase et les manganèse-peroxydases (Tetsuya Deguchi et al. 1998).

De manière générale, la lyse hydrolytique semble être le mécanisme enzymatique favorisée dans le cas de courtes chaînes d'oligomères tandis que la lyse oxydative a démontré son efficacité sur des polymères complets (Yamano et al. 2008). La nature des monomères constituant le polyamide semble également avoir un impact sur le type de dépolymérisation qu'il va subir : les polymères à courte chaîne carbonée semblent plus prompts à des réactions d'hydrolyse (Deguchi et al., 1997; Yamano et al., 2008). Ainsi, le potentiel de dépolymérisation enzymatique d'un polyamide dépend fortement de sa composition et de ses propriétés physico-chimiques.

##### 3.4.4.1.2 Perspectives

Malgré le caractère hydrolysable et oxydable des polyamides, la perspective d'un recyclage biochimique efficace semble dépendre du bon choix des enzymes à utiliser (hydrolases ou oxydoréductases, ...). Cette particularité contraint le développement d'un procédé de recyclage biochimique capable de traiter tout type de polyamides, et pourrait impliquer un tri potentiellement complexe et coûteux à mettre en œuvre. Néanmoins, le recyclage biochimique des polyamides fait partie des développements à venir, l'entreprise Carbios ayant déjà communiqué sur sa capacité à
recycler les polyamides par voie biochimique, sans toutefois apporter de précision sur le procédé utilisé.

### 3.4.4.2 Conclusions

Le recyclage biochimique des polymères plastiques est une voie de recyclage en développement. L'analyse de la littérature montre une prédominance des perspectives de biodégradation sur celles liées au recyclage en vue de produire des monomères repolymérisables. En effet, même si la plupart des types de polymères sont susceptibles d'être dépolymérisés par des enzymes, l'obtention des monomères initiaux n'est pas toujours assurée. Dans le cas des polyoléfines, des prétraitements chimiques ou physiques sont indispensables pour garantir la dépolymérisation enzymatique, prétraitements souvent complexe, coûteux et non sans conséquences environnementales. Dans le cas des polyuréthanes, c'est la diversité des groupes fonctionnels susceptibles d'être attaqués par les enzymes qui rend difficile la conception d'un procédé aboutissant à l'obtention de monomères initiaux. Les polyamides ont, quant à eux un fort potentiel de dépolymérisation enzymatique, toutefois dépendant de leur structure chimique et de la nature des monomères les composant. Ainsi, les meilleurs candidats actuels à ce type de recyclage semblent être les polyesters. L'industrialisation du recyclage biochimique de ces polymères pourrait s'envisager (Tournier et al. 2020).

Les perspectives de développement du recyclage biochimique sont dépendantes des objectifs de fin de vie et de la volonté ou non de repolymérisation des monomères obtenus. Actuellement, la recherche est principalement axée sur la sélection et la caractérisation des enzymes impliquées dans la dépolymérisation des différents types de résines. Leur production à grande échelle, impliquant ou non des modifications génétiques, constitue également un challenge. De même, la synthèse de nouveaux polymères ou copolymères avec des fonctions "faciles" à hydrolyser et l'identification des sites actifs sont également des pistes en développement.

Concernant les polymères biosourcés, leur potentielle intégration dans les procédés de recyclage biochimique n'impliquerait *a priori* pas de changement particulier : le recyclage biochimique, au même titre que le recyclage chimique, étant dépendant de la nature des groupes fonctionnels constituants les polymères. Le caractère hydrolysable de la plupart des polymères biosourcés et leur appartenance à la famille des polyesters encourage leur potentiel à être recyclés dans ce type de filière.
### 3.4.5 Valorisation énergétique – (pyro-)gazéification

La gazéification consiste en la pyrolyse à haute température (entre 800 et 1000°C), dans une atmosphère appauvrie en oxygène. Au cours de ce processus globalement endothermique, la charge subit plusieurs réactions exothermiques et endothermiques (RECORD 2015; voir également la fiche technique ADEME et Sandra 2019).

Elle permet le traitement des déchets ayant une part combustible, dont les déchets plastiques. Tous les déchets plastiques sont a priori traitables de cette manière, en mélange et souillés ; bien qu'il soit préférable que les fractions fermentescibles, métaux, et autres incomlustibles soient séparés de ces matériaux polymères. Les déchets privilégiés sont donc les matériaux polymères issus du tri sélectif (emballages ménagers) et non recyclés par la filière du recyclage mécanique. Les combustibles solides de récupération (CSR) et les déchets ménagers sont également traités, avec préalablement un tri poussé.

Dans le cas des procédés de première génération, le gaz de synthèse est systématiquement brûlé pour, d'une part fournir l'énergie nécessaire à la gazéification et, d'autre part produire de l'électricité. Ils sont capables de traiter des déchets en mélange et/ou contaminés, en particulier des ordures ménagères. La gazéification par ces procédés de première génération est bien adaptée aux mélanges de plastiques et d'autres déchets bios源cés (cartons, papiers, bois, textiles, ...), tandis que la pyrolyse flash est plus appropriée que la gazéification dans le cas de déchets constitués majoritairement de plastiques thermofusibles, car elle produit beaucoup d'hydrocarbures à PCI élevé, proches d'un carburant liquide stockable.

Les procédés de deuxième génération ne sont pas encore au stade d'une industrialisation. Le gaz produit est généralement utilisé comme combustible ou comme intermédiaire dans la synthèse de carburants ou de nouveaux produits chimiques. L'étape d'épuration des goudrons et impuretés permet le respect des critères de pureté requis. Ces procédés traitent des matières plus homogènes, par exemple des CSR (RECORD 2015).

**Utilisation des produits issus de la pyro-gazéification :**

Les différents procédés actuellement matures conduisent à la production d'un gaz et d'un solide. Le solide produit a une faible teneur en carbone et est composé de la part non combustible des déchets traités. Après extraction des métaux qu'il contient et rendu inerte par vitrification, il peut être valorisé pour être utilisé dans la construction de routes, par exemple.

Le procédé de gazéification Texaco est la technologie la plus répandue. De premières expériences pilotes (10 tonnes / jour) ont été réalisées aux États-Unis. Le processus, se déroule en deux étapes. En fin de liquéfaction (dépolymérisation par craquage thermique), les gaz non condensables obtenus sont utilisés immédiatement pour fournir l'énergie nécessaire à la liquéfaction tandis que l'huile synthétique rejoint le gazéificateur. La gazéification en elle-même est réalisée sous oxygène, à des températures comprises entre 1200 et 1500°C. Après élimination de l'acide chlorhydrique (HCl) et de l'acide fluorhydrique (HF), le gaz de synthèse est composé principalement de CO et de $H_2$, avec de plus petites quantités de $CH_4$, $CO_2$, et de $H_2O$ (Ragaert, Delva, et Van Geem 2017).

D'une manière générale, le PCI du gaz dépend de la quantité d'oxygène en présence lors de la pyrolyse (de 3000 KJ/kg sous air à 9000 KJ/kg sous oxygène). La présence de goudrons et autres impuretés ($NH_3$, $H_2S$, NOx, métaux alcalins) nécessite une élimination (par craquage thermique ou catalytique par exemple) afin de permettre une valorisation énergétique, ou chimique. Les impuretés restantes
(chlore, soufre, ...) peuvent toutefois empêcher une utilisation de ce gaz en tant que combustible, dans l'industrie (chaudières et moteurs à gaz). La valorisation chimique est réalisée par reformage catalytique (mature industriellement), qui permet une conversion de ce gaz de synthèse en ammoniac ou en alcool (éthanol ou méthanol). Cette voie chimique est cependant moins compétitive que la voie énergétique actuellement mais peut intéresser l'industrie pétrochimique (pétrole et gaz naturel). En effet, le méthanol peut être converti en produits chimiques tels que l'acide acétique (pour les fibres et les adhésifs), des agents épaississants ou encore du diméthylether (gaz propulseur). Ces espèces sont actuellement presque entièrement produites à partir de combustibles pétro-s源cés。
## 3.5 GESTION DES PLASTIQUES DANS UN FLUX DE DECHETS ORGANIQUES FERMENTESCIBLES - VALORISATION/RECYCLAGE ORGANIQUE

### 3.5.1 Gisements et filières

La loi dite « loi Grenelle II » a rendu obligatoire depuis le 1er Janvier 2012 la mise en place d'une collecte sélective en vue de la valorisation/recyclage organique des déchets fermentescibles dans des filières adaptées de compostage ou de méthanisation pour les gros producteurs ou détenteurs de biodéchets - biodéchets de Grands et Moyens producteurs (GMS) : déchets de restaurants de grande taille, cantines, grande distribution.... Pour rappel, les biodéchets sont définis comme suit dans l'Article R 541-8 du Code de l'Environnement : « tout déchet non dangereux biodégradable de jardin ou de parc, tout déchet non dangereux alimentaire ou de cuisine issu notamment des ménages, des restaurants, des traiteurs ou des magasins de vente au détail, ainsi que tout déchet comparable provenant des établissements de production ou de transformation de denrées alimentaires. Le producteur de déchets en est responsable jusqu'à leur élimination ou valorisation finale ».

La loi du 17 août 2015 sur la transition énergétique pour la croissance verte (LTECV) fixe entre autres un taux de valorisation matière des déchets non dangereux à 65% et une réduction de la mise en décharge de 50 % à l'échéance 2025 (cf. Annexe 6.2.4 - Réglementation Française, page 197). Plus précisément, l'article 70 étend le tri à la source au particulier : « développement du tri à la source des déchets organiques, jusqu'à sa généralisation pour tous les producteurs de déchets avant 2025, pour que chaque citoyen ait à sa disposition une solution lui permettant de ne pas jeter ses biodéchets dans les ordures ménagères résiduelles, afin que ceux-ci ne soient plus éliminés, mais valorisés. La collectivité territoriale définit des solutions techniques de compostage de proximité ou de collecte séparée des biodéchets et un rythme de déploiement adapté à son territoire ». La Figure 19 illustre les sources de biodéchets au sein de la famille des déchets organiques fermentescibles dont la fraction fermentescible des ordures ménagères (FFOM) présente dans les OMR.

<figure><img src="image_26.png" /><figcaption>Figure 19 : Classification des déchets organiques fermentescibles et biodéchets.</figcaption></figure>