ARTICLE
Auteur(s) : Magali Boize1, Anne-laure
Borie2, Anne Landrin3,
Marion
Papadopoulo3, Denis Le Boulch4, Romain
Richard4
1Service des études médicales d’EDF et de Gaz de
France, 22-28, rue Joubert, 75 009 Paris
2Direction départementale des Affaires sanitaires et
sociales des Yvelines, Service Santé environnement, 143, boulevard
de la Reine, 78000 Versailles
3Direction de la recherche de Gaz de France, 361, avenue
du Président Wilson, BP 33, 93211 St Denis-La Plaine, St Denis La
Plaine cedex
4EDF Recherche et Développement, Site des Renardières,
Avenue des Renardières, Ecuelles, BP 46, 77818 Moret-sur-Loing
cedex
Article reçu le 31 Janvier 2008, accepté le 30 Avril 2008
L’analyse de cycle de vie (ACV) est une méthode globale
d’évaluation environnementale proposant une analyse des
« impacts » potentiels sur l’environnement et/ou la santé
publique d’un système, d’un service ou d’un produit sur l’ensemble
de son cycle de vie, de l’extraction des matières premières à la
production de déchets (approche « du berceau à la
tombe »). L’ACV [1] traite l’ensemble des enjeux
environnementaux tels que l’effet de serre, l’acidification, la
destruction de la couche d’ozone, etc.
Pour les impacts sur la santé, jouant souvent un rôle primordial
pour le décideur, différentes méthodes d’évaluation ont été
développées ces dernières années. Mais les résultats obtenus
demeurent encore très controversés du fait de l’échelle globale de
l’ACV peu adaptée à des impacts sanitaires à portée locale, des
nombreuses hypothèses retenues, des extrapolations et des
incertitudes associées.
Cet article propose une analyse de la validité de la démarche
ACV dans le domaine sanitaire et plus particulièrement de la
méthode d’évaluation des impacts sanitaires la plus récente,
Impact 2002+. Il vise à préciser les limites et précautions
d’utilisation de la méthode dans le domaine sanitaire. Ce travail
repose sur la comparaison de cette méthode avec un autre outil
d’évaluation des risques sanitaires : l’évaluation
quantitative des risques sanitaires (EQRS), outil d’évaluation déjà
largement employé. La comparaison portera en premier lieu sur la
nature des méthodes, puis sera approfondie par un cas d’application
sur les centrales thermiques fonctionnant au charbon.
L’analyse de cycle de vie appliquée au sanitaire
Développée depuis la fin des années 1960, l’ACV vise à estimer les
répercussions environnementales des activités industrielles et à
définir des priorités d’action. La SETAC (Society of Environmental
Toxicology And Chemistry) est au cœur du développement de la
méthodologie depuis le début des années 1990. L’analyse de cycle de
vie a été normalisée par l’Organisation internationale de
normalisation entre 1997 et 2002 (normes ISO 14040 et
14044) et jouit désormais d’une reconnaissance internationale. En
2002, le Programme des Nations unies pour l’environnement (Pnue))
s’est joint à la SETAC afin de créer une initiative internationale
relative à l’analyse de cycle de vie (Life cycle initiative).
L’ACV : une méthodologie encadrée par l’International
Standardisation Organization (ISO)
L’objectif d’une ACV est d’évaluer un produit, un processus ou un
système sur tout son cycle de vie [2]. Les normes ISO 14040 et
14044 définissent les quatre étapes de l’ACV :
- 1. La définition des objectifs et du champ de l’étude
précise le système étudié et l’unité fonctionnelle associée :
par exemple, le nettoyage d’une surface définie (si l’on compare
des produits d’entretien), la construction d’une pièce automobile
ou la production d’1 kWh d’électricité ;
- 2. L’inventaire répertorie et quantifie les flux de
matière et d’énergie entrant et sortant de chaque système et
sous-système ;
- 3. L’évaluation des impacts potentiels [3] sur
l’environnement traduit l’inventaire en un nombre réduit
« d’indicateurs d’impact potentiel » quantifiant la
contribution potentielle du système aux grands problèmes
environnementaux (effet de serre, acidification, santé humaine,
etc.). Les résultats sont exprimés par rapport à l’unité
fonctionnelle choisie.
- 4. L’interprétation des résultats analyse les
informations obtenues lors des étapes précédentes, notamment par
des analyses de sensibilité afin d’éprouver la robustesse des
résultats ; de nouvelles hypothèses peuvent alors être faites et
l’étude précisée.
Pour les effets sanitaires, plusieurs méthodes d’impact ACV ont
développé leurs propres indicateurs [4, 5]. Ces méthodes ne sont
pas fondées sur les mêmes principes d’évaluation, les mêmes
modèles, ni les mêmes données d’entrée [6]. Une même ACV réalisée
avec l’une ou l’autre des méthodes n’aboutira donc pas aux mêmes
résultats. Les développements méthodologiques de ces indicateurs
sanitaires se poursuivent. Bien que des groupes de travail
cherchent à élaborer une méthode de référence pour l’évaluation des
impacts sanitaires en ACV, aucune des théories existantes ne fait
aujourd’hui consensus. Annoncée par les membres de l’Initiative
UNEP/SETAC [7] (Porto, 2007), la méthode USETOX, voulue
consensuelle, n’est pas encore disponible.
Impact 2002+ : une nouvelle méthode d’évaluation des
impacts ACV
La méthode Impact 2002+ propose un approfondissement de
l’évaluation des « impacts » sanitaires par rapport aux
méthodes d’évaluation des impacts existant en ACV : nouvelles
méthodologies, données plus récentes, plus grand nombre de
substances prises en compte, etc. [8, 9]. La démarche globale
repose sur une approche dite mixte comportant deux niveaux
d’analyse : un premier niveau appelé « niveau d’impacts
intermédiaires » et un second niveau appelé « niveau de
dommages ».
Les catégories intermédiaires peuvent contribuer à une ou
plusieurs catégories de dommages. Par exemple, la catégorie
intermédiaire « destruction de la couche d’ozone »
contribuera aux dommages sur la santé et aux dommages sur la
qualité des écosystèmes. Pour la catégorie de dommages « santé
humaine », les résultats prennent en compte différents
facteurs : le devenir de la substance dans l’environnement, la
relation entre la dose ou concentration d’exposition et la réponse
estimée, la sévérité et l’incidence des pathologies associées aux
substances considérées. Les résultats sont exprimés en DALY
(disability adjusted life year), unité développée conjointement par
la Banque mondiale et l’Organisation mondiale de la santé (OMS). Un
DALY représente la somme du nombre d’années de vie perdues et du
nombre d’années vécues avec un handicap [10, 11]. Les DALY reposent
sur une estimation d’experts de la gravité de la maladie par
rapport à l’incidence de celle-ci et à l’espérance de vie. Cette
mesure est subdivisée en deux paramètres – la mortalité et la
morbidité – ces derniers reposant sur les tables de Murray issues
de registres hospitaliers et de jugements d’experts datant de 1996
et non actualisés depuis.
Pour les catégories intermédiaires relatives à la santé, les
résultats prennent en compte les mêmes facteurs que pour la
catégorie de dommages mais ils sont relatifs aux dommages d’une
substance de référence définie pour chaque catégorie intermédiaire
(par exemple le chloréthylène, pour la catégorie intermédiaire
« toxicité humaine »). Le choix de la substance de
référence pour chaque catégorie intermédiaire n’est pas explicité
dans la méthode Impact 2002+ (figure 1).
Dans Impact 2002+, cinq catégories intermédiaires sont
associées à la catégorie de dommages « santé humaine »
(figures 1
et 2).
La terminologie et le choix des catégories intermédiaires
relatives à la santé peuvent engendrer une certaine confusion,
notamment par la distinction des catégories « effets
respiratoires » et « toxicité humaine » ou encore
par le nom des catégories intermédiaires qui portent aussi bien sur
les causes (radiations ionisantes) que sur les conséquences (effets
respiratoires).
En pratique, le calcul d’un score « sanitaire » (figure 3)
consiste à multiplier chaque masse de substance émise dans
l’environnement par un facteur de caractérisation (FC) appelé
respectivement facteur intermédiaire HTP (human toxicity potential)
pour la catégorie d’impact intermédiaire ou facteur de dommage HDF
(human damage factor) pour la catégorie de dommages. Le facteur HTP
(exprimé en kg de substance de référence par kg de substance émise)
est obtenu en divisant le facteur de dommage de la substance par le
facteur de dommage de la substance de référence.
L’évaluation quantitative des risques sanitaires (EQRS)
Afin d’étudier la pertinence des indicateurs ACV, la méthodologie
ACV est comparée à une autre méthodologie d’évaluation des risques
pour la santé : l’évaluation quantitative des risques
sanitaires [12]. Dans le cadre des études d’impact, l’EQRS est un
outil d’évaluation des risques sanitaires à l’échelle locale
s’inscrivant dans des obligations réglementaires (Décret
no 77-1133 du 21 septembre 1977 pris pour
l’application de la loi no 76-663 du 19 juillet
1976 relative aux installations classées pour la protection de
l’environnement).
La démarche de l’EQRS suit quatre étapes [13] :
- 1. Identification des dangers ;
- 2. Définition des relations doses-réponses ;
- 3. Estimation de l’exposition humaine ;
- 4. Caractérisation du risque.
Deux types d’effets sont distingués :
- – les effets dits à seuil : ils se produisent
au-delà d’une dose administrée. La gravité de l’effet croît avec la
dose. Il s’agit essentiellement des effets aigus et chroniques non
cancérogènes ;
- – les effets dits sans seuil : ils comprennent les
effets cancérogènes génotoxiques pour lesquels les observations
n’ont pas mis en évidence de seuil de toxicité. Le danger survient
quelle que soit la dose et c’est le risque qui augmente avec
l’exposition.
Les résultats de l’évaluation des risques sanitaires sont
exprimés de façon qualitative et/ou quantitative selon la
disponibilité des données.
Pour les effets à seuil, un quotient de danger (QD) est calculé
(quotient de la dose journalière d’exposition (ou DJE) par la
valeur toxicologique de référence (ou VTR)). Il fournit un résultat
semi-quantitatif.
Pour les effets sans seuil, les résultats sont exprimés par un
excès de risque individuel (ERI), qui correspond à la probabilité
supplémentaire qu’a un individu de développer un effet associé à
une substance pour une exposition vie entière (70 ans) par
rapport à une personne non exposée.
Lorsque le calcul du QD ou de l’ERI n’est pas réalisable
(absence de VTR, par exemple), une évaluation qualitative est
effectuée. Elle permet de prendre en compte, malgré un manque de
données, une substance potentiellement toxique pour les personnes
exposées.
Une détermination des incertitudes doit clore l’EQRS afin de
permettre une bonne gestion ultérieure des risques.
Comparaison des méthodes
Tout d’abord, il faut rappeler que les deux méthodes présentent une
différence d’échelle spatiale : l’ACV évalue un produit sur
tout son cycle de vie et est donc amenée à considérer une
population globale sans spécificité, alors que l’EQRS se pratique à
une échelle locale (plus ou moins étendue) et évalue les risques
potentiels pour une population déterminée.
Les deux méthodes sont structurées selon quatre étapes suivant
un cheminement similaire (tableau 1) qui vont structurer l’analyse
comparative.
Définition du système étudié et réalisation de l’inventaire ACV
versus identification des dangers
Sélection des substances prises en compte
La première étape de l’ACV consiste à définir le système étudié et
les frontières de l’étude. La norme ISO définit les frontières d’un
système comme un ensemble de critères spécifiant les processus
élémentaires faisant partie d’un système de produits. Le praticien
ACV propose des critères permettant de justifier l’exclusion de
certaines phases du système ou de certains flux. Ces critères
peuvent être fondés sur des considérations massiques (% de la masse
totale), économiques (% du coût total) ou sur la contribution
estimée du flux aux aspects environnementaux suivis. Ensuite
intervient l’inventaire (véritable bilan matière et énergie) des
émissions et des extractions liées aux flux entrant (énergie,
matériaux, substances, eau, consommables) et sortant du système
[émissions (eau, air, sol) déchets, énergie]. Une méthode telle
qu’Impact 2002+ peut ainsi prendre en compte plus de 1
800 substances.
Ces deux étapes peuvent être rapprochées de la première étape de
l’EQRS.
Dans une EQRS, un choix est effectué parmi les substances émises
localement, moins nombreuses qu’en ACV puisque ne sont prises en
compte que les substances liées aux émissions canalisées et
diffuses, à une échelle locale. Seules quelques dizaines de
substances sont généralement évaluées. La sélection, via une
réflexion d’experts, repose sur des critères scientifiques et
réfléchis (détermination des dangers, comportement dans
l’environnement, présence et quantité de substances émises dans
l’environnement du site, disponibilité des données, etc.).
Tableau 1 Mise en parallèle des étapes de l’ACV et de
l’EQRS.Table 1. Comparison of the stages of the LCA and the QHRA.
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Étapes d’une ACV appliquée au sanitaire
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Étapes de l’EQRS
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1. Définition des objectifs et des limites du système étudié
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a. Collecte des données - identification des dangers
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2. Inventaire des émissions et des extractions
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3. Analyse de « l’impact » sanitaire des substances
inventoriées
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b. Évaluation de l’exposition
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c. Détermination de la relation dose-réponse
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4. Interprétation des résultats
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d. Caractérisation des résultats et description des
incertitudes
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Prise en compte des dimensions spatiales et temporelles des
émissions
L’inventaire ACV ne tient compte ni de la localisation, ni de la
temporalité des émissions de substances. Les données collectées
sont agrégées en un inventaire global sur le cycle de vie. Ainsi,
les propriétés intrinsèques de la substance supplantent les
paramètres spatiaux et temporels, simplification importante de la
réalité. En effet, les paramètres spatio-temporels ont un impact
non négligeable sur le devenir des substances dans l’environnement
(différences de sols, de climats entre des pays, etc.), sur
l’exposition de la population (effectifs de population très
variables) et sur la toxicité (caractéristiques génétiques des
populations, différences de sensibilité, etc.). Du point de vue de
l’évaluation de l’impact sanitaire, cette simplification confère à
l’analyse une très importante source d’incertitudes. Différents
laboratoires universitaires (université de Berkeley et du Michigan
aux États-Unis ; École polytechnique de Montréal au Canada)
travaillent à l’intégration de paramètres régionaux dans les ACV
(démographie, conditions météorologiques, etc.).
Analyse de l’impact sanitaire versus détermination de
l’exposition et estimation de la relation dose-réponse
La troisième étape en ACV – le calcul des indicateurs d’impact –
inclut la détermination de l’exposition et de la relation
dose-réponse. Cette étape correspond aux deuxième et troisième
étapes de l’EQRS.
La relation dose-réponse
Le choix de la relation dose-réponse diffère entre l’EQRS et
Impact 2002+.
À la différence de l’EQRS qui distingue effets à seuil et sans
seuil, la méthode Impact 2002+ ne prend pas en compte la
notion de seuil d’effet. Les concepteurs de la méthode
privilégient, quels que soient la substance considérée et ses
effets potentiels, une approche harmonisée utilisant une pente
(βED10 ; figure 4) pour caractériser
le potentiel toxique des substances pour la catégorie intermédiaire
« toxicité humaine » (effets cancérogènes et non
cancérogènes) [14]. La pente caractérise le risque pour une unité
de dose d’exposition. Cela permet une harmonisation de la
méthodologie d’évaluation entre les effets à seuil et les effets
sans seuil au sein de l’outil.
En outre, l’EQRS privilégie les données épidémiologiques de
préférence aux données animales, quand elles sont disponibles, pour
la caractérisation de la relation dose-réponse. Ce n’est pas le cas
des indicateurs sanitaires ACV qui utilisent des données animales
ou épidémiologiques selon les substances, sans justification
particulière.
Par ailleurs, les valeurs retenues pour l’établissement de la
relation dose-réponse dans les méthodes d’impact disponibles sont
figées : jusqu’à présent, force est de constater qu’elles ne
sont pas suffisamment actualisées en fonction de l’état de
l’art ; l’utilisateur est dans l’impossibilité technique de
modifier ces valeurs.
A contrario, les données utilisées dans les EQRS, comme la
relation dose-réponse, peuvent être révisées qualitativement et
quantitativement en fonction de l’évolution des connaissances
scientifiques. On peut prendre en compte par exemple la révision du
classement cancérogène pour une substance par un organisme comme le
Centre international de recherche sur le cancer (CIRC) et la
modification ou l’ajout de valeurs toxicologiques de référence.
Toutes ces données peuvent changer la caractérisation d’un risque,
à la fois sur le plan qualitatif et sur le plan quantitatif.
L’estimation de l’exposition
L’estimation de l’exposition de la population dans
Impact 2002+ passe par l’expression de la fraction absorbée
(kg absorbé par kg de substance émise). Cette dernière représente
la fraction de substances émises dans l’environnement à laquelle la
population est exposée via différentes voies (inhalation,
ingestion, contact cutané). Cette fraction absorbée ne prend pas en
compte les différences géographiques. Or, lors du congrès de la
SETAC à Porto (mai 2007), l’importance de l’impact de la
régionalisation sur les valeurs de fraction absorbée a été mise en
avant. Les dernières études réalisées dans ce domaine ont démontré
l’influence significative de l’intégration de paramètres locaux
(données météorologiques, démographiques, hydrologiques,
géographiques, etc.) sur la valeur de la fraction absorbée. En
revanche, ces paramètres sont pris en compte dans une EQRS.
Les caractéristiques de la population sont également simplifiées
dans Impact 2002+. Il s’avère en effet impossible de calculer
un impact sanitaire pour les individus sensibles (enfants,
personnes âgées, déficients respiratoires et cardiaques, individus
avec une susceptibilité génétique, etc.). Ces simplifications
restent néanmoins concevables au vu de l’échelle d’évaluation
considérée.
Dans les EQRS, les concentrations en polluants proviennent
fréquemment de la modélisation des données d’émissions ou
directement de l’utilisation des données de mesure tenant compte
des paramètres locaux du site. Sur cette base, une estimation la
plus juste possible de l’exposition des populations concernées est
réalisée. Il est alors possible, via la réalisation de scénarios
d’exposition pour des populations déterminées (scénarios écoles,
hôpitaux, par exemple, etc.) d’appréhender le risque pour les
personnes plus sensibles.
Les lacunes communes
Dans les méthodes d’impacts ACV, les effets sur la santé liés à la
pollution de l’air intérieur ne sont pas pris en compte. Dans les
EQRS, l’hypothèse par défaut est que la concentration dans l’air
extérieur est égale à celle de l’air intérieur. De même, la voie
cutanée n’est prise en considération dans aucune des deux
méthodes : soit par manque de données, soit parce que cette
voie est jugée peu contributive par comparaison avec l’inhalation
et l’ingestion. Par ailleurs, le problème de la prise en compte de
la spéciation chimique et des effets des métaux est à la fois
présent dans les EQRS et les méthodes d’impacts ACV. Enfin, le
bruit de fond et les effets des mélanges ne sont pris en compte
dans aucune des deux méthodes.
Interprétation des résultats versus analyse des
incertitudes
Dans l’EQRS, l’évaluation qualitative et quantitative des
incertitudes est incluse dans la phase de caractérisation des
risques. Dans la mesure du possible, les incertitudes liées aux
différentes étapes de la démarche doivent accompagner les résultats
afin que les décisions ultérieures de gestion soient les plus
éclairées possible [15]. Un rappel de la localisation de
l’incertitude est également nécessaire (évaluation des données
toxicologiques utilisées, définition des paramètres d’exposition et
de transfert, etc.) afin de relativiser les résultats, le document
ne devant pas se limiter aux seuls calculs de risques sanitaires
théoriques.
En ACV, la quatrième étape examine les résultats de l’évaluation
des impacts au regard des objectifs initialement fixés, avec pour
conséquence d’agir sur l’inventaire (collecte de données à
approfondir, étude de sensibilité à mener). Cela relève d’un
contrôle de la cohérence des résultats avant conclusion plutôt que
d’une détermination exhaustive et quantifiée de l’incertitude sur
l’ensemble des flux étudiés.
De même, il est difficile de réaliser une détermination
qualitative des incertitudes.
Formalisme des résultats
Les résultats des deux méthodologies sont exprimés de manières
différentes. Dans Impact 2002+, les résultats agrégés sont
traduits par le calcul d’un indicateur sanitaire, exprimé en DALY
pour les dommages ou en kg équivalent (kg éq) d’une substance
de référence (ce qui correspond à un dommage relatif) pour les
catégories intermédiaires. Il est très difficile d’interpréter ces
unités et d’évaluer leur pertinence, et ce d’autant plus pour les
kg équivalent d’une substance de référence pour lesquels aucune
justification de choix n’est fournie par les auteurs. Les DALY,
notamment, dépendent des paramètres de mortalité et morbidité. Ces
derniers reposent sur des jugements d’experts datant de 1996 et des
données non actualisées depuis. Or, l’incidence des types de
cancers et leur mortalité ont évolué (CIRC 20061). Ces
évolutions soulèvent la question de leurs répercussions sur les
résultats d’Impact 2002+.
Pour une EQRS, le risque est exprimé de façon quantitative et
qualitative. La quantification du risque représente une estimation
de la gravité des effets (QD) et une estimation de l’excès de
risque pour un individu par rapport à un individu non exposé (ERI)
susceptibles de se produire dans une population déterminée en
raison de l’exposition à un ensemble de substances. Ces valeurs de
risque sont également censées être protectrices pour les
populations sensibles. Lorsque la quantification n’est pas
possible, une analyse qualitative est requise. Ce travail serait
difficilement réalisable pour un indicateur ACV vu le nombre de
polluants pris en compte et l’échelle spatiale. Lorsqu’il n’existe
pas de données toxicologiques sur les substances, les facteurs de
caractérisation sont considérés comme nuls : des substances
potentiellement toxiques ne sont donc pas prises en compte.
Synthèse sur la comparaison des deux méthodes
Même si, en apparence, ACV sanitaire et EQRS présentent un
cheminement voisin, l’analyse détaillée révèle de nombreux points
de divergences. Les plus évidents portent sur
l’actualisation : à la différence des données utilisées dans
l’EQRS (exposition, toxicologie, épidémiologie), actualisées en
fonction des connaissances scientifiques, les facteurs de
caractérisation utilisés en ACV apparaissent figés. Il serait
néanmoins possible de remédier à ce point par un travail
complémentaire d’actualisation des données mais sans doute
difficile à réaliser. Plus important encore, l’étape d’agrégation
des données ACV occulte les paramètres spatio-temporels de
l’exposition. Le calcul d’impact repose donc sur une forte
simplification de la réalité et fournit un résultat éloigné de
l’exposition réelle des populations. Il est également difficile
d’interpréter des résultats en kg éq d’une substance de
référence car les substances associées à une catégorie d’impact
n’ont pas forcément le même effet que la substance de référence de
cette catégorie. La pertinence des regroupements des substances
dans les catégories intermédiaires peut être remise en question.
Le volet applicatif suivant permet d’éclairer concrètement les
conséquences de ces divergences.
Cas d’application pour les centrales thermiques à
charbon : ACV versus EQRS
La mise en perspective, qualitative et quantitative, des résultats
d’une ACV sanitaire sur la production d’électricité d’une centrale
thermique au charbon et de plusieurs EQRS a été effectuée.
L’objectif est de compléter l’évaluation de la pertinence des
indicateurs sanitaires utilisés en ACV et des impacts sanitaires
calculés. Les différences d’échelle d’évaluation entre les deux
méthodologies ont été prises en compte lors de cette
comparaison : les substances ont été rapportées aux étapes du
cycle de vie auxquelles elles correspondent (unité de production de
la centrale thermique, parc à cendres, déchets, etc.).
Cohérence des résultats entre les deux méthodes
Les substances contribuant le plus aux résultats dans les deux
méthodologies ont été identifiées. L’étude s’est limitée à la
catégorie de dommages « santé humaine » et aux catégories
intermédiaires « toxicité humaine » (effets cancérogènes
et non cancérogènes) et « effets respiratoires ». Les
voies inhalation et ingestion sont prises en compte, sauf pour la
catégorie intermédiaire « effets respiratoires » où
seules les émissions dans l’air sont considérées. La figure 5 présente les
substances ressortant prioritairement pour la catégorie de dommages
« santé humaine ».
L’ACV sanitaire et les EQRS thermiques n’ont pas mis en avant
les mêmes substances, sauf pour la catégorie « toxicité
humaine » (tableaux 2
et 3). Pour les substances ressortant uniquement dans
les résultats d’ACV, une recherche a été effectuée pour déterminer
la phase du cycle de vie émettrice (centrale ou autre). Pour les
substances uniquement présentes dans les résultats d’EQRS, une
réflexion a également été menée sur les causes de la non-prise en
compte de ces substances dans l’ACV. Les exemples suivants viennent
illustrer ces constats.
Substances ressortant dans l’ACV et non dans l’EQRS
Parmi les substances mises en évidence par l’ACV et non retenues
dans les EQRS, le zinc ressort nettement dans la catégorie
intermédiaire « toxicité humaine effets non
cancérogènes ». Cet impact est essentiellement lié à
l’exploitation de la centrale. Sa faible toxicité (non classé comme
cancérogène, effets nécessitant des expositions massives pour
survenir par inhalation, etc.) et les flux d’émission relativement
faibles justifient sa non-prise en compte dans l’EQRS. Deux raisons
peuvent être invoquées pour expliquer les résultats obtenus avec
Impact 2002+ concernant le zinc : une surestimation des
flux d’émissions au niveau de l’inventaire ou une surévaluation de
la toxicité potentielle du zinc dans les facteurs de
caractérisation.
Les résultats d’ACV sanitaire font également ressortir les
impacts associés aux émissions de monoxyde de carbone et
d’ammoniac. Ces substances ne font pas partie des polluants
sélectionnés lors de la phase d’identification des dangers dans les
EQRS étudiées. Au regard de cette constatation, la question de leur
prise en compte dans les EQRS peut se poser.
Tableau 2 Comparaison des substances contribuant aux
impacts de la catégorie intermédiaire « toxicité humaine
effets cancérogènes » avec les substances sans seuil
prises en compte dans une EQRS de centrale thermique.Table 2.
Comparison of the substances contributing to the impacts in the
midpoint category “human toxicity carcinogenic effects” with
no-threshold substances taken into account in a QHRA of a power
plant.ACV : analyse de cycle de vie ; EQRS :
évaluation quantitative des risques sanitaires.On peut observer une
homogénéité des substances prises en compte dans l’EQRS avec celles
contribuant le plus à l’impact dans l’ACV. Les substances sont
classées selon l’ordre des résultats obtenus. Seules les 11
premières substances sont présentées.We observe the similarity of
the substances taken into account in the Quantitative health risk
assessments (QHRA) and those contributing the most to impact in the
Life cycle analysis (LCA). The substances are classified in the
order of the results obtained. Only the first 11 substances are
presented.
Tableau 3 Comparaison des substances contribuant aux
impacts de la catégorie intermédiaire « toxicité humaine
effets non cancérogènes » avec les substances sans seuil
prises en compte dans une EQRS de centrale thermique.Table 3.
Comparison of the substances contributing to the impacts in the
midpoint category “human toxicity noncarcinogenic effects”
with no-threshold substances taken into account in a QHRA of a
power plant.ACV : analyse de cycle de vie ; EQRS :
évaluation quantitative des risques sanitaires.On peut observer une
absence homogénéité des substances prises en compte dans l’EQRS
avec celles contribuant le plus à l’impact dans l’ACV.We observe
the lack of similarity of the substances taken into account in the
Quantitative health risk assessments (QHRA) and those contributing
the most to impact in the Life cycle analysis (LCA).
Substances ressortant dans l’EQRS et non dans l’ACV
À l’inverse, certaines substances présentes dans les EQRS étudiées
ne sont pas prises en compte dans l’ACV, aucun facteur de
caractérisation n’ayant été calculé. Parmi ces substances, on
trouve notamment le fluoranthène, le naphtalène, le manganèse
(effets à seuil), le nickel ou encore le plomb (effet sans seuil).
En effet, depuis 2002, le naphtalène (HAP) est passé de la
classe 3 à la classe 2B du CIRC, c’est-à-dire cancérogène
possible. Or aucun facteur de caractérisation n’est disponible pour
cet effet. Pour le nickel, seul un facteur de caractérisation est
fourni pour les effets non cancérogènes. Pourtant, cette substance
est classée dans le groupe 2B (probablement cancérogène pour
l’homme) par le CIRC (1990) et les composés du nickel dans le
groupe 1 (cancérogène pour l’homme). Le nickel est pris en
compte dans les EQRS pour sa cancérogénicité. D’un point de vue
toxicologique, il serait pertinent de disposer d’un facteur prenant
en compte la cancérogénicité (poumon et fosses nasales) potentielle
du nickel.
Ces exemples illustrent le manque d’homogénéité entre les
substances et les effets pris en compte dans les deux méthodes.
Ces différences s’expliquent dans certains cas. Elles soulèvent
toutefois le problème de la mise à jour des données toxicologiques
ou épidémiologiques utilisées dans l’ACV sanitaire.
Pertinence toxicologique
L’analyse des indicateurs ACV relatifs à la santé a montré que
certaines substances disposent de facteurs de caractérisation pour
des effets non retrouvés dans la littérature. À l’inverse,
certaines substances ne disposent pas de facteurs pour des effets
pourtant régulièrement observés.
Le molybdène est un exemple notable. Ce polluant ne fait pas
partie des substances évaluées dans les EQRS. En ACV, le molybdène
provient essentiellement de l’approvisionnement en combustible
(phase d’extraction du charbon). Dans Impact 2002+, un facteur
d’effet relatif à ses effets cancérogènes (figure 6) est fourni.
Or, dans la littérature, les bases de données consultées (US-EPA,
ATSDR, RIVM, OMS et CIRC2) n’ont pas
permis de conclure quant au danger de ce métal (non évalué ou non
classé). Le facteur de caractérisation pour des effets cancérogènes
ne semble donc pas adapté et aucune justification n’est disponible
sur l’élaboration de ce facteur. Cet exemple soulève le problème de
la robustesse scientifique des données utilisées dans l’élaboration
des facteurs de caractérisation d’ACV.
La pertinence des voies d’exposition considérées dans
l’établissement des facteurs de caractérisation a également été
étudiée. Pour l’évaluation des dioxines, la méthode
Impact 2002+ calcule un facteur de caractérisation uniquement
pour les rejets atmosphériques et ne considère donc que
l’exposition par inhalation. Or la principale source d’exposition
humaine est l’alimentation (90 %).
Pour le calcul du dommage associé aux particules, il est
recommandé dans la méthode Impact 2002+ d’utiliser uniquement
un facteur de dommage santé humaine (HDF) lié aux PM2,5
(figure 7).
Les concepteurs de la méthode justifient ce choix en considérant
que seules les particules d’un diamètre inférieur à 2,5 μm
sont toxiques, les autres (PM10 et PMtot)
étant jugées « inertes ». Or ce jugement ne fait pas
consensus dans la littérature scientifique.
Principe de transparence
Au manque de pertinence toxicologique de certains facteurs de
caractérisation s’ajoute un manque de transparence. Les exemples
suivants illustrent ce manque de transparence, tant sur
l’élaboration de certains de ces facteurs que sur les substances
réellement prises en compte.
Pour le métal chrome (figures 5 et 7),
deux facteurs de caractérisation sont distingués dans la méthode
Impact 2002+ : respectivement pour le chrome et pour le
chrome VI (CrVI). Une question se pose quant à la nature du
facteur considéré pour le « chrome ». Tout d’abord,
l’utilisateur ne sait pas sous quelle forme ce dernier est pris en
compte : chrome sous forme élémentaire (métallique), CrVI,
CrIII, ou chrome total. Ensuite, l’étude de la littérature ne
présente des résultats en termes de toxicité que pour le
chrome VI et le chrome III : le chrome VI est
considéré pour sa cancérogénicité avérée au niveau de différents
organes (groupe 1 du CIRC, 1990). La question de la pertinence
du calcul d’un facteur de caractérisation cancérogène pour le
chrome métallique est donc posée. De plus, dans une des EQRS
étudiées, le chrome VI contribuait fortement au risque total
cancérogène. Le facteur de caractérisation du chrome VI
devrait donc contribuer significativement au score d’impact au
niveau de l’unité centrale thermique, ce qui n’est pas le cas. Il
semble donc que la contribution du chrome VI en termes de
toxicité soit sous-évaluée dans les ACV. La classe de polluants des
hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP) est un autre exemple
du manque de transparence. En effet, il n’est pas possible de
savoir ce qu’englobe le terme général d’HAP. Il peut s’agir de
l’ensemble des HAP, du mélange des 7 molécules reconnues
cancérogènes ou du mélange des 16 substances
réglementaires.
Un problème plus large est apparu quant à la double prise en
compte d’effets cancérogènes ou non cancérogènes dans les
catégories intermédiaires « toxicité humaine » et
« effets respiratoires » (figure 8).
Risques inhérents à la pratique de l’ACV sanitaire
Double comptage de substances
Le risque de double comptage pour certaines substances doit être
considéré. Par exemple, le benzo(a)pyrène peut soit être renseigné
dans le flux HAP, soit être renseigné en tant que tel. Si c’est le
cas, il faudra alors le soustraire au flux global HAP.
Cette remarque est également valable pour d’autres substances
telles que les hydrocarbures aromatiques et les composés organiques
volatils.
La pertinence d’une ACV sanitaire passe donc par un soin
minutieux lors de l’inventaire afin d’éviter les doubles comptages
ou de les prendre en compte pour l’interprétation des
résultats.
Incertitude sur la fiabilité des bases de données
utilisées
Les résultats obtenus en matière de dommages sur la santé humaine
lors du cas pratique tendent à faire ressortir les dioxines (dont
la 2,3,7,8 TCDD) comme les substances ayant la plus forte
contribution au niveau des dommages sur la santé humaine. Or, après
consultation des concepteurs de la base de données, une erreur sur
ce flux a été confirmée. Cet exemple soulève le problème de la
fiabilité des bases de données utilisées qui, en essayant de
couvrir de façon exhaustive l’ensemble des flux et des systèmes
répertoriés, génèrent un risque certain d’erreurs.
Le rôle du praticien ACV comprend donc la vérification et la
validation des chiffres issus de bases de données lors de la phase
d’interprétation des résultats.
Conclusions
La pertinence de l’ACV dans le domaine sanitaire est souvent
questionnée : cette étude visait donc à étudier l’application
de l’ACV aux problématiques sanitaires par une analyse poussée des
indicateurs, et par sa comparaison avec une démarche d’évaluation
utilisée couramment, l’EQRS.
Cette comparaison a été réalisée sur le plan théorique et au
travers d’un cas d’application.
L’étude théorique a montré les différences essentielles entre
les deux approches : différences d’échelles
spatio-temporelles, nombre de substances prises en compte,
caractéristiques des populations, etc. Le cas pratique les a
confirmées de façon concrète. L’étude a également mis en évidence
les risques inhérents à la pratique de l’ACV dans le domaine
sanitaire, notamment l’existence possible de doubles comptages de
substances et la fiabilité des bases de données utilisées.
D’autres faiblesses sont plus spécifiques à
Impact 2002+ : les effets sanitaires pris en compte pour
l’élaboration de certains facteurs d’effet sans cohérence avec les
études toxicologiques existantes ; l’absence de mise à jour et
le caractère figé des données toxicologiques utilisées ; un
manque de transparence nécessaire à la compréhension de
l’élaboration des facteurs de caractérisation et donc de leur
bien-fondé scientifique.
Il est également certain que l’ensemble des incertitudes
présentes dans une ACV ne peut être déterminé de manière
exhaustive.
Le résultat de cette étude est donc sans ambiguïté : l’ACV
ne peut prétendre au statut de méthode d’évaluation des risques
sanitaires. Mais l’a-t-elle jamais prétendu ? L’ACV est une
méthode d’évaluation environnementale d’un produit, impliquant une
analyse de l’ensemble du cycle de vie. Dès lors, elle ne peut
disposer d’un degré de précision équivalent à celui de l’EQRS. Pour
ces différentes raisons, les calculs d’indicateurs sanitaires ACV
ne doivent pas être assimilés à des calculs de risque pour la
santé.
Par conséquent, il semble difficile d’envisager l’ACV comme
outil de communication sur des aspects sanitaires. Si le concept
global de l’ACV peut être facilement assimilé, les différentes
hypothèses et contingences inhérentes à cette méthode ne sont pas
accessibles à la plupart des personnes à qui ces types de résultats
pourraient être présentés. Une mauvaise utilisation peut également
avoir des conséquences non négligeables en termes de gestion des
risques pour les entreprises.
Il convient donc de rester très vigilant quant à
l’interprétation et à l’utilisation qui peut être faite des
résultats d’ACV pour la partie sanitaire. Rechercher à améliorer
l’ACV sur le plan sanitaire présenterait-il un véritable
intérêt ? Même si une méthode d’impact faisant consensus
s’imposait, la plupart des risques et faiblesses mis en évidence
subsisteraient.
Malgré cela, l’ACV reste la seule méthode disponible permettant
d’appréhender l’ensemble du cycle de vie. L’ACV pourrait se révéler
un outil complémentaire de l’EQRS. Il est également envisageable de
l’utiliser comme outil d’autoamélioration à l’échelle
globale : la force de l’ACV est de poser la question des
déplacements de pollution et des reports d’impacts sanitaires
associés. Cela permet par exemple de considérer les répercussions
de la mise en place d’un procédé de dépollution sur l’ensemble d’un
système.
Nous espérons que ce travail contribuera à donner aux lecteurs
ou utilisateurs d’ACV sanitaires un regard critique sur cette
méthodologie.
Remerciements
Nous souhaitons ici remercier les Dr Pierre-André Cabanes et
Anne-Marie Fillet, ainsi que Mmes Gaëlle Guillossou et Évelyne
Fiorenza du Service des études médicales, et Patricia
Flach-Malaspina (Direction de la recherche, Gaz de France) pour
leur contribution à la réalisation de ce travail.
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Disease Registry ; RIVM : Rijksinstituut voor Volksgezondheid
en Milieu ; OMS : Organisation mondiale de la santé ;
CIRC : Centre international de recherche sur le cancer.1 http://www-dep.iarc.fr/ et
http://www.iarc.fr/indexfr.html
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