Perspectives mondiales des plastiques

Déterminants économiques, répercussions environnementales et possibilités d’action

Rapport

5 avril 2023

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Annexe A. Méthodes de modélisation utilisées pour constituer la Base de données des Perspectives mondiales des plastiques de l’OCDE

Cette annexe présente les méthodes appliquées pour fournir les estimations contenues dans le présent rapport et dans la Base de données des Perspectives mondiales des plastiques de l’OCDE. Ces estimations incluent l’utilisation de plastiques, la production de déchets plastiques, leur gestion et leurs répercussions environnementales, autrement dit (1) les rejets de plastiques dans l’environnement, en distinguant les fractions respectivement constituées de macroplastiques et de microplastiques, (2) les rejets de plastiques dans les milieux aquatiques, (3) les émissions de particules dues à l’abrasion des pneus et des freins et (4) les émissions de gaz à effet de serre (GES).

L’annexe se compose des sections suivantes :

Vue d’ensemble du cadre de modélisation
Modélisation de l’utilisation de plastiques dans le modèle ENV-Linkages.
Modélisation des déchets plastiques et du destin des plastiques en fin de vie dans le modèle ENV-Linkages
Modélisation des rejets de plastiques dans l’environnement (Université technique du Danemark).
Modélisation des rejets de plastiques dans les milieux aquatiques (Laurent Lebreton)
Modélisation des rejets de plastiques dans les milieux terrestres et aquatiques (Université de Leeds)
Modélisation des rejets de plastiques dans les milieux aquatiques et terrestres (Base de données des Perspectives mondiales des plastiques de l’OCDE).
Modélisation des émissions de particules dans l’air résultant de l’usure des pneus et des freins (Institut norvégien pour la recherche atmosphérique).
Modélisation des émissions de gaz à effet de serre imputables aux plastiques dans le modèle ENV-Linkages.

1.1. Vue d’ensemble du cadre de modélisation

Cette section explique plus en détail les méthodologies employées pour obtenir les estimations de l'utilisation de plastiques, des déchets plastiques et de leurs répercussions sur l’environnement, estimations qui sont présentées dans les Perspectives et figurent dans la base de données des Perspectives mondiales des plastiques de l'OCDE. Les estimations ont été établies en s’appuyant sur les résultats du modèle d’équilibre général calculable (EGC) de l’OCDE ENV-Linkages (Château, Dellink et Lanzi, 2014[1]), en comblant les lacunes dans les données existantes et en procédant à des projections des répercussions environnementales.

La modélisation des flux économiques, de l’utilisation de plastiques, des déchets plastiques et de leurs répercussions environnementales comporte différentes étapes, comme l’illustre le Graphique A A.1. Les estimations économiques sectorielles et régionales déterminent l’évolution de l’utilisation des plastiques au fil du temps. Les volumes de plastiques servent ensuite à calculer les déchets créés, compte tenu de la durée de vie des produits selon leurs différentes applications. Les déchets créés sont en outre ventilés selon le traitement auquel ils sont soumis, c’est-à-dire selon qu’ils sont recyclés (collectés en vue de leur recyclage), incinérés, enfouis, mal gérés ou qu’ils constituent des déchets sauvages (chapitre 2), en tenant compte des disparités régionales. Enfin, des estimations sont calculées pour un sous-ensemble de répercussions environnementales : rejets de microplastiques et de macroplastiques dans l’environnement, rejets dans les milieux aquatiques, émissions de particules imputables à l’usure des pneus et des freins, et émissions de GES.

L’analyse fait appel à une série d’outils de modélisation. Plus particulièrement, les estimations des flux économiques, de l’utilisation des plastiques, des déchets plastiques (étapes 1 à 4) et des émissions de gaz à effet de serre (étape 5) reposent sur les outils de modélisation internes de l’OCDE, alors que celles relatives aux autres répercussions environnementales (étape 5 également) sont issues de modèles externes. Une partie des informations fournies à l’étape 5 par les modèles externes ont été utilisées pour calibrer les modèles ENV-Linkages aux étapes 1 à 4.

ENV-Linkages, le modèle EGC dynamique interne de l’OCDE, sert de base à l’estimation des activités économiques à l’origine de l’utilisation de plastiques en 2019. Il s’agit d’un modèle multisectoriel et multirégional qui établit un lien entre les activités économiques et les aspects énergétiques et environnementaux. Château, Dellink et Lanzi (2014[1]) offrent une description plus poussée du modèle. Château, Rebolledo et Dellink (2011[2]) décrivent la procédure d’élaboration du scénario de référence, tandis que l’OCDE (2019[3]) illustre les résultats de référence récents.

Le modèle est fondé sur les matrices de comptabilité sociale (MCS) de la base de données GTAP 10 (Aguiar et al., 2019[4]). Cette base de données décrit les échanges bilatéraux, la production, la consommation et l’utilisation intermédiaire de biens et services, y compris le capital, le travail, les recettes fiscales et leur emploi. 2014 constitue l’année de référence des MCS et du modèle. Afin d’obtenir des estimations pour 2019, il a donc été nécessaire de faire tourner le modèle ENV-Linkages jusqu’à 2019 (voir Encadré A.1 pour une vue d’ensemble du fonctionnement du modèle). Pour la période 2014 à 2019, les variations économiques à court terme sont conformes à celles enregistrées dans les bases de données internationales du Département des affaires économiques de l’OCDE (OCDE, 2020[5]) et du Fonds monétaire international (2020[6]).

En vue de l’élaboration des présentes Perspectives et de la Base de données des Perspectives mondiales des plastiques, le modèle ENV-Linkages a été enrichi de manière à intégrer des données sur l’utilisation de plastiques, leurs déchets et le traitement de ces derniers. Dans le modèle ENV-Linkages, les estimations relatives aux plastiques sont liées à celles de l’activité économique, et plus précisément à l’évolution de la production et de la consommation de biens dans les différents secteurs et les différentes régions. La section 2 de cette annexe expose comment l’utilisation de plastiques est représentée dans le modèle ENV-Linkages, tandis que la section 3 décrit la modélisation de la production de déchets et du destin de ces derniers en fin de vie. Le chapitre 2 présente un récapitulatif des sources de données.

Encadré A.1. Le modèle ENV-Linkages

Dans le modèle ENV-Linkages, la production s’inscrit par hypothèse dans un contexte de réduction au minimum des coûts, de marchés parfaits et de technologies à rendements d’échelle constants. La technologie de production est spécifiée sous la forme de fonctions de production imbriquées à élasticité de substitution constante (CES) s’inscrivant dans une hiérarchie ramifiée. Cette structure est reproduite pour chaque extrant, bien que le paramétrage des fonctions CES puisse différer selon les secteurs. Dans ce modèle, les technologies font l’objet d’une spécification putty/semi-putty, ce qui signifie que les possibilités de substitution entre les facteurs sont censées être plus fortes avec le nouveau capital qu’avec l’ancien. À court terme, cela confère une inertie au système économique, avec peu de possibilités de substitution des intrants les plus onéreux, mais permet à plus longue échéance un ajustement relativement souple des quantités aux variations de prix. L’accumulation de capital est modélisée comme dans le modèle traditionnel de croissance économique de type néo-classique établi par Solow/Swan, où la croissance économique est censée être le fruit d’une combinaison de travail, d’accumulation de capital et de progrès technique.

La consommation des ménages est le résultat d’un comportement de maximisation formalisé sur une période au moyen d’un « système linéaire de dépenses étendu ». Un consommateur représentatif de chaque région — qui considère les prix comme donnés — répartit de manière optimale son revenu disponible sur tout l’éventail des produits de consommation et d’épargne. L’épargne est considérée comme un bien ordinaire dans la fonction d’utilité et ne dépend donc pas de l’adoption d’un comportement prospectif par le consommateur. Dans chaque région, les administrations perçoivent différents types d’impôts pour financer les dépenses publiques. Dans l’hypothèse d’une épargne publique (ou d’un déficit public) fixe, le budget de l’État est équilibré par ajustement de l’impôt sur le revenu auquel les consommateurs sont assujettis. À chaque période, l’investissement, net de l’amortissement économique, est égal à la somme de l’épargne publique, de l’épargne des consommateurs et des flux nets de capitaux en provenance de l’étranger.

Les échanges internationaux se composent d’un ensemble de flux bilatéraux régionaux. Le modèle adopte la spécification d’Armington et suppose que les produits nationaux et les produits importés ne sont pas parfaitement substituables. En outre, les produits importés de régions différentes sont aussi imparfaitement substituables. La répartition des échanges entre les différents partenaires est donc fonction des prix relatifs à l’équilibre.

L’équilibre des marchés suppose que, d’une part, la production totale de tout bien ou service soit égale à la demande auprès des producteurs locaux, augmentée des exportations, et que, d’autre part, la demande totale soit répartie entre les demandes (finale et intermédiaire) adressées aux producteurs locaux et la demande d’importations.

Le modèle ENV-Linkages est totalement homogène du point de vue des prix et seuls comptent les prix relatifs. Tous les prix sont exprimés dans l’unité de compte du système de prix qui a été arbitrairement choisie : l’indice OCDE des prix à l’exportation des produits manufacturés. Chaque région dispose d’une balance des opérations courantes établie dans cette unité de compte.

ENV-Linkages étant un modèle récursif dynamique qui n’intègre pas de comportement prospectif, les variations des modes d’innovation induites par les prix ne s’y trouvent pas représentées. En revanche, le modèle tient compte du progrès technologique par le biais d’un ajustement annuel des différents paramètres de productivité, y compris, par exemple, l’amélioration autonome de l’efficacité énergétique et de la productivité du travail. En outre, vu que le choix des intrants est relativement plus flexible dans le cas de la production réalisée avec du nouveau capital, les technologies existantes peuvent se propager à d’autres entreprises. En conséquence, dans le cadre de modélisation EGC, les entreprises choisissent la combinaison d’intrants la moins coûteuse compte tenu de l’état actuel de la technologie. La différenciation du capital en fonction de son ancienneté permet que cette flexibilité soit plus grande à long terme qu’à brève échéance.

Source : Chateau, Dellink et Lanzi, (2014[1]).

L’agrégation sectorielle du modèle retenue pour le présent rapport est indiquée au Tableau A A.1, tandis que l’agrégation régionale est présentée au Tableau A A.2.

Agriculture, pêche et sylviculture	Industries manufacturières
Riz paddy	Produits alimentaires
Blé et méteil	Textiles
Autres céréales	Produits du bois
Légumes et fruits	Produits chimiques
Oléagineux	Produits pharmaceutiques de base
Canne à sucre et betterave sucrière	Produits en caoutchouc et en matière plastique primaires
Plantes à fibres	Produits en matière plastique secondaire
Autres cultures	Pâtes, papiers et produits de l’édition
Bétail et lait cru	Minéraux non métalliques
Autres produits d’origine animale	Produits métalliques ouvrés
Pêche	Électronique
Sylviculture	Équipement électrique
Industries non manufacturières	Véhicules automobiles
Extraction de charbon	Autre matériel de transport
Extraction de pétrole brut	Autres machines et outillage
Extraction de gaz naturel	Autres activités manufacturières, recyclage inclus
Autres activités extractives	Sidérurgie
Produits du pétrole et du charbon	Métaux non ferreux
Distribution de gaz	Services
Captage et distribution d’eau	Transport terrestre
Construction	Transport aérien
Transport et distribution d’électricité	Transport par voie navigable
Production d’électricité (8 technologies) : nucléaire ; hydraulique (et géothermique) ; solaire ; éolienne ; issue de centrales au charbon ; issue de centrales au gaz ; issue de centrales au pétrole ; autre (combustibles renouvelables, déchets, etc.).	Assurances Services marchands Services aux entreprises n.d.a. Activités immobilières
	Activités d’hébergement et de restauration
	Administration publique et défense
	Éducation
	Santé et action sociale

Source : modèle ENV-Linkages de l’OCDE

Macrorégions		Pays et régions du modèle ENV-Linkages	Principaux pays et territoires inclus
OCDE	OCDE Amérique	Canada	Canada
		États-Unis	États-Unis d’Amérique
		Autres OCDE Amérique	Chili, Colombie, Costa Rica, Mexique
	OCDE Europe	OCDE UE22	Allemagne, Autriche, Belgique, Danemark, Espagne, Estonie, Finlande, France, Grèce, Hongrie, Irlande, Italie, Lettonie, Lituanie, Luxembourg, Pays-Bas, Pologne, Portugal, République slovaque, République tchèque, Slovénie, Suède
	OCDE Europe	Autres OCDE Europe	Islande, Israël¹, Norvège, Royaume-Uni, Suisse, Turquie
	OCDE Pacifique	OCDE Asie	Corée, Japon
	OCDE Pacifique	OCDE Océanie	Australie, Nouvelle-Zélande
Non OCDE	Autres Amérique	Autres Amérique latine	Pays d’Amérique latine et des Caraïbes non membres de l’OCDE
	Eurasie	Autres UE	Bulgarie, Chypre², Croatie, Malte, Roumanie
	Eurasie	Autres Europe et région caspienne	Pays européens et de la région caspienne non membres de l’OCDE, y compris la Fédération de Russie
	Moyen-Orient et Afrique	Moyen-Orient et Afrique du Nord	Algérie, Arabie saoudite, Bahreïn, Égypte, Émirats arabes unis, Iraq, Koweït, Liban, Libye, Maroc, Oman, Qatar, République arabe syrienne, République islamique d’Iran, Sahara occidental, Tunisie, Yémen
	Moyen-Orient et Afrique	Autres Afrique	Afrique subsaharienne
	Autres Asie	Chine	République populaire de Chine, Hong Kong (Chine)
		Inde	Inde
		Autres pays d’Asie non membres de l’OCDE	Autres pays d’Asie et du Pacifique non membres de l’OCDE

Note : 1. Les données statistiques concernant Israël sont fournies par les autorités israéliennes compétentes et sous leur responsabilité. L’utilisation de ces données par l’OCDE est sans préjudice du statut des hauteurs du Golan, de Jérusalem-Est et des colonies de peuplement israéliennes en Cisjordanie aux termes du droit international. 2. Note de la Turquie : Les informations figurant dans ce document qui font référence à « Chypre » concernent la partie méridionale de l’Île. Il n’y a pas d’autorité unique représentant à la fois les Chypriotes turcs et grecs sur l’Île. La Turquie reconnaît la République turque de Chypre du Nord (RTCN). Jusqu’à ce qu’une solution durable et équitable soit trouvée dans le cadre des Nations Unies, la Turquie maintiendra sa position sur la « question chypriote ». Note de tous les États membres de l’OCDE et de l’Union européenne : La République de Chypre est reconnue par tous les membres des Nations Unies sauf la Turquie. Les informations figurant dans ce document concernent la zone sous le contrôle effectif du gouvernement de la République de Chypre.

Source : modèle ENV-Linkages de l’OCDE

1.2. Modélisation de l’utilisation de plastiques dans le modèle ENV-Linkages

1.2.1. Volumes

Le modèle ENV-Linkages a été élargi afin d’intégrer les volumes d’utilisation de plastiques primaires et secondaires (recyclés). Les données sont exprimées en millions de tonnes métriques (Mt), et l’utilisation de plastiques est ventilée par région, par polymère et par application.

Les volumes de plastiques primaires reposent sur les données fournies par Ryberg et al. (2019[7]), qui actualisent et développent les travaux fondateurs de Geyer, Jambeck et Law (2017[8]), fournissant une base de données pour 2015. Étant donné que les estimations de Ryberg et al. (2019[7]) étaient fournies d’une part par région et par application, et d’autre part par application et par polymère, l’hypothèse d’une homogénéité des polymères par application a été posée à des fins d’estimation de l’utilisation de plastiques primaires par région, par polymère et par application.

Les volumes de plastiques secondaires pour 2015 ont été estimés selon une méthodologie qui établit le volume des plastiques secondaires à partir de celui des déchets collectés en vue du recyclage, en tenant compte des pertes de recyclage. Les taux de perte, y compris les pertes de tri et les pertes de retraitement, ont été estimés à l’aide d’une méthodologie élaborée par l’Université de Leeds à partir d’un tour d’horizon de la littérature (section 0 de l’annexe).

Les estimations de l’utilisation de plastiques pour 2019 sont basées sur l’année 2015 et reposent sur le lien entre les volumes de plastiques en Mt et la valeur en USD des plastiques employés dans les différents secteurs, les estimations reposant sur le modèle ENV-Linkages de l’OCDE. En outre, la Base de données des Perspectives mondiales des plastiques de l’OCDE est complétée par l’utilisation de plastiques enregistrée par le passé, entre 1950 et 2014, et ce pour deux raisons. La première est qu’il faut pouvoir calculer avec précision les flux de déchets futurs, étant donné que les durées de vie des plastiques peuvent s’étendre sur des décennies. La seconde tient à la nécessité de disposer d’une base permettant de calculer les répercussions environnementales, du fait par exemple que les rejets de plastiques dans l’océan s’accumulent au fil du temps.

L’utilisation passée de plastiques au cours de la période 1950-2014 est calculée en plusieurs étapes. Tout d’abord, l’utilisation mondiale de plastiques est tirée de l’étude de Geyer, Jambeck et Law (2017[8]). La répartition régionale de l’utilisation de plastiques est ensuite établie au moyen des estimations pondérées des déchets issues d’une régression internationale des déchets municipaux solides sur le produit intérieur brut (PIB) par habitant réalisée à partir de la base de données What a Waste 2.0 (Kaza et al., 2018[9]), multipliées par les parts des différentes régions dans la consommation en 2015. Enfin, pour chaque région, la ventilation par polymère et par application est supposée constante jusqu’en 2014, conformément aux estimations de Ryberg et al. (2019[7]). Cette méthodologie se heurte aux limites imposées par la disponibilité des données (et elle est donc inévitablement imparfaite), mais elle fournit des estimations de l’utilisation de plastiques par région, par polymère et par application.

1.2.2. Flux économiques

Le modèle ENV-Linkages a été modifié de manière à tenir compte de la production de plastiques primaires et secondaires. ENV‑Linkages est fondé sur la version 10 de la base de données GTAP (Aguiar et al., 2019[4]), qui fournit les flux économiques par secteur et par région pour l'année 2014. Dans la base de données initiale, la production de plastiques primaires et celle de plastiques secondaires sont intégrées dans un même secteur (Produits en caoutchouc et en matière plastique) ; la représentation des plastiques dans ENV-Linkages a été améliorée, l’objectif étant de pouvoir faire la distinction entre deux technologies, l’une produisant des plastiques primaires alors que l’autre produit des plastiques secondaires.

Tout comme les centrales au charbon et les centrales au gaz, qui fournissent un même produit (l’électricité), ces deux technologies produisent des plastiques similaires, avec une élasticité de substitution de 2. La production de plastiques a dès lors été ventilée à l’aide de deux sources de données. Tout d’abord, les parts totales dans la production de plastiques primaires et secondaires ont été établies à partir des volumes en tonnes précédemment décrits (Ryberg et al. (2019[7]) pour les plastiques primaires et estimations des auteurs pour les plastiques secondaires). Le Tableau A A.3 décrit la part de la technologie de production de plastiques secondaires telle qu’elle a été calculée. En outre, la base de données Exiobase 3 (Stadler et al., 2018[10]) a été utilisée pour adapter les structures de coûts. La principale différence tient aux intrants matériels mis en œuvre : la technologie primaire fait appel à des combustibles fossiles, alors que la technologie secondaire utilise des intrants issus de l’industrie chimique.

	Région	Part de la technologie secondaire en 2015 (en tonnes)
OCDE Amérique	États-Unis	3.9 %
	Canada	4.6 %
	Autres pays d’Amérique membres de l’OCDE	6.8 %
OCDE Europe	Pays de l’OCDE membres de l’UE	9.0 %
OCDE Europe	Pays de l’OCDE non membres de l’UE	5.9 %
OCDE Pacifique	OCDE Asie	6.3 %
OCDE Pacifique	OCDE Océanie	2.4 %
Autres pays d’Amérique	Amérique latine	7.5 %
Eurasie	Autres UE	4.9 %
Eurasie	Autres pays d’Eurasie	3.5 %
Moyen-Orient et Afrique	Moyen-Orient et Afrique du Nord	3.5 %
Moyen-Orient et Afrique	Autres pays d’Afrique	4.5 %
Autres pays d’Asie	Chine	7.3 %
	Inde	6.5 %
	Autres pays d’Asie non membres de l’OCDE	4.8 %

Source : modèle ENV-Linkages de l’OCDE Plastiques primaires d’après Ryberg et al. (2019[7]). S’agissant du calibrage des plastiques secondaires, les sources de données pour les taux de recyclage sont détaillées dans le tableau A A.4 et les taux de perte associés au processus de recyclage sont tirés de Cottom et al. (2020[11]).

1.2.3. Lien entre les volumes et les flux économiques

Pour la modélisation de l’utilisation de plastiques dans ENV-Linkages, les données sur les volumes de plastiques par application et par polymère ont été mises en relation avec la structure de production sectorielle détaillée du modèle et avec la version 10 de la base de données GTAP qui en constitue le soubassement et ont été modifiées aux fins de prise en compte à la fois des plastiques primaires et des plastiques secondaires. Deux grandes sources de données (sur les volumes et les flux économiques précédemment décrits) ont été utilisées et mises en cohérence : (1) la production et la consommation de plastiques par secteur économique de la base de données GTAP10, adaptées en tenant compte d’une technologie de production primaire et secondaire, en valeurs monétaires, et (2) les flux régionaux d’un éventail de polymères plastiques et les flux de plastiques par application, exprimés en tonnes. Le Tableau A A.4 présente une cartographie synthétique des secteurs économiques et des applications des plastiques. Les valeurs initiales utilisées pour cette cartographie sont calibrées à l’aide des données de Ryberg et al. (2019[7]), la répartition des polymères par application à l’échelle mondiale étant combinée avec la répartition de l’utilisation totale de plastiques par région et par application. La répartition des polymères a été tirée des moyennes mondiales et appliquée aux diverses régions en tenant compte des structures économiques particulières de chacune d’elles.

Secteurs d’intrants	Applications	Secteurs d’extrants	Polymères*
Plastiques	Bâtiment et travaux publics	Construction	ABS, ASA, SAN ; bioplastiques ; PEHD ; PEBD, PEBDL ; PP ; PS ; PUR ; PVC ; autres
	Produits de consommation et institutionnels	Activités d’hébergement et de restauration ; transport aérien ; éducation ; santé ; assurances ; bois d’œuvre ; minéraux non métalliques ; services aux entreprises ; autres activités manufacturières ; services publics ; transport terrestre ; pâtes, papiers et produits de l’édition ; immobilier ; textiles ; transport par voie navigable	ABS, ASA, SAN ; bioplastiques ; PEHD ; PEBD, PEBDL ; PP ; PS ; PUR ; PVC ; autres
	Équipements électriques/électroniques	Équipements électriques/électroniques	ABS, ASA, SAN ; bioplastiques ; PEHD ; PEBD, PEBDL ; PP ; PS ; PUR ; PVC ; autres
	Produits industriels/machines	Produits métalliques ouvrés ; sidérurgie ; métaux non ferreux ; machines et outillage	PEHD ; PEBD, PEBDL ; PP ; PUR
	Emballages	Produits alimentaires ; produits chimiques	Bioplastiques ; PEHD ; PEBD, PEBDL ; PET ; PP ; PS ; PUR ; PVC ; autres
	Produits de soins personnels	Produits chimiques	PEHD ; PET
	Transports – autres	Véhicules automobiles ; services publics ; autre matériel de transport	ABS, ASA, SAN ; bioplastiques ; fibres ; PEHD ; PEBD, PEBDL ; PP ; PUR ; PVC ; autres
	Autres	Autres secteurs	Autres
Produits chimiques	Revêtements marins	Autres activités manufacturières, autre matériel de transport	Revêtements marins
	Marquages routiers	Construction	Marquages routiers
	Secteur du textile – habillement	Textiles	Bioplastiques ; fibres
	Secteur du textile – autres	Textiles	Fibres
	Transports – pneus	Plastiques	Élastomères (pneus)

Note : *Voir le tableau 2.2 au chapitre 2 pour les abréviations et des exemples d’utilisation de ces polymères.

Source : modèle ENV-Linkages de l’OCDE

À partir de la base de données GTAP initiale, qui présente les données pour 2014, on procède à une projection de l’utilisation de plastiques primaires en suivant les flux de « plastiques » dans les différents secteurs de demande correspondants à partir des valeurs initiales, conformément à la méthodologie établie pour la publication de l’OCDE intitulée Global Material Resources Outlook (OCDE, 2019[3]). Le modèle tient notamment compte d’une série de chaînes de valeur des plastiques qui vont depuis la production initiale jusqu’à la demande finale et sont en tout ou partie fonction de la structure particulière de chaque économie régionale. La base de chacune de ces chaînes est constituée de matières premières allant depuis le « pétrole » ou la « biomasse » jusqu’aux « produits chimiques », qui servent ensuite à produire des « plastiques » utilisés en tant que biens intermédiaires ou par des secteurs tels que ceux des produits alimentaires, des appareils électroménagers, des véhicules automobiles ou de la construction, avant d’atteindre la demande finale. L’hypothèse sous-jacente est que le coefficient (USD/tonne par polymères, par application, par région) qui relie les flux monétaires aux flux physiques (en tonnes) est tenu constant. La production de plastiques est alors fonction de ces demandes, compte tenu des flux d’échanges et de l’utilisation de plastiques.

La projection de l’utilisation de plastiques et la distinction entre les plastiques primaires et secondaires destinés à répondre à la demande sont effectuées en trois étapes (après 2015). Premièrement, la demande totale d’utilisation de plastiques est estimée en fonction de l’évolution de la demande de matières plastiques (produites par les technologies primaire et secondaire). Deuxièmement, les matières collectées et triées (également appelées « débris de plastique ») étant en règle générale totalement utilisées pour produire des plastiques secondaires – après correction pour tenir compte des taux de perte (voir la section 0 portant sur les pertes de tri et de retraitement dans cette annexe) –, le volume en tonnes des plastiques secondaires est fonction de la croissance du secteur secondaire dans les projections du modèle ENV-Linkages. Troisièmement, les volumes de production de plastiques primaires sont calculés en faisant la différence les deux valeurs précédentes, de telle sorte que la demande totale de plastiques soit satisfaite.

1.3. Modélisation des déchets plastiques et du destin des plastiques en fin de vie dans le modèle ENV-Linkages

1.3.1. Les déchets plastiques

Les déchets plastiques sont calculés en établissant un lien entre l’utilisation de plastiques et la distribution de leurs durées de vie selon les différentes applications (qui recouvrent de vastes gammes de produits). En particulier, les déchets plastiques sont calculés en fonction de l’utilisation de plastiques (en volume), conformément à Geyer, Jambeck et Law (2017[8]), à l’aide d’une méthodologie reposant sur la distribution des durées de vie1, l’hypothèse d’une homogénéité à l’échelle mondiale étant posée.

Les déchets plastiques des différentes applications sont regroupés en trois grandes catégories : Déchets municipaux solides (DMS), Autres, et Marquages et microbilles. Les DMS incluent les emballages, les produits de consommation et institutionnels, les équipements électriques/électroniques et les textiles. La catégorie « Autres » intègre les déchets qui ne relèvent pas des DMS, c’est-à-dire pour l’essentiel les déchets engendrés par les applications industrielles (notamment dans les secteurs du bâtiment et des travaux publics, des produits industriels et des machines, et dans celui des transports). Les marquages et microbilles constituent un flux de déchets très restreint qui englobe les revêtements marins, les marquages routiers et les produits de soins personnels.

1.3.2. Destins en fin de vie

Les déchets plastiques sont répartis entre différents flux de gestion des déchets (selon leur destin en fin de vie) grâce à l’application de parts en fin de vie variables selon les pays, les polymères et les catégories de déchets. Les déchets plastiques qui relèvent des catégories « DMS » et « Autres » peuvent être (1) recyclés, (2) incinérés ou (3) mis au rebut. Dans ce dernier cas, on distingue en outre les déchets selon qu’ils sont mis en décharge contrôlée, mal gérés ou qu'ils constituent, dans le cas des DMS, des déchets sauvages. Les déchets sauvages sont considérés comme une catégorie distincte afin de tenir compte du fait que leurs déterminants et leur distribution géographique ne sont pas les mêmes que pour la mauvaise gestion des déchets (celle-ci se produit principalement dans les régions qui manquent d’infrastructures de base de gestion des déchets). Les déchets sauvages représentent, par postulat, une part constante des déchets municipaux solides, conformément à l’hypothèse formulée par Jambeck et al. (2015[12]). Les marquages et microbilles forment un flux de déchets très restreint (par sa masse) qui est supposé échapper à toute gestion et aboutir directement dans l’environnement.

Les sources dont sont issues les parts des différents destins en fin de vie pour l’année 2019 sont variables selon les régions. Les parts du recyclage des plastiques (définies ici par la proportion des matières collectées en vue de leur recyclage) sont fixées de manière exogène en s’appuyant sur diverses sources, principalement nationales (Tableau A A.5). Pour tenir compte des activités de recyclage informel non déclarées (qui entraînent une sous-évaluation des taux de recyclage des plastiques) ou d’un excès d’optimisme dans les taux de recyclage déclarés, tous les taux de recyclage déclarés ont été vérifiés, ajustés et validés par des consultations auprès d’experts et par une modélisation réalisée par Ed Cook, Josh Cottom et Costas Velis de l’Université de Leeds.

Les parts du recyclage sont ensuite ventilées entre les polymères en multipliant les parts du recyclage des plastiques par des coefficients tenant compte de la recyclabilité et de la valeur des différents polymères, tels qu’ils ont été établis après consultation des experts, et en veillant à ce que les estimations des volumes recyclés ne soient pas supérieures aux capacités de recyclage disponibles. De manière générale, le PET et le PEHD sont supposés présenter les taux de recyclage les plus élevés, devant le PEBD, le PP et le PVC (pour le secteur de la construction). Le PUR, les fibres, les élastomères, les bioplastiques, les revêtements marins et les marquages routiers ne sont pas recyclés, tandis que seule une très petite partie du PS, de l’ABS, de l’ASA, du SAN et des autres polymères est recyclée.

Région	Taux de recyclage : sources et hypothèses
États-Unis	Agence pour la protection de l’environnement des États-Unis (EPA) (2020[13] ; 2020[14])
Canada	Environnement et changement climatique Canada (2019[15])
Autres OCDE Amérique	D’après SEMARNAT (2020[16]) et FCH (2021[17])
Pays de l’OCDE membres de l’UE	Les taux de recyclage des différents polymères ont été déterminés d’après l’avis des experts avant d’être appliqués aux volumes de polymères collectés en vue de leur recyclage dans le modèle ENV-Linkages*.
Autres UE
Pays de l’OCDE non membres de l’UE	Sur la base des données relatives à l’UE ajustées en fonction de la proportion du taux de recyclage des DMS de la région par rapport au taux de recyclage des DMS de l’UE d’après What a Waste 2.0 (Kaza et al., 2018[9])
OCDE Pacifique	Institut de gestion des déchets plastiques (2019[18]) et avis d’experts pour évaluer les taux de recyclage des plastiques en Corée
OCDE Océanie	Gouvernement australien (2020[19])**
Amérique latine	Sur la base de la catégorie « Autres OCDE Amérique », ajustée pour tenir compte d’un secteur informel plus développé
Autres Eurasie	What a Waste 2.0 (Kaza et al., 2018[9])
Moyen-Orient et Afrique du Nord	What a Waste 2.0 (Kaza et al., 2018[9])
Autres Afrique	What a Waste 2.0 (Kaza et al., 2018[9])
Chine	Rapport du ministère du Commerce sur le développement de l’industrie chinoise du recyclage (2013-18) (2019[20])
Inde	Central Pollution Control Board (2019[21]) et ONUDI (2020[22])
Autres pays d’Asie non membres de l’OCDE	What a Waste 2.0 (Kaza et al., 2018[9])

Note : *Pour l’UE, le taux de recyclage calculé pour l’ensemble des plastiques a été comparé avec les chiffres présentés par Plastics Europe (2020[23]). Dans la Base de données des Perspectives mondiales des plastiques de l’OCDE, la quantité de plastiques prise en compte pour le calcul du taux de recyclage est sensiblement plus élevée (le dénominateur : les fibres et d’autres plastiques qui ne sont que rarement recyclés sont inclus dans l’ensemble des plastiques dans la Base de données des Perspectives mondiales des plastiques de l’OCDE). Aussi le taux de recyclage des plastiques qui figure dans la Base de données des Perspectives des plastiques de l’OCDE est-il inférieur à celui indiqué par Plastics Europe (2020[23]). ** Un rapport actualisé est disponible : Gouvernement australien (2021[24]).

Le recours à l’incinération en tant que mode de traitement des déchets dépend de chaque pays et il est fonction de facteurs historiques et des densités démographiques locales. La part des déchets plastiques incinérés est étroitement liée à la part de l’ensemble des déchets solides qui est incinérée. Par conséquent, les parts de l’incinération sont fixées de telle sorte que le rapport entre la part de l’incinération et la part du non-recyclage soit égal à ce même rapport pour l’ensemble des DMS dans la base de données What a waste 2.0 (Kaza et al., 2018[9]). Par ailleurs, les mêmes parts d’incinération s’appliquent dans le cas des déchets plastiques n’entrant pas dans les DMS, autrement dit pour la catégorie des « Autres » déchets.

La part des déchets mis au rebut est quant à elle égale au solde, l’hypothèse que 2 % des DMS sont à tout moment constitués de déchets sauvages étant posée (Jambeck et al., 2015[12]). La part mise au rebut est ensuite subdivisée en deux catégories selon que les déchets sont mis en décharge contrôlée ou qu’ils sont mal gérés. Dans cette analyse, la mauvaise gestion des déchets recouvre leur mise en décharge brute et leur traitement par des moyens non pris en compte pour tous les niveaux de revenu, à l’exception des pays à faible revenu et à revenu intermédiaire de la tranche inférieure, pour lesquels la mise en décharge dans des conditions non spécifiées, le déversement dans les cours d’eau, ainsi que d’autres catégories sont également pris en considération sur la base des données nationales relatives aux DMS (Kaza et al., 2018[9]), tout comme sur les hypothèses formulées par Jambeck et al. pour la version antérieure de la base de données (2015[12]). De manière générale, la part des déchets plastiques mal gérés dans l’ensemble des déchets plastiques diminuera vraisemblablement au fur et à mesure de l’augmentation du niveau de revenu. Sur la base de cette hypothèse et des données sur les DMS tirées de Kaza et al. (2018[9]), la part des déchets plastiques mal gérés a été estimée en procédant à une régression du rapport entre les déchets mal gérés et les déchets mis au rebut sur le PIB par habitant, en tenant compte des différences réglementaires entre les pays membres et non membres de l’OCDE à l’aide d’une variable muette « OECD ». Plus précisément, la régression suivante a été estimée pour les 156 pays pour lesquels des données complètes étaient disponibles :

${M I S}_{i} / ({M I S}_{i} + {L A N}_{i}) = α + β * l n ({g d p_p c}_{i}) + {O E C D}_{i}$

où ${M I S}_{i}$ = déchets mal gérés/DMS, ${L A N}_{i}$ = déchets enfouis/DMS, ${g d p_p c}_{i}$ = PIB par habitant et ${O E C D}_{i}$ = variable muette pour les pays de l’OCDE, $i$ = pays.

Finalement, la part des déchets enfouis est égale au solde.

S’agissant de la période 1980-90, les données historiques relatives aux parts respectives du recyclage, de l’incinération et de la mise au rebut des déchets plastiques sont tirées de Geyer, Jambeck et Law (2017[8]) pour quatre régions – États-Unis, Union européenne, Chine et Reste du monde. Puis des données granulaires sur les taux de recyclage et d’incinération des DMS provenant de Kaza et al. (2018[9]) ont été utilisées pour cartographier les parts historiques observées en 1990 pour les 15 régions du modèle ENV-Linkages, ces parts faisant ensuite l’objet d’une interpolation linéaire pour la période 1990-2018 conformément à la méthodologie précédemment appliquée par Geyer, Jambeck et Law (2017[8]). Les données historiques portant sur la mauvaise gestion et l’enfouissement des déchets sont traitées selon la même méthodologie que pour l’année de référence.

1.3.3. Pertes de tri et de retraitement (Université de Leeds)

Les déchets plastiques collectés pour être recyclés incluent presque toujours certaines matières et certains articles non plastiques. Par ailleurs, les déchets plastiques collectés sont généralement composés d’une multitude de plastiques aux caractéristiques physiques et chimiques variables. Le degré d’utilité de ces éléments, objets et fragments pour une entreprise de retraitement dépend d’un large éventail de facteurs qui influent sur la valeur des matières. En règle générale, les pays à revenu élevé mettent en œuvre des dispositifs (programmes) de collecte des matières recyclables destinés à réunir une grande masse de matières au moyen d’un système simple, accessible, et facile à comprendre pour la population. À l’inverse, dans les pays à faible revenu et à revenu intermédiaire, la collecte de déchets plastiques en vue de leur recyclage est assurée par des travailleurs informels (secteur du recyclage informel) qui procèdent à une collecte sélective (picorage) des éléments et des objets dont la valeur est la plus élevée, préférant la qualité et la concentration à la quantité. Même après une collecte sélective effectuée avec soin, les articles en plastique contiennent une multitude de matières et d’objets qui s’y retrouvent volontairement ou involontairement agrégés, coincés, collés, ou qui sont entraînés avec eux, et qui doivent être retirés du plastique dominant avant qu’il puisse être broyé et refondu sous pression dans une extrudeuse. Cottom et al. dressent une liste des caractéristiques des déchets plastiques et de leur influence sur la valeur des matières, et donc sur leur recyclabilité (2020[11]).

Le plus souvent, on ne dispose pas de données robustes et généralisables sur les taux de pertes aux stades du tri et du retraitement des déchets plastiques collectés pour être recyclés. Hestin, Faninger et Milios (2015[25]) ont proposé les chiffres de 18 % et 30 % pour le tri et le retraitement, respectivement, sur la base d’une enquête auprès des entreprises européennes de retraitement. Cependant, la nature de cette enquête n’était pas précisée et il se peut que les matières et les objets plastiques et non plastiques aient été parallèlement aux pertes de plastique. Le modèle ENV-Linkages ne s’intéresse qu’aux plastiques,, de sorte que les données sur les matières non plastiques ont été soustraites de cette composante du modèle.

L’Université de Leeds a élaboré un modèle théorique basé sur la valeur des matières et applicable aux déchets plastiques collectés pour être recyclés dans les pays à revenu élevé et dans les pays à faible revenu et à revenu intermédiaire. Étant donné que les systèmes de collecte et de tri sont extrêmement variables à l’échelle mondiale, ces deux grands groupes ont été retenus du fait que les pays à revenu élevé mettent largement en œuvre la collecte d’un flux unique de déchets secs à recycler ou une collecte conjointe des déchets plastiques mélangés et des emballages métalliques. À l’inverse, dans les pays à faible revenu et à revenu intermédiaire, la collecte de déchets plastiques en vue de leur recyclage est largement assurée par le secteur du recyclage informel, dont les acteurs procèdent à une collecte sélective des matières et présentent des taux de pertes bien moins élevés.

Pour estimer les pertes de recyclage dans le cas des déchets d’emballage collectés dans les pays à revenu élevé en vue d’être recyclés, on s’est appuyé sur une série de données (Chruszcz et Reeve, 2018[26]) présentant une moyenne pondérée de tous les types de systèmes de collecte sur l’ensemble du territoire du Royaume-Uni. Pour le PEBD, il a été procédé à une approximation sur la base des données dont font état Lau et al. (2020[27]) (modèle P₂O), vu que le PEBD est principalement utilisé sous forme de feuille souple aux fins d’emballage. Bien que le PEBD soit habituellement collecté pour être recyclé, il ne fait presque jamais l’objet d’un retraitement dans les pays à revenu élevé lorsqu’il est issu des déchets ménagers post-consommation du fait des problèmes de contamination de surface et de sélection qui sont décrits au Tableau A A.6. D’autre part, le PEBD post-consommation provenant de sources commerciales est habituellement recyclé dans les pays à revenu élevé étant donné qu’il est facile à collecter de manière sélective et séparée et qu’il peut être extrudé à sec, souvent sans nécessiter d’importantes opérations de nettoyage. Il s’ensuit un faible taux de perte. On a utilisé les hypothèses formulées par Lau et al. (2020[27]) pour déterminer la proportion de la matière issue de sources commerciales/institutionnelles par rapport à celle de source ménagère.

Ces différentes probabilités ont été estimées à l’aide des données sur les coûts synthétisées par SystemiQ et par The Pew Charitable Trust (2020[28]), sur les impératifs de recyclabilité décrits par Recoup (2019[29]) et sur les données sur la matière effectivement recyclée dont font état Antonopoulos, Faraca et Tonini (2021[30]) ainsi que Plastics Recyclers Europe (2020[31]). De manière générale, il a été considéré que le PEHD, le PET et le PEBD ont une probabilité de 100 % d’être sélectionnés en vue de leur retraitement dans les installations de valorisation des matériaux, alors que cette probabilité est de 0 % dans le cas du PVC et du PS. Les constatations sont plus claires pour les emballages en PVC, mais Antonopoulos, Faraca et Tonini (2021[30]) signalent qu’une partie du PS post-consommation est sélectionnée en vue du retraitement en Europe. Cependant, d’après Plastics Recyclers Europe (2020), il s’agit de quantités réduites et inhabituelles, et il est vraisemblable qu’elles ne concernent pas la matière post-consommation. La probabilité a été fixée à zéro dans le cas des emballages, mais une probabilité globale de 98.5 % a été retenue de manière à tenir compte des quelques rares cas de retraitement de la matière utilisée à d’autres fins que l’emballage.

Les taux de perte au stade du retraitement ont été estimés de manière approximative à l’aide des données sur la teneur en plastique tirées de Roosen et al. (2020[32]).La teneur en d’autres matières que le plastique a été exclue, et les masses relatives ont été normalisées.

Il a été supposé que les pays à revenu élevé disposent de systèmes de collecte formels, et que les emballages plastiques dont il est question ici subissent un certain taux de perte au stade du tri comme à celui du retraitement. Dans les pays à faible revenu et à revenu intermédiaire, la collecte est par hypothèse assurée de manière informelle, c’est pourquoi les taux de perte ne sont censés être observés qu’au stade du retraitement, puisque les acteurs informels procèdent à une collecte sélective.

Les hypothèses concernant les applications hors emballage reposent pour une large part sur les estimations réalisées par l’équipe d’experts du projet, faute de données publiées permettant de les étayer. Les produits de consommation et institutionnels sont supposés être identiques à ceux destinés à l’emballage, sauf dans le cas du PVC, qui fait l’objet d’un certain recyclage d’après les données de VinylPlus (2019[33]). Pour les textiles (fibres), faute d’autres données robustes, une estimation de 20 % provenant de la modélisation financière réalisée par Thompson et al. (2012[34]) a été utilisée. Les lecteurs doivent noter que ce taux de perte est une approximation partant de l’hypothèse que les textiles post-consommation sont recyclés en fibres effilochées et/ou en bourre (rembourrage) et ne sont pas des éléments « réutilisés », ceux-ci n’entrant pas dans le champ de la présente étude.

Élément en plastique¹	Type de plastique par polymère dominant¹	Composition pondérée¹	Pays à revenu élevé			Pays à faible revenu et revenu intermédiaire
Élément en plastique¹	Type de plastique par polymère dominant¹	Composition pondérée¹	Probabilité d’être rejeté avant retraitement²	Taux de perte au stade du retraitement ajusté pour tenir compte de la freinte³	Pertes nettes après tri et retraitement⁴	Probabilité d’être rejeté avant retraitement²	Taux de perte au stade du retraitement ajusté pour tenir compte de la freinte³	Pertes nettes après tri et retraitement⁴
Film sacs de recyclage des AL	PEBD	2.9	100	0.00	2.90	25	1.00	0.75
FILM Autres films	PEBD	11.2	100	0.00	11.20	25	1.00	2.88
FILM Sacs de transport	PEBD	1.5	100	0.00	1.50	25	1.00	0.39
B PET NATUREL	PET	26.4	0	13.45	3.55	0	13.45	3.55
B PET JAZZ	PET	3.1	0	13.45	0.42	0	13.45	0.42
B PEHD Bouteilles de lait	PEHD	13.2	0	15.93	2.10	0	15.93	2.10
B PEHD Toutes bouteilles sauf celles de lait	PEHD	7.7	0	15.93	1.23	0	15.93	1.23
B PVC TOTAL	PVC	0	100	0.00	0.00	100	0.00	0.00
B PP TOTAL	PP	0.4	50	21.31	0.24	0	21.31	0.09
Emballages PET NATUREL	PET	10.3	0	14.63	1.51	0	14.63	1.51
Emballages PET JAZZ	PET	0.5	0	14.63	0.07	0	14.63	0.07
Emballages PEHD NATUREL	PEHD	0.1	100	0.00	0.10	0	14.63	0.01
Emballages PEHD JAZZ	PEHD	0.6	100	0.00	0.60	0	14.63	0.09
Emballages PVC TOTAL	PVC	0.1	100	0.00	0.10	100	0	0.10
Emballages PP NATUREL	PP	4.4	100	0.00	4.40	0	2.08	0.09
Emballages PP JAZZ	PP	5.3	100	0.00	5.30	0	2.08	0.11
Emballages PS TOTAL	PS	1.5	100	0.00	1.50	100	0	1.50
Emballages PSE TOTAL	PSE	0.4	100	0.00	0.40	100	0	0.40
PET noir	PET	1.9	100	0.00	1.90	100	0	1.90
PP noir	PP	0.6	100	0.00	0.60	100	0	0.60
Autres noirs	Mélange	1.1	100	0.00	1.10	100	0	1.10
Autres	Mélange	0.2	100	0.00	0.20	100	0	0.20
Non identifié	Mélange	1.9	100	0.00	1.90	100	0	1.90
Plastiques hors emballages	Mélange	4.4	100	0.00	4.40	100	0	4.40

Source : 1. Chruszcz et Reeve (2018[26]). 2. Hypothèses reposant sur la valeur des polymères d’après SYSTEMIQ et The Pew Charitable Trust (2020[28]), sur la recyclabilité indiquée par Recoup (2019[29]), ainsi que sur les matières qui ont été recyclées, selon Antonopoulos, Faraca et Tonini (2021[30]) et Plastics Recyclers Europe (2020[31]). 3. Roosen et al (2020[32]).

Type de plastique par polymère dominant	Bâtiment et travaux publics			Produits industriels/machines			Autres			Transports – autres			Total (t y^-1)
Type de plastique par polymère dominant	Total (t y^-1)	Taux de perte PRE (%)	Taux de perte PFRRI (%)	Masse (t y^-1)	Taux de perte PRE (%)	Taux de perte PFRRI (%)	Total (t y^-1)	Taux de perte PRE (%)	Taux de perte PFRRI (%)	Total (t y^-1)	Taux de perte PRE (%)	Taux de perte PFRRI (%)	Total (t y^-1)
Fibres							0.1	100.0	100.0	0.0	100.0	100.0	0.1
PEHD	1.0	20.0	5.0	0.1	20.0	5.0	1.1	20.0	5.0	0.6	98.0	90.0	2.9
PEBD, PEBDL	0.1	2.0	2.0	0.1	2.0	2.0	0.7	2.0	2.0	0.1	98.0	90.0	1.0
Autres	0.0	100.0	100.0				0.2	100.0	100.0	0.1	100.0	100.0	0.4
PP	0.2	20.0	5.0	0.1	20.0	5.0				1.2	100.0	100.0	1.5
PS	0.1	100.0	100.0				0.1	100.0	100.0				0.2
PUR	0.1	40.0	10.0	0.0	40.0	10.0	0.4	40.0	10.0	0.2	100.0	100.0	0.6
PVC	0.6	18.7³	18.7³				0.4	40.0	18.7³	0.1	100.0³	100.0³	1.1

Source : estimation calculée par l’Université de Leeds 1. Estimation calculée d’après Chruszcz et Reeve (2018[26]) et Roosen et al. (2020[32]). 2. Estimation calculée d’après Lau et al. (2020[27]). 3. Valeur approchée sur la base des données fournies par VinylPlus (2019[33]). 4. Thompson Willis et Morley (2012[34]).

Par souci de simplicité, il a été supposé que l’Union européenne, les États-Unis et le Canada possèdent des systèmes de collecte formels alors que, dans toutes les autres régions, la collecte en vue du recyclage est principalement assurée de manière informelle. La Chine fait exception, cette région étant en partie passée d’une collecte informelle à une collecte formelle en vue du recyclage. Faute de données robustes sur le secteur du recyclage informel, on est parti de l’hypothèse, pour cet élément du modèle, que le rapport entre les parts respectives de la collecte en vue du recyclage informelle/formelle est de 70/30.

Le Tableau A A.8 présente le résultat des calculs techniques. Les taux de perte suggérés à l’origine sur la base des estimations calculées s’élevaient à 100 % pour le PS et à 98.1 % pour la catégorie « Autres », mais ces taux de perte ont été plafonnés au taux de perte du PEBD, l’objectif étant de tenir compte du fait que ces polymères sont parfois recyclés, mais en petites quantités seulement. Par ailleurs, pour tenir compte du fait qu’une grande part du recyclage du PET est plutôt un décyclage du PET par sa transformation en fibres, la modélisation suppose que 35 % du PET recyclé est transformé en fibres.

		ABS, ASA, SAN	Fibres	PEHD	PEBD, PEBDL	Autres	PET	PP	PS	PUR	PVC	Moyenne
OCDE Amérique	USA	100 %	54 %	27 %	60 %	44 %	18 %	94 %	49 %	57 %	43 %	50 %
	Canada	100 %	55 %	26 %	60 %	43 %	18 %	95 %	49 %	57 %	43 %	49 %
	Autres pays d’Amérique membres de l’OCDE	100 %	64 %	17 %	59 %	29 %	18 %	24 %	50 %	28 %	47 %	30 %
OCDE Europe	Pays de l’OCDE membres de l’UE	100 %	59 %	24 %	57 %	38 %	18 %	90 %	42 %	53 %	35 %	44 %
OCDE Europe	Pays de l’OCDE non membres de l’UE	100 %	60 %	24 %	60 %	36 %	18 %	92 %	45 %	53 %	37 %	46 %
OCDE Pacifique	OCDE Asie	100 %	48 %	22 %	62 %	30 %	18 %	92 %	46 %	50 %	35 %	44 %
OCDE Pacifique	OCDE Océanie	100 %	30 %	26 %	67 %	64 %	18 %	50 %	45 %	56 %	41 %	40 %
Autres pays d’Amérique	Amérique latine	100 %	64 %	16 %	60 %	26 %	18 %	22 %	54 %	27 %	54 %	29 %
Eurasie	Autres UE	100 %	56 %	26 %	63 %	58 %	18 %	52 %	44 %	53 %	44 %	41 %
Eurasie	Autres pays d’Eurasie	100 %	55 %	26 %	65 %	58 %	18 %	50 %	49 %	55 %	49 %	41 %
Moyen-Orient et Afrique	Moyen-Orient et Afrique du Nord	100 %	54 %	19 %	64 %	38 %	18 %	31 %	49 %	36 %	45 %	33 %
Moyen-Orient et Afrique	Autres pays d’Afrique	100 %	71 %	16 %	61 %	22 %	18 %	21 %	53 %	24 %	56 %	30 %
Autres pays d’Asie	Chine	100 %	54 %	20 %	62 %	34 %	18 %	48 %	54 %	39 %	54 %	36 %
	Inde	100 %	34 %	19 %	67 %	39 %	18 %	27 %	59 %	38 %	60 %	32 %
	Autres pays d’Asie non membres de l’OCDE	100 %	47 %	23 %	64 %	49 %	18 %	41 %	55 %	47 %	56 %	37 %
Moyenne mondiale		100 %	53 %	22 %	61 %	38 %	18 %	63 %	49 %	46 %	43 %	40 %

Source : modèle ENV-Linkages de l’OCDE, d’après Cottom et al. (2020[11]).

1.3.4. Modélisation des échanges internationaux de déchets plastiques

Le modèle ENV-Linkages a été étendu aux fins de prise en compte des échanges internationaux de déchets plastiques par application et par type de polymère. Les volumes des exportations et des importations de déchets plastiques sont calculés en deux étapes à partir de la base de données Comtrade de l’ONU (Division de statistique des Nations Unies, 2020[35]). Premièrement, les exportations totales de déchets plastiques par pays et par polymère sont estimées par la part des exportations de plastiques (Comtrade) par rapport au volume des déchets plastiques (résultat du modèle ENV-Linkages). Deuxièmement, les exportations sont réparties entre les différents pays partenaires et les divers polymères en fonction du poids respectif des différents pays et polymères calculé par projection pour 2019, et des données historiques pour les années antérieures. Les coefficients de pondération des exportations et des importations bilatérales par pays (coefficients de pondération des rangées) ont été calculés sur la base des données bilatérales relatives à la valeur des exportations et des importations pour la période 2010-19 (année complète la plus récente) et pour les quatre sous-catégories de déchets plastiques figurant dans la base de données Comtrade de l’ONU. Ces dernières ont été mises en correspondance avec les types de polymères pris en considération dans ENV-Linkages (Tableau A A.9), l’objectif étant de garantir que les importations et les exportations totales s’équilibrent dans le cadre des échanges mondiaux, les importations bilatérales de déchets plastiques de la paire déclarant-partenaire correspondent aux exportations bilatérales de la paire partenaire-déclarant correspondante.

Le destin en fin de vie des déchets plastiques qui font l’objet d’échanges est différent de celui des déchets traités au sein du pays afin de prendre en considération qu’une forte proportion des déchets plastiques faisant l’objet des échanges tend à être recyclable. En particulier, il est vraisemblable que 50 % des déchets plastiques faisant l’objet d’échanges soient recyclés, le reste étant réparti entre les autres flux de déchets dans les mêmes proportions que les déchets en fin de vie traités à l’intérieur du pays, exclusion faite des déchets sauvages.

Code Comtrade de l’ONU	Description de la série	Types de polymères dans ENV-Linkages
3915	Déchets, rognures et débris de matières plastiques
391 510	... de polymères de l’éthylène	PEHD, PEBD, PEBDL, PET, PP, PUR, élastomères (pneus)
391 530	... de polymères du styrène	PS
391 530	... de polymères du chlorure de vinyle	PVC
391 590	… d’autres	Fibres, Revêtements marins, Revêtements de marquage routier, ABS, ASA, SAN, Autres

Source : Division de statistique des Nations Unies (2020[35]) et modèle ENV-Linkages de l’OCDE

1.4. Modélisation des rejets de plastiques dans l’environnement (Université technique du Danemark)

Les estimations des rejets de plastiques reposent sur l’interaction entre le modèle ENV-Linkages et d’autres modèles spécifiques. Chacun de ces modèles spécifiques s’appuie sur les travaux antérieurs ayant fait l’objet d’un examen par les pairs pour ce qui est des estimations des rejets de plastiques du moment. Les sources de rejets dans l’environnement sont diverses. Aussi les techniques de modélisation utilisées pour procéder aux projections de ces flux sont-elles également différentes. La présente section décrit la méthodologie et les paramètres employés par Teddy Serrano, Alexis Laurent et Morten Ryberg de la section « Évaluation quantitative de la durabilité » de l’Université technique du Danemark (DTU) pour estimer les rejets de macroplastiques et de microplastiques dans l’environnement ainsi que le parcours des eaux usées et les pertes à travers l’épandage des boues sur les terres.

1.4.1. Rejets de macroplastiques

Pour ce qui est des pertes de macroplastiques, quatre grandes catégories ont été prises en considération : déchets municipaux solides mal gérés, déchets solides non municipaux mal gérés, déchets sauvages, et pertes dues aux activités maritimes. La production de déchets plastiques est calculée par le modèle ENV-Linkages comme expliqué dans les sections précédentes. Les détails des calculs des quatre catégories sont les suivants :

Les DMS mal gérés sont tirés du modèle ENV-Linkages. Conformément à Lau (2020[27]), il a été supposé que 32 % des DMS mal gérés sont perdus dans l’environnement.
Les non DMS mal gérés sont également tirés du modèle ENV-Linkages. Faute de données suffisantes sur le destin des non DMS mal gérés, la part des non DMS mal gérés perdus dans l’environnement est supposée égale à la part des DMS mal gérés perdus dans l’environnement (32 %).
Les pertes liées aux déchets sauvages ont été calculées en deux étapes sous la forme d’une fraction des DMS produits. Premièrement, conformément à Jambeck et al. (2015[12]) et aux études réalisées pour le Royaume-Uni et la Belgique (OVAM, 2018[36] ; Resource Futures, 2019[37]), il a été supposé que 2 % des DMS correspondent à des déchets sauvages. Deuxièmement, une part non négligeable de ces déchets sauvages a lieu en milieu urbain et est nettoyée avant de finir dans l’environnement. On suppose que de 15 % à 35 % des déchets sauvages échappent au balayage des rues, aux collecteurs d’eaux pluviales et aux stations de pompage (Jambeck et al., 2015[12]). La part des déchets sauvages perdue dans l’environnement au sein de chaque région a été estimée en fonction du niveau de revenu (PNB/hab en USD), cette part étant d’autant plus faible que le revenu de la région est élevé, comme l’illustre le Tableau A A.10..
Dans le modèle ENV-Linkages, la part des déchets sauvages non collectés est considérée comme perdue dans l’environnement. La part des déchets sauvages collectés est redistribuée et ajoutée à celles de l’incinération, de l’enfouissement, du brûlage à ciel ouvert et de la mise en décharge brute, selon les parts respectives de ces modes de traitement des déchets dans les différentes régions (section 0 de cette annexe).
Les pertes imputables aux activités maritimes (engins de pêche et déchets autres que ceux issus des filets) ont été calculées sur la base des éléments : les données sur la production d’engins de pêche en Europe (PRODCOM, 2016) (Eunomia, 2018[38] ; Eurostat, s.d.[39]) extrapolées au reste du monde sur la base des projections de croissance des activités de pêche (issues du modèle ENV-Linkages), l’hypothèse que 28 % des déchets plastiques du secteur de la pêche et de l’aquaculture proviennent des filets (Viool et al., 2018[40]), et l’idée que 15 % des matières constitutives des engins de pêche sont perdues chaque année au cours de leur utilisation (Viool et al., 2018[40]).

Catégorie	Faible revenu et revenu intermédiaire de la tranche inférieure	Revenu intermédiaire de la tranche supérieure	Revenu élevé
Niveau de revenu en termes de PNB/hab [USD]	< 4045	4045-12535	> 12 535
Part des déchets sauvages perdus dans l’environnement	35 %	25 %	15 %

Note : La classification des pays par la Banque mondiale en fonction de leur revenu : 2020-2021 a été utilisée pour répartir les régions en trois catégories : à faible revenu et revenu intermédiaire de la tranche inférieure, à revenu intermédiaire de la tranche supérieure, et à revenu élevé.

Source : Banque mondiale (2020[41]).

1.4.2. Rejets de microplastiques

Pour les pertes de microplastiques, dix catégories ont été prises en considération : microbilles, granulés primaires, lavage des textiles, usure des pneus, marquages routiers, poussières de freinage, gazon synthétique, revêtements marins, poussières microplastiques et boues d’épuration. Cette section présente la méthodologie employée pour calculer les rejets de microplastiques issus des sources considérées. Certains microplastiques sont directement rejetés dans l’environnement, alors que d’autres finissent dans le réseau d’assainissement. Le destin des différents microplastiques qui finissent dans un réseau d’assainissement municipal est examiné dans la prochaine section.

La catégorie des « microbilles » recouvre les pertes de microplastiques volontairement ajoutés aux produits cosmétiques et de soin personnel éliminables par rinçage, ainsi qu’aux détergents et aux produits d’entretien rejetés dans les eaux usées municipales lors de leur utilisation. Les estimations de la consommation de microbilles dans les produits cosmétiques et de soin personnel sont établies à partir des résultats du modèle ENV-Linkages. Toutes les microbilles sont supposées finir dans le réseau d’assainissement au cours de l’année où elles sont consommées.

La catégorie « granulés primaires » englobe les pertes de granulés de plastiques primaires au cours de la production, du transport et de la manutention. Eunomia (2018[38]) a estimé les pertes de granulés de plastiques en 2015 dans l’Union européenne, qui proviennent de la production de granulés à partir des matières premières, des opérations de manutention intermédiaire, des processus de traitement et de transformation, de la gestion hors site des déchets, ainsi que du transport et du fret. À supposer que le rejet soit proportionnel à la quantité de plastiques produite, les pertes pour l’Union européenne ont été extrapolées à l’ensemble du monde à partir de la part de la production européenne de plastiques en 2015 (Plastics Europe, 2017[42]), avant d’être réparties entre les différentes régions géographiques en fonction de leur part dans la production. Les pertes aux stades de la production, du recyclage, de la transformation et de la gestion hors site des déchets sont censées entrer dans le réseau d’assainissement, mêlées aux eaux usées. Les pertes imputables aux installations intermédiaires et au transport sont supposées aboutir directement dans l’environnement.

La catégorie « lavage des textiles » inclut les pertes de microfibres synthétiques au cours du lavage des produits textiles et d’habillement. Les estimations sont calculées sur la base du volume total (tonnes) de plastiques utilisés dans la catégorie « Articles d’habillement » (suivant le secteur du textile du modèle ENV-Linkages) au cours d’une année donnée, et de l’hypothèse qu’au cours de la durée de vie d’un produit textile 0.4 % de la matière est perdue au cours du lavage. La part de la matière perdue au cours de la durée de vie d’un produit textile et d’habillement a été calculée sur la base d’une évaluation des études existantes tenant compte de la part de matière synthétique perdue à la suite de plusieurs cycles de lavage (De Falco et al., 2019[43] ; Pirc et al., 2016[44]). Il a été supposé que toutes les microfibres rejetées au cours du lavage pénètrent dans le réseau d’assainissement.

Trois sources de rejets de microplastiques dues aux transports routiers ont été prises en compte :

La catégorie « abrasion des pneus » inclut les pertes d’élastomères résultant de l’abrasion des bandes de roulement des pneus des voitures, des poids lourds et des motocyclettes. Les estimations des rejets sont établis à partir des données annuelles sur la circulation routière en véhicules-km pour les voitures de tourisme et en tonnes-km pour les poids lourds, pour la période allant de 2016 à 2019 et pour chaque région (provenant du modèle ENV-Linkages). Les taux d’usure (c’est-à-dire la masse moyenne de bande de roulement des pneus perdue par véhicule-km, par type de véhicules) utilisés sont ceux rapportés par Eunomia (2018[38]). Pour les poids lourds, un tonnage de fret moyen de 16 t/véhicule a été estimé sur la base des données d’Eurostat (2018[45]). Il a été supposé que 46 % des bandes roulantes des pneus sont constitués d’élastomères (Sommer et al., 2018[46]), et que le destin des particules est le suivant : 45 % sont retenus dans le revêtement en asphalte ou restent à proximité de la route, 45 % sont transportés par les eaux de ruissellement des routes et 10 % sont aéroportés (OCDE, 2021[47]). Le pourcentage des particules perdues dans l’environnement dépend des parts respectives de la population rurale et de la population urbaine dans chaque région (telles qu’elles sont également utilisées dans le modèle ENV-Growth et donc dans ENV-Linkages). Dans les régions rurales, les rejets dans les eaux de ruissellement des routes et dans l’atmosphère sont considérés comme perdus dans l’environnement, alors que tel n’est pas le cas des particules piégées dans l’asphalte ou sur le bord des routes. Dans les régions urbaines, les rejets dans l’atmosphère sont considérés comme perdus dans l’environnement, alors que tel n’est pas le cas des particules piégées dans l’asphalte ou sur le bord des routes, les particules contenues dans les eaux de ruissellement des routes étant supposées aller dans un réseau d’assainissement et être traitées dans les eaux usées de la région où se produit la perte.
La catégorie « marquages routiers » inclut les pertes issues des marquages appliqués à la surface des routes. Les estimations de l’utilisation de plastiques pour les marquages routiers sont générées par le modèle ENV-Linkages, et, faute de données, le destin des particules issues des marquages routiers est supposé être similaire à celui des particules dues à l’abrasion des pneus.
La catégorie « usure des freins » inclut les pertes de polymères synthétiques liées à l’usure des plaquettes et des autres éléments constitutifs des freins. Compte tenu de la composition moyenne des plaquettes de frein telle qu’elle est décrite par Hallal et al. (2013[48]), il a été supposé que la teneur en polymères des plaquettes de frein s’élève à 23 %. Comme dans le cas de la méthodologie utilisée pour l’abrasion des pneus, les estimations des pertes sont établies à partir des données annuelles sur la circulation et sur les taux d’abrasion basés sur les calculs d’Eunomia (2018[38]). Le destin des microplastiques dans les poussières de freinage a été supposé être similaire à celui des particules provenant de l’abrasion des pneus.

La catégorie « gazon artificiel » inclut les pertes de plastiques provenant du remplissage des pelouses des terrains de sport. Les estimations tirées de la littérature constatent des pertes de 300 à 730 kg/an par terrain au Danemark et de 550 kg/an en Suède (Løkkegaard, Malmgren-Hansen et Nilsson, 2018[49] ; Agence suédoise pour la protection de l’environnement (EPA), 2019[50]). D’après l’ECHA (2020[51]), le nombre de terrains de sport synthétiques atteindra les 39 000 dès 2020, et la quantité moyenne de matières de remplissage utilisées se situe entre 40 et 120 tonnes. Partant de l’hypothèse que la consommation annuelle de matières de remplissage représente de 1 à 4 % du volume total (ECHA, 2020[51] ; Eunomia, 2018[38]), on obtient un chiffre moyen de 101 400 tonnes par an. Les estimations pour l’Europe ont été extrapolées aux autres régions sur la base des chiffres relatifs à la taille du marché du gazon artificiel (ResearchNester, 2021[52]) et des estimations de la croissance du PIB (tirées du modèle ENV-Linkages). Compte tenu de la composition des granulés de caoutchouc utilisés en tant que matière de remplissage, il a été supposé que 96 % de l’ensemble des matières de remplissage sont constitués de microplastiques2. En termes de perte et de destin dans l’environnement, comme dans Løkkegaard, Malmgren-Hansen et Nilsson (2018[49]), il a été supposé que :

10 % des particules de granulés de caoutchouc sont perdus dans les sols environnants (et sont par conséquent considérés comme perdus dans l’environnement).
10 % sont rejetés avec l’eau. Compte tenu de la part de la population rurale dans chaque région indiquée par le modèle ENV-Linkages de 2016 à 2019, il a été supposé que ces 10 % sont directement perdus dans l’environnement dans les zones rurales. Dans les zones urbaines, ils sont censés entrer directement dans le réseau d’assainissement. Lorsqu’elles atteignent un système de traitement (primaire, secondaire, tertiaire), toutes les particules sont par hypothèse retirées et finissent par conséquent dans les boues d’épuration, étant donné que la taille relativement importante des débris de gazon leur permet d’être généralement retirés de manière satisfaisante dans les stations de traitement.

La catégorie des « revêtements marins » inclut les pertes de peintures et de revêtements émanant des navires et des structures marines. Il est probable que 10 % des plastiques employés pour produire des revêtements marins soient directement perdus dans l’environnement au cours de la durée de vie du produit (Boucher et Friot, 2017[53]).

La catégorie des « poussières microplastiques » recouvre les pertes involontaires de microplastiques qui se produisent au stade de l’utilisation d’un certain nombre de produits. En particulier, dans le modèle cinq sources ont été prises en compte : les microplastiques dans la poussière de textiles ménagers, l’usure des peintures des surfaces intérieures, l’usure des peintures des surfaces extérieures, les pertes liées aux activités de construction et de démolition, et l’abrasion des semelles de chaussures. Ces catégories ne constituent pas une liste exhaustive de toutes les pertes de microplastiques et elles n’ont été mises en avant que parce que l’on trouve suffisamment d’études pour quantifier les rejets correspondants.

Pour chaque source, sauf la poussière de textiles ménagers, les estimations reposent sur les pertes dont il est fait état à l’échelle d’un pays ou de l’Union européenne, qui ont ensuite été utilisées pour calculer les émissions par habitant ou par USD de PIB à parité de pouvoir d’achat (PPA) constant, avant d’être finalement extrapolées pour calculer les émissions annuelles à l’échelle mondiale sur la base des données du modèle ENV-Linkages. Pour les peintures intérieures et extérieures, ainsi que pour les sources de poussières liées aux activités de construction et de démolition extérieures, le PIB a servi de mesure indirecte, compte tenu de l’hypothèse que l’utilisation de ces matières est fonction du degré de prospérité.

Pour l’abrasion des semelles de chaussures, les données démographiques ont été considérées comme une mesure indirecte plus pertinente. Comme une personne ne peut porter qu’une paire de chaussures à la fois, l’usure des chaussures est supposée être liée à l’activité de la personne et non à son degré de prospérité. Faute de mieux, les évolutions de l’utilisation de chaussures sont supposées dépendre de celles de la population.

Les estimations des pertes de poussières de textiles ménagers reposent sur une étude récente, d’après laquelle les fibres synthétiques émises dans l’air par les produits textiles et d’habillement pourraient représenter un tiers des particules rejetées dans l’eau au cours des lavages (De Falco et al., 2020[54]). Les émissions de fibres textiles au cours du lavage des textiles qui ont été précédemment calculées ont donc été utilisées pour déterminer les pertes de poussières de textiles ménagers.

Une synthèse des références utilisées pour calculer les pertes relevant de ces différentes catégories est présentée au Tableau A A.11. Il a été supposé que 15 % des poussières de textiles ménagers (Kawecki et Nowack, 2020[55]) et 100 % des microplastiques issus des peintures intérieures aboutissent dans les eaux usées. Dans le cas des autres sources, les particules émises dans les zones urbaines ont également été supposées aboutir dans les systèmes d’assainissement, alors qu’elles étaient considérées comme perdues dans l’environnement dans le cas des zones rurales.

Sources de poussières microplastiques	Référence (pays ou région)	Indicateur
Poussières de textiles ménagers	Projections des textiles dans le modèle ENV-Linkages	-
Peintures intérieures	Eunomia (2018[38]) (UE)	PIB (USD, PPA)
Peintures extérieures	Eunomia (2018[38]) (UE)
Construction et démolition extérieures	Kawecki et Nowack (2020[55]) (Suisse)
Abrasion des semelles de chaussures	Lassen et al. (2016[56]) (Danemark)	Population

La catégorie « boues d’épuration » inclut les pertes de microplastiques qui se produisent à travers l’épandage de boues d’épuration sur les terres, comme indiqué dans la prochaine section.

1.4.3. Parcours des eaux usées et pertes à travers l’épandage des boues sur les terres

Une grande partie des rejets de microplastiques finit dans les eaux usées ou dans les eaux de ruissellement (OCDE, 2021[47]). Pour estimer les quantités de microplastiques qui atteignent l’environnement, une représentation schématique des systèmes de traitement en aval pertinents a été élaborée comme indiqué au Graphique A A.2. Le modèle prend en considération un certain nombre de destins potentiels des microplastiques, conformément à Ryberg et al. (2019[7]). En dernier lieu, les microplastiques peuvent être soit retenus par le traitement des eaux usées, soit perdus dans l’environnement.

Graphique A A.2. Destin des microplastiques dans les eaux usées

La part des rejets de microplastiques qui suit chacun de ces parcours dépend de l’état de la couverture par des infrastructures d’eaux usées observée dans les différents pays. La répartition des parts entre les différents destins a été estimée au niveau régional. Pour chaque région, la plupart des parts débouchant sur un traitement (représentées par des cases jaunes au Graphique A A.2) ont été calculées en faisant la moyenne des parts correspondantes des pays composant la région, pondérées par le nombre d’habitants de chaque pays. Une évaluation des données pour 187 pays a montré que la disponibilité et la qualité des données étaient très variables selon les pays. Pour la plupart des pays de l’OCDE, ainsi que pour le Brésil, la Colombie, et l’Afrique du Sud, les données disponibles les plus récentes fournies par la base de données de l’OCDE sur l’environnement (2017[57]) ont été utilisées et considérées comme représentatives du traitement des eaux usées en 2016. Pour la Chine et l’Inde, les parts ont été établies sur la base de Kalbar, Muñoz et Birkved (2017[58]).

Pour les autres pays, les données de référence proviennent du Programme commun OMS/UNICEF de suivi de l’approvisionnement en eau, de l’assainissement et de l’hygiène (JMP, 2020[59]). Ces données sont utilisées pour le suivi de la mise en œuvre de l’ODD 6.3.1 « Proportion des eaux usées traitées sans danger (%) ». Dans la série de données, la classification suivante est utilisée :

Gérées en toute sécurité : utilisation d’installations améliorées non partagées avec d’autres ménages et permettant une élimination des excréments in situ en toute sécurité ou leur transport et leur traitement hors site.
De base : utilisation d’installations améliorées non partagées avec d’autres ménages.
Limitées : utilisation d’installations améliorées partagées par deux ménages ou davantage.
Non améliorées : utilisation de latrines à fosse sans dalle ou plateforme, de latrines suspendues ou de latrines à seau.
Défécation en plein air : élimination des selles humaines dans les champs, les forêts, les buissons, les masses d’eau libres, les plages et les autres espaces ouverts, ou avec les déchets solides (JMP 2020).

La part des eaux usées « gérées en toute sécurité » est supposée subir au moins un traitement primaire. Dans la modélisation, le reste des eaux usées est supposé être directement rejeté dans l’environnement. Il s’agit là d’une hypothèse prudente, mais pour certaines régions il n’a pas été possible de se procurer des données plus précises sur les niveaux de traitement.

Un taux de retrait des microplastiques a été associé aux différents niveaux de traitement des eaux usées (primaire, secondaire, et tertiaire), comme indiqué au Tableau A A.12, et il a été utilisé pour calculer le destin des microplastiques passant par un système de traitement des eaux usées, conformément à l’approche de Ryberg et al. (2019[7]). Le taux de retrait du traitement non précisé et du traitement indépendant des eaux usées a été supposé égal à celui du traitement primaire. Des données régionales sur la perte d’eaux usées imputable au débordement (représentée par les cases bleues au Graphique A A.2) ne sont généralement pas disponibles et la part de perte a par conséquent été modélisée en appliquant les mêmes pourcentages de perte pour toutes les régions. On estime que 0.6 % et 2.4 % des eaux usées sont perdues du fait du débordement du réseau d’assainissement et de celui des stations de traitement des eaux usées (STEU), respectivement (Magnusson et al., 2016[60] ; Ryberg et al., 2019[7]).

Technologie de traitement	Microbilles	Fibres	Autres microplastiques
Traitement primaire	86 %	87 %	69 %
Traitement secondaire	92 %	92 %	96 %
Traitement tertiaire	99 %	96 %	99 %

Source : calculs tirés de Michielssen et al. (2016[61]).

Les boues d’épuration sont constituées des déchets issus du traitement des eaux usées contenant les polluants de l’eau collectés dans l’influent. La réutilisation des boues à des fins agricoles est encouragée dans plusieurs pays, en raison principalement de leur forte teneur en nutriments et de leurs effets bénéfiques sur les cultures, ainsi que pour réduire le besoin de les enfouir ou de les incinérer. De récents éléments d’information portent toutefois à croire qu’une telle pratique entraîne le transfert vers les terres agricoles d’une partie des microplastiques retenus lors du traitement des eaux usées (Nizzetto, Futter et Langaas, 2016[62]).

Les pertes dans l’environnement via les terres agricoles ont été calculées sur la base de la part des boues générées au cours d’une année donnée qui est épandue sur les terres agricoles. Compte tenu de la rareté des données sur le destin des microplastiques au cours du traitement des boues, il a été supposé qu’aucun autre retrait de microplastiques n’a lieu avant l’épandage des boues sur les terres (Ryberg et al. 2019). Pour le Canada, la Chine et les États-Unis, les parts des boues épandues sur les terres agricoles sont conformes aux pourcentages indiqués par Rolsky et al. (2020[63]) (à savoir 43 %, 45 % et 55 % pour le Canada, la Chine et les États-Unis, respectivement). Du fait d’un manque de données, pour tous les autres pays, les parts des boues d’épuration épandues sur les champs agricoles ont été supposées égales à la moyenne européenne (à savoir 46 %) (Eurostat, 2020[64]).

1.5. Modélisation des rejets de plastiques dans les milieux aquatiques (Laurent Lebreton)

Cette section vise à expliquer la quantité des rejets de plastiques qui finissent dans les milieux aquatiques et à évaluer leur mobilité ainsi que leur dégradation dans les cours d’eau et les océans.

Compte tenu de la grande diversité des types de polymères, des formes et des tailles des objets, ainsi que de la nature dynamique des milieux aquatiques, la quantification des sources et le destin des plastiques dans les cours d’eau, les lacs et les océans ne vont pas de soi. Certaines études ont récemment tenté de quantifier la quantité de déchets plastiques mal gérés produits par les pays à l’échelle mondiale, qui atteignent vraisemblablement un milieu aquatique (Borrelle et al., 2020[65]) puis l’océan (Meijer et al., 2021[66]). Ces études utilisent des modèles spatiaux qui décrivent la production de déchets plastiques mal gérés en fonction de la topographie et des autres paramètres environnementaux. Dans cette section, les résultats relatifs aux émissions au niveau des pays ont été transposés à l’échelle des régions mondiales issues du modèle ENV-Linkages. Le transport des déchets plastiques a été estimé en tenant compte des variations géographiques. Le destin des plastiques dans les différentes régions a ensuite été modélisé en fonction des types de polymères prévus eu égard aux projections de la production de déchets des divers secteurs de l’économie (ENV-Linkages). Enfin, la masse de plastiques accumulée dans les différents milieux aquatiques de chaque région a été indiquée.

Pour calculer les apports de plastiques dans les milieux aquatiques pour les différentes régions, l’analyse prend pour point de départ les rejets dans l’environnement calculés par le modèle ENV-Linkages. Le modèle calcule ensuite la probabilité que les plastiques rejetés atteignent un milieu aquatique (cours d’eau, lacs, et océans) en fonction de la distance et de l’orientation de la pente du terrain. L’analyse s’appuie sur la probabilité nationale que des plastiques soient rejetés dans les milieux aquatiques, d’après Borelle et al. (2020[65]). Cette probabilité est indépendante du volume total des rejets de déchets plastiques mais peut varier d’un point à l’autre du globe, en fonction de la répartition de la population et de la topographie des pays. Dans la présente étude, la probabilité des rejets a été calculée pour chaque région en pondérant la probabilité des rejets à l’échelle des pays en fonction de la taille de leur population et en établissant une moyenne régionale et ses intervalles de confiance (Graphique A A.3). La probabilité des rejets de déchets plastiques est variable selon les régions. Les nations insulaires dont la population se trouve principalement concentrée sur les côtes sont celles qui sont le plus exposées au risque que les matières plastiques rejetées dans l’environnement se retrouvent dans les milieux aquatiques.

Graphique A A.3. Probabilité pondérée que les rejets de plastiques pénètrent dans les milieux aquatiques

Dans les eaux douces, les plastiques flottants peuvent être transportés en aval alors que les plastiques coulants (plastiques d’une densité supérieure à celle de l’eau douce : PET, PVC ou PS, par exemple) atteindront inévitablement les sédiments du fond. Les plastiques flottants peuvent également être retenus dans les milieux d’eau douce par la végétation longeant les cours d’eau, les sédiments des berges, les obstacles artificiels (tels que les barrages), ou encore les lacs. Certains plastiques flottants peuvent également être colonisés par des organismes et couler en raison d’une perte de flottabilité. Une étude récente a estimé le volume mondial de plastiques directement déversés dans l’océan par les cours d’eau, et il en ressort que de 1 % à 2 % seulement des plastiques rejetés chaque année ont, à l’échelle mondiale, une chance d’atteindre la mer dans un délai ne dépassant pas un an (Meijer et al., 2021[66]). Cette étude s’est appuyée sur le même cadre de probabilités tenant aussi bien compte de la localisation que des quantités de plastiques perdus en direction du réseau hydrographique le plus proche. Elle a cependant calculé d’autres probabilités de transport jusqu’à l’embouchure du fleuve à partir de la distance à parcourir jusqu’à l’embouchure, du débit du cours d’eau et de son ordre au sein du réseau hydrographique. Les résultats montrent que, à l’échelle mondiale, la quantité des plastiques rejetés qui atteignent l’océan est inférieure d’environ un ordre de grandeur à celle qui pénètre dans l’ensemble des milieux aquatiques, écosystèmes d’eau douce inclus (Tableau A A.13). Cela donne à penser qu’une forte proportion des rejets de déchets plastiques est probablement toujours retenue dans l’arrière-pays.

Macrorégion	Région	Fraction des rejets de macroplastiques pénétrant dans les milieux aquatiques	Fraction des plastiques aquatiques atteignant l’océan
OCDE Amérique	États-Unis	32 %	3 %
	Canada	36 %	3 %
	Autres OCDE Amérique	21 %	5 %
OCDE Europe	Pays de l’OCDE membres de l’UE	34 %	3 %
OCDE Europe	Pays de l’OCDE non membres de l’UE	34 %	4 %
OCDE Asie	OCDE Pacifique	43 %	11 %
OCDE Asie	OCDE Océanie	44 %	2 %
Autres Amérique	Amérique latine	28 %	5 %
Eurasie	Autres UE	27 %	+ 1 %
Eurasie	Autres Eurasie	32 %	+ 1 %
Moyen-Orient et Afrique	Moyen-Orient et Afrique du Nord	27 %	4 %
Moyen-Orient et Afrique	Autres Afrique	23 %	4 %
Autres Asie	Chine	28 %	2 %
	Inde	26 %	4 %
	Autres pays d’Asie non membres de l’OCDE	34 %	14 %

Source : Fraction des déchets plastiques mal gérés et des déchets sauvages qui pénètre dans les milieux aquatiques (d’après Borrelle et al. (2020[65])) et fraction des déchets présents dans les milieux aquatiques qui pénètre dans le milieu océanique (d’après Meijer et al. (2021[66])) par région.

Dans l’océan, les plastiques dont la densité est plus élevée que celle de l’eau de mer couleront au fond et s’accumuleront dans les fosses et les canyons abyssaux sous l’effet de la gravité. Les plastiques flottants seront cependant transportés sous l’action des vagues, du vent et des courants. Cependant, la majeure partie de ces plastiques ne tardera pas à toucher de nouveau terre et à retrouver une plage du littoral. Une étude présentant un modèle de dispersion dans l’océan des plastiques issus des sources côtières de l’ensemble du monde a constaté que, en l’espace d’une année, environ 97 % des particules du modèle rejetées s’étaient trouvées près d’un rivage pendant plus de deux jours consécutifs (Lebreton et Andrady, 2019[67]), ce qui suggère qu’une fraction non négligeable était probablement échouée à ce moment-là. Les riches écosystèmes côtiers faciliteront également la rétention près du rivage des plastiques flottants, étant donné qu’ils seront, comme dans les milieux d’eau douce, colonisés par les organismes présents dans l’environnement marin. Les objets dont le rapport entre le volume et la surface est le plus réduit, tels que les films plastiques ou les petits microplastiques, couleront probablement près du rivage. Les fragments et les objets dont le volume est suffisamment important pour préserver leur flottabilité peuvent s’échapper des environnements côtiers. Au fil du temps, les débris tendent à s’accumuler au large sous les latitudes subtropicales. Cinq zones d’accumulation ont été amplement décrites dans la littérature au moyen d’observations de terrain et de modèles numériques. La plus étendue est située dans le Pacifique Nord, entre les îles Hawaï et la Californie (Lebreton et al., 2018[68]).

Les conditions environnementales détermineront également le destin des plastiques au cours de leur parcours à travers les environnements d’eau douce et les environnements marins. En particulier, les plastiques se dégradent sous l’effet de la lumière du soleil, par photo-oxydation. Les plastiques proches de la surface des cours d’eau, des lacs ou des océans auront donc sans doute une plus grande probabilité de se dégrader en des particules de plus petite taille communément appelées microplastiques qui sont définies de manière variable (particules inférieures à 1-5 mm et supérieures à un micron, en règle générale). Du fait de la grande complexité des mécanismes et de la variabilité des conditions ambiantes, les données sur la dégradation des plastiques dans les environnements naturels sont rares. Néanmoins, des résultats commencent à se faire jour dans le cadre d’expériences à long terme sur la dégradation des plastiques dans des environnements contrôlés. Pour divers thermoplastiques conventionnels, les taux de fragmentation exprimés en pourcentage de la perte de poids par an ne dépassent pas 5 % dans un microcosme d’eau de mer reconstitué en laboratoire (Gerritse et al., 2020[69]). Cela cadre bien avec les taux de dégradation des plastiques calculés pour l’ensemble de l’océan à l’aide de modèles numériques (à savoir une dégradation de 3 % par an de la masse totale de plastiques océaniques sous la forme d’une transformation des macroplastiques en microplastiques) (Lebreton et Andrady, 2019[67]).

Pour les besoins de ce rapport, le modèle du budget massique des plastiques dans l’ensemble des océans présenté par Lebreton et al. (2019[70]) a été étendu à une représentation simplifiée de l’environnement aquatique mondial. Le modèle distingue désormais les apports annuels dans les eaux douces et dans l’es océans, ce qui permet que les déchets plastiques flottants passent d’un compartiment à l’autre au fil du temps. Le modèle a également été amélioré en distinguant les apports par type de polymères sur la base des projections des déchets établies par l’OCDE (qui sont présentées au chapitre 2). Le destin probable des plastiques rejetés a été déterminé en fonction de leur densité. Les taux de dégradation sont par ailleurs variables selon les polymères, d’après les résultats en laboratoire (Gerritse et al., 2020[69]). Le cadre du modèle général est présenté au Graphique A A.4. Pour faire la distinction entre les apports selon qu’ils ont lieu dans les environnements d’eau douce ou dans les milieux marins, le modèle s’appuie sur les résultats de Meijer et al. (2021[66]), qui fournissent des probabilités nationales de rejet dans l’océan. Ces résultats ont été extrapolés à la région modélisée en suivant la même méthode de pondération que pour les apports dans les milieux aquatiques (voir la section précédente). La fraction annuelle des déchets rejetée dans l’eau douce et celle directement rejetée dans l’océan ont ensuite été estimées pour chaque région. Le modèle a simulé les rejets de plastiques dans le milieu aquatique modélisé de chaque région à compter de l’année 1951. Les polymères d’une densité supérieure à l’eau étaient supposés couler au fond des cours d’eau, des lacs, ou des mers. Les polymères flottants qui se déplacent à la surface pourraient atteindre directement les eaux côtières superficielles avant la fin de la première année, ou rester dans les systèmes d’eau douce, probablement échoués sur les berges des cours d’eau et des lacs. Le modèle remobilise par ailleurs les déchets accumulés sur les berges des cours d’eau et des lacs, qui viennent se surajouter à partir de l’année suivante. Les polymères flottant à la surface des eaux côtières suivent la même dynamique que dans le modèle présenté par Lebreton et al. (2019[70]), avec une recirculation entre le rivage et la surface des mers et un transfert des eaux côtières vers celles du large. Il a été considéré que les plastiques flottants accumulés sur les berges des cours d’eau et des lacs ou à la surface et sur le rivage des océans se trouvaient en contact avec la lumière du soleil, et qu’une fraction de leur masse était dégradée chaque année jusqu’à atteindre un terme de disparition représentant la masse de microplastiques accumulés dans les environnements d’eau douce et les environnements marins. Pour le présent rapport, le cycle a été répété pour chaque année jusqu’à 2019.

Graphique A A.4. Modèle de bilan massique des plastiques dans les milieux aquatiques à l’échelle mondiale

Type de polymères	Microplastiques	Flottants	Taux de dégradation annuel en % de la masse
PEHD	Non	Oui	0.6
PEBD, PEBDL	Non	Oui	0.8
PP	Non	Oui	0.0
PET	Non	Non	4.9
PS	Non	Non	0.1
PUR	Non	Non	3.0
PVC	Non	Non	-
ABS, ASA, SAN	Non	Non	-
Bioplastiques	Non	Non	-
Élastomères (pneus)	Non	Non	-
Fibres	Non	Non	-
Revêtements de marquage routier	Oui	Non	-
Revêtements marins	Oui	Non	-
Autres	Non	Non	-

Source : Les taux de dégradation sont tirés d’expériences de laboratoire (Gerritse et al., 2020[69]).

Pour les besoins de ce rapport, le modèle a produit pour chacune des régions du monde des séries chronologiques retraçant les apports et l’accumulation de déchets plastiques dans les cours d’eau, les lacs et les océans de 1951 à 2019. Le modèle nous permet de produire des estimations du premier ordre de grandeur de la répartition des masses entre les différents compartiments des milieux aquatiques mondiaux.

Ce modèle simplifié présente certaines limites, et il convient de faire preuve de prudence dans l’interprétation des résultats. Le destin des plastiques sera très variable selon la situation. Ces estimations devraient être considérées dans leur ensemble, en tant qu’elles décrivent le volume des rejets de plastiques des différentes régions issus des déchets mal gérés et des déchets sauvages, exprimé selon l’ordre de grandeur de la masse. Quelques-unes des hypothèses formulées lors de la conception du modèle ne sont pas toujours conformes à la réalité. Les polymères tels que le PET, le PVC ou le PUR étaient ainsi considérés comme des plastiques coulants, alors que, du fait de leur conception, les objets fabriqués avec ces polymères peuvent flotter pendant une durée variable (par exemple, les bouteilles en PET fermées par un bouchon, les balises en PVC, ou la mousse de polyuréthane expansé). À l’inverse, certains plastiques flottants tels que le HDPE ou le LDPE peuvent également couler rapidement (par exemple les sacs plastiques biosourcés) dans les cours d’eau alors qu’ils n’en sont pas moins considérés comme mobiles dans le modèle.

1.6. Modélisation des rejets de plastiques dans les milieux terrestres et aquatiques (Université de Leeds)

Cette section décrit la méthodologie et les paramètres employés par les experts de l’Université de Leeds pour estimer le destin des plastiques en fin de vie.

1.6.1. Gestion et rejet des déchets dans l’environnement

Le destin en fin de vie, y compris le rejet dans l’environnement après un passage par le système de gestion des déchets, a été quantifié à l’aide du modèle de quantification spatiotemporelle des origines et du transport de la pollution par les plastiques (Spatiotemporal Quantification of Plastic Pollution Origins and Transportation – SPOT) (Cottom, Cook et Velis, 2020[11]). Le modèle SPOT estime principalement les flux de matières aux niveaux 2 et 3 du découpage administratif, et il fallait donc l’adapter afin d’obtenir des résultats au plan national (niveau 0) qui ont ensuite été agrégés à l’échelle des régions de l’OCDE. L’analyse des flux de matières présentée par Brunner et Rechberger (2016[71]) a été l’approche méthodologique d’ensemble à la base de la distribution des estimations de la production de déchets plastiques fournies par le modèle ENV-Linkages et utilisées pour décrire leur parcours à travers le système des déchets, comme l’illustre le schéma conceptuel (Graphique A A.3). Ce modèle hybride est décrit ci-après sous le nom de « module d’extension ENVLinkages-SPOT ».

Graphique A A.5. Structure du module d’extension ENV-Linkages – SPOT

1.6.2. Structure et hypothèses de base du modèle

Les données ont été traitées en trois étapes à l’aide du modèle SPOT : 1) Les données sur la production, la composition et la gestion des déchets municipaux de 2007 à 2021 tirées de quatre sources, Waste Wise Cities Tool (WaCT) (ONU-Habitat, s.d.[72]) ; Wasteaware Cities Benchmark Indicators (WABI) (Wilson et al., 2012[73]) ; Division de statistique des Nations Unies (DSNU) (2021[74]) ; et What a Waste 2.0 (WAW2) (Kaza et al., 2018[9]), ont été nettoyées et normalisées au moyen d’un dénominateur commun, aboutissant à environ 500 écritures de données ; (2) L’apprentissage automatique à partir d’une forêt aléatoire a eu recours à des variables prédictives pour modéliser les données relatives aux 85 088 autres municipalités du monde pour lesquelles aucune donnée n’était disponible ; (3) L’analyse probabiliste des flux de matières s’est appuyée sur les données interpolées pour répartir le flux de déchets issus de leur point de production à travers les nœuds de traitement correspondant à leur gestion, à leur mauvaise gestion et à leur absence de gestion.

Le module d’extension ENVLinkages-SPOT s’appuie sur l’agrégation au plan national (niveau 0) de la masse des déchets plastiques rigides et souples estimée par le modèle SPOT pour déterminer les coefficients de transfert utilisés pour répartir les matières entre les différents nœuds de traitement. Cependant, le modèle SPOT ne présente pas toutes les données dans le format requis pour que le module d’extension ENVLinkages-SPOT puisse les exploiter, aussi quelques ajustements se révèlent-ils nécessaires comme il en est fait état dans les paragraphes ci-après.

1.6.3. Déchets gérés – point de référence

Les données relatives à l’incinération ne sont pas indiquées séparément dans cette version du modèle SPOT en raison du manque de granularité spatiale des données sources, qui a abouti à leur agrégation avec d’autres types de valorisation des déchets. Aussi les données issues de Kaza et al. (2018[9]) ont-elles été utilisées dans le module d’extension ENVLinkages-SPOT parallèlement à de nouvelles recherches qui ont servi à vérifier ou à revoir certains points de données comme décrit au Tableau A A.15.

Pays	Masse des DMS incinérés (t y^-1)	Proportion de DMS incinérés (%)	Vérification/addition	Source
Liechtenstein	8 268	25.4	add	Liechtenstein Institute for Strategic Development (2020[75])
Azerbaïdjan	400 000	9.6	add	(Banque islamique de développement, 2020[76])
Vietnam	1 602 764	5.4	add	(Tun et al., 2020[77])
Thaïlande	1 389 627	5.0	Vérifié	(Tun et al., 2020[77])
Éthiopie	350 000	2.5	add	(Cleere, 2020[78] ; Mubeen et Buekens, 2019[79])
RDP lao	32 637	2.0	add	(Tun et al., 2020[77])
Inde	1 916 250	0.7	add	(Central Pollution Control Board, 2021[80])
Myanmar	21 900	0.2	add	(JFE Engineering Corporation, 2017[81])

Source : Kaza et al. (2018[9]).

La proportion des déchets collectés en vue du recyclage par le secteur informel a été estimée en adaptant le modèle P2O présenté par Lau et al. (2020[27]). Des données additionnelles ont été fournies par Cottom, Cook et Velis (2020[11]) pour ce qui est de la productivité moyenne par les récupérateurs informels de déchets recyclables, du nombre de récupérateurs informels par habitant des zones urbaines, et de la proportion des déchets collectés constituée de plastique (Tableau A A.16). Il a également été supposé que les travailleurs opèrent en moyenne pendant 235 jours, compte tenu des arrêts-maladie, des congés et des autres périodes d’indisponibilité.

Catégorie de revenu (Banque mondiale)	Proportion de la population urbaine travaillant dans le secteur informel des déchets (%)	Productivité par récupérateur de déchets (kg d^-1)	Proportion de plastiques dans les déchets collectés par le secteur du recyclage informel (%)
Revenu élevé	0.01	37.0	5
Revenu intermédiaire – tranche supérieure	0.26	37.0	28
Revenu intermédiaire – tranche inférieure	0.19	37.0	35
Faible revenu	0.14	37.0	35

Source : Cottom, Cook et Velis (2020[11]).

1.6.4. Déversement des déchets mal gérés dans l’eau

Les données pour quantifier le déversement délibéré de déchets dans l’eau par les producteurs de déchets sont rares. Nous présentons ici, pour la première fois, un tour d’horizon des données de recensement indiquant la masse directement rejetée dans l’eau par les chefs de ménage faute de services formels de collecte des déchets (Tableau A A.17). Compte tenu de l’incertitude qui entoure les données et de leur grande variabilité dans le temps et selon les pays, nous avons adopté une approche prudente et abordé cette question en calculant la moyenne des parts moyennes des déchets traités de la sorte dans les différents pays, à savoir 4.8 % de déchets non collectés.

Pays	Proportion de la population adoptant ce comportement (% moyen des déchets non collectés)	Source
Malawi	1.0	National Statistical Office (2020[82])
Guatemala	1.8	Guatemala, Instituto Nacional de Estadística (2018[83])
Indonésie	7.6	Sub Direktorat Statistik Lingkungan Hidup (2014[84])
Fidji	0.5	Fiji Bureau of Statistics (2018[85])
Brésil	0.4	Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (2010[86])
Bolivie	15.6	Instituto Nacional de Estadistica (2012[87])
Samoa	0.4	Samoa Bureau of statistics (2019[88])
Éthiopie	10.9	Commission du recensement de la population (2007[89])

1.6.5. Rejets de débris de plastiques dans les milieux aquatiques

Le transfert des rejets des milieux terrestres vers les milieux aquatiques a été estimé sur la base des taux de transfert suggérés par Lau et al. (2020[27]) et présenté en détail dans le Tableau A A.18.La carte de densité démographique (CIESIN, 2018[90]) établie à partir de la population mondiale quadrillée d’après GWPv4 (2015) (Nations Unies, 2019[91]) a été utilisée pour estimer la part relative de la population rurale et de la population urbaine, celle-ci étant définie comme dans Dijkstra et Poelman (2014[92]) à l’aide des cellules du quadrillage qui comptent plus de 300 habitants et dont les cellules contiguës comportent au total plus de 5 000 habitants. La répartition entre population urbaine et population rurale a été mise en correspondance avec la série de données HydroSHEDS sur les cours d’eau et les rivages avec une résolution de 30 secondes d’arc. Pour les pays situés au-dessus de 60° de latitude nord, les données démographiques ont été estimées de manière approximative sur la base des taux correspondant aux pays similaires les plus proches situés en dessous des 60° de latitude nord.

Le transfert de déchets des milieux terrestres vers les milieux aquatiques a été estimé à l’aide des taux de transfert suggérés par Lau et al. (2020[27]) et présenté en détail dans le Tableau A A.18. La carte de densité démographique (CIESIN, 2018[90]) établie à partir de la population mondiale quadrillée d’après GWPv4 (2015) (Nations Unies, 2019[91]) et ajustée pour tenir compte des données des Nations Unies a été utilisée pour estimer les parts respectives de la population rurale et de la population urbaine en considérant comme Dijkstra et Poelman (2014[92]) que cette dernière correspond aux cellules du quadrillage qui comptent plus de 300 habitants et dont les cellules contiguës comportent au total plus de 5 000 habitants. La répartition entre population urbaine et population rurale a été mise en correspondance avec la série de données HydroSHEDS sur les cours d’eau et les rivages, avec une résolution de 30 secondes d’arc. Pour les pays situés au-dessus des 60° de latitude nord, les données démographiques ont été estimées de manière approximative sur la base des taux des pays similaires les plus proches situés en dessous des 60° de latitude nord.

Souplesse	Distance de la population par rapport aux milieux aquatiques	Part des déchets plastiques transférés des milieux terrestres vers les milieux aquatiques (% wt.)
Rigide	< 1 km	10
Rigide	> 1 km	3
Souple	< 1 km	35
Souple	> 1 km	8

Source : Lau et al. (2020[27]).

1.7. Rejets de plastiques dans les milieux aquatiques et terrestres (Base de données des Perspectives mondiales des plastiques de l’OCDE)

La Base de données des Perspectives mondiales des plastiques de l’OCDE comprend trois estimations des rejets dans l’environnement (somme des milieux terrestres et aquatiques) et trois estimations des rejets dans les milieux aquatiques, à savoir une estimation centrale, une estimation haute et une estimation basse. Celles-ci sont calculées en combinant les estimations établies sur la base des différentes méthodologies décrites dans les sections précédentes, à savoir les estimations fournies par la DTU, par l’Université de Leeds et par Laurent Lebreton.

Plus précisément, l’estimation centrale des rejets dans l’environnement correspond à la moyenne des rejets dans l’environnement rapportés par la DTU et par l’Université de Leeds. Les estimations haute et basse correspondent respectivement à la plus élevée et à la plus faible de ces valeurs.

Les rejets dans les milieux aquatiques sont calculés à partir de l'estimation centrale des rejets dans l'environnement, qui est une donnée d’entrée dans le modèle de Laurent Lebreton. L’estimation centrale et l’estimation haute des rejets dans l'eau proviennent de Laurent Lebreton. L'estimation basse correspond au nombre rapporté par l'Université de Leeds.

La mobilité des plastiques dans les milieux aquatiques est évaluée à partir de l’estimation centrale des rejets dans les milieux aquatiques et à l’aide de la méthodologie précédemment décrite (Annexe « Modélisation des rejets plastiques dans les milieux aquatiques – Laurent Lebreton »).

1.8. Modélisation des émissions de particules dans l’air résultant de l’usure des pneus et des freins (Institut norvégien pour la recherche atmosphérique)

Cette section décrit la méthodologie et les paramètres employés par Nicolaos Evangeliou de l’Institut norvégien pour la recherche atmosphérique (NILU) pour estimer les émissions de microplastiques dans l’air liées à la circulation routière et leur contribution à la pollution particulaire.

1.8.1. Calcul des émissions dues à l’usure des pneus et des freins

Les particules issues de l’usure des pneus et des freins (PUP et PUF) sont calculées à l’aide du modèle GAINS (Greenhouse gas – Air pollution Interactions and Synergies) (Amann et al., 2011[93]). GAINS est un modèle d’évaluation intégré dans lequel les émissions de polluants atmosphériques et de gaz à effet de serre sont estimées pour près de deux cents régions du monde en prenant en considération les principales activités économiques, les politiques de réglementation environnementale, ainsi que les coefficients d’émission propres à chaque région. GAINS modélise les émissions de particules (PM) en distinguant les PM₁, les PM_2.5, les PM₁₀, les PM totales, ainsi que les particules carbonées (CN, CO) issues des processus de combustion, comme décrit par Klimont et al. (2017[94]).

Dans GAINS, les émissions de particules non liées aux gaz d’échappement recouvrent celles de PUP, de PUF et de PM émanant de l’abrasion des routes. Ces émissions sont calculées sur la base des données propres à chacune des régions et des estimations des distances parcourues (km/type de véhicule/an), ainsi que des taux d’émission spécifiques des différents types de véhicules (mg/km). Au nombre des types de véhicules considérés figurent les motocyclettes, les voitures, les véhicules utilitaires légers, les autobus/autocars, et les véhicules utilitaires lourds. Pour 2015, les estimations de la distance parcourue ont été obtenues à l’aide des données sur la consommation de carburant des transports par route tirées des Perspectives énergétiques mondiales de l’Agence internationale de l’énergie (AIE, 2011[95]), associées aux données nationales sur le nombre de véhicules et à des hypothèses concernant le nombre de kilomètres par véhicule parcourus. La prise en considération de l’utilisation et des taux d’émission des divers types de véhicules permet de mieux tenir compte des importantes différences régionales dans la structure des parcs automobiles, qui se caractérisent par exemple par un grand nombre de motocyclettes en Asie du Sud et du Sud-Est et par un plus faible taux de possession d’automobiles dans certaines parties du monde en développement. Les émissions de GAINS sont estimées à l’échelle mondiale selon un quadrillage avec un niveau de résolution de 0.5° × 0.5° sur la base de données relatives au réseau routier, d’hypothèses concernant la densité de véhicules selon le type de routes, ainsi que des données démographiques.

Les coefficients d’émission de PUP et de PUF utilisés dans GAINS pour chaque type de véhicules reposent sur l’examen de plusieurs études quantitatives (Klimont et al., 2002[96])récemment mises à jour (Klimont et al., 2017[94]) sur la base, principalement, de van der Gon et al. (2013[97]), l’AEE (2013[98]) et Harrison et al. (2012[99]). De grandes incertitudes entourent les coefficients d’émission, concernant notamment la distribution par taille des PM. GAINS indique les particules en suspension totales (PST), et suppose ensuite que les PM₁₀ provenant des PUP représentent environ 10 % de ces PST, et les PM_2.5 environ 1 % du total des PUP, alors que les PM₁₀ provenant des PUF constitueraient environ 80 % des PST et que les PM_2.5 compteraient pour 40 à 50 % du total des PUF (Klimont et al., 2002[96]).

1.8.2. Modélisation du transport atmosphérique

Les émissions de PM₁₀ calculées à l’aide du modèle GAINS sont utilisées en tant que données d’entrée dans la version 10.4 du modèle du transport atmosphérique FLEXPART (FLEXible PARTicle) (Pisso et al., 2019[100]). La dispersion des particules dans l’atmosphère, qui tient aussi bien compte du transport que du dépôt de particules, a été simulée pour l’année de référence 2014. On a fait tourner le modèle FLEXPART en mode prospectif à partir de 2014. Les processus atmosphériques qui affectent le transport des particules dans les nuages (par exemple les processus de convection et de mélange turbulent des couches limites) sont paramétrés dans le modèle (Forster, Stohl et Seibert, 2007[101]). Le modèle était alimenté par les analyses opérationnelles 1° × 1° réalisées toutes les trois heures par le Centre européen pour les prévisions météorologiques à moyen terme (CEPMMT), et la résolution spatiale des résultats concernant les champs de concentration et de dépôt était fixée à 0.5° × 0.5° dans un domaine global, avec une résolution temporelle quotidienne. Dans FLEXPART la dispersion des microplastiques issus du réseau routier est modélisée en supposant que les particules sont de forme sphérique (Pisso et al., 2019[100]).

Les simulations tenaient également compte du balayage sous les nuages et des retombées sèches, en supposant que la densité des PUP est de 1234 kg/m³, valeur intermédiaire entre la densité de 945 kg/m³ du caoutchouc naturel et celle de 1522 kg/m³ du caoutchouc synthétique (Walker, 2019[102] ; Federal Highway Administration Research and Technology, 2019[103]). Cette densité se situe dans la fourchette dont il est fait état pour les microplastiques (940-2 400 kg/m³) (Unice et al., 2019[104]). Dans le cas des PUF, une densité plus élevée a été supposée (2 000 kg/m³), étant donné que ces particules peuvent également contenir des métaux (Grigoratos et Martini, 2014[105]). Les plastiques sont généralement hydrophobes et devraient par conséquent constituer des noyaux de condensation des nuages (NCN) assez peu efficaces (Di Mundo, Petrella et Notarnicola, 2008[106] ; Ganguly et Ariya, 2019[107]). Cependant, avec le temps, les revêtements peuvent rendre les particules plus hydrophiles dans l’atmosphère (Bond et al., 2013[108]). L’efficacité des aérosols en tant que noyaux glaçogènes (NG) n’est par ailleurs pas bien connue. D’après Evangeliou et al. (2020[109]), il est plus réaliste d’utiliser dans le modèle des coefficients de balayage intermédiaires pour les NCN/NG.

Les émissions de PUP et de PUF ont été extrapolées de 2014 à 2019, sur la base des données sur les voyageurs par route issues des Perspectives énergétiques mondiales de l’AIE (AIE, 2018[110]) pour les 15 régions géographiques du modèle EN-Linkages de l’OCDE. L’année 2014 a été prise pour année de référence et le ratio par rapport à l’année 2014 a été calculé pour chaque année entre 2015 et 2019 et pour chacune des 15 régions (il sera appelé ci-après « coefficient de proportionnalité régional »). Ce coefficient de proportionnalité régional pourrait être négatif si le nombre de voyageurs par route a diminué par rapport à 2015, ou positif si leur nombre a au contraire augmenté.

On a fait tourner FLEXPART avec les émissions de 2014 pour les 15 régions du modèle ENV-Linkages, ce qui a abouti à 15 simulations différentes à l’aide du modèle, dont chacune représente la dispersion liée à la région correspondante. Le coefficient de proportionnalité régional a ensuite été utilisé pour mesurer la dispersion modélisée de chacune des émissions régionales pour chaque année entre 2015 et 2019. Enfin, les 15 dispersions modélisées chaque année à l’échelle régionale ont été utilisées pour calculer les estimations des PUP et des PUF au niveau mondial.

1.9. Modélisation des émissions de gaz à effet de serre imputables aux plastiques primaires dans ENV-Linkages

Cette section décrit la méthodologie et les paramètres employés pour estimer la contribution du cycle de vie des plastiques aux émissions de GES, à l’échelle mondiale, à partir du modèle ENV-Linkages de l’OCDE.

Dans la base de données GTAP (Aguiar et al., 2019[4]), la production de matières plastiques concerne deux secteurs : d’une part, les produits chimiques, d’autre part, les produits en caoutchouc et en matière plastique ainsi que d'autres produits. Dans le modèle ENV-Linkages, les secteurs des plastiques ont été subdivisés en deux catégories correspondant respectivement à la production primaire et à la production secondaire de plastiques.(section 1.2 de la présente annexe). La difficulté d'estimer les émissions de gaz à effet de serre liées aux plastiques tient au fait que dans ENV-Linkages, il n'y a pas de lien direct entre les émissions et les émissions attribuables aux plastiques. Les secteurs producteurs de plastiques utilisent des intrants issus du secteur de la production d’électricité, des secteurs d’extraction de combustibles fossiles, ainsi que d’autres secteurs de l’économie. Cependant, étant donné que ces secteurs producteurs de plastiques produisent également d’autres biens, toutes leurs émissions ne peuvent pas être attribuées aux plastiques. En outre, les émissions provenant d’autres secteurs peuvent également être attribuées aux plastiques. De plus, les émissions provenant de l'extraction des matières premières et de la gestion des déchets plastiques sont également mélangées aux émissions non attribuables aux plastiques.

Par conséquent, pour estimer approximativement les émissions mondiales imputables au cycle de vie des plastiques, une approche basée sur les coefficients d’émission a été retenue :

${E m i}_{g, t}^{p l a s t i c s} = \sum_{p} (λ_{g, p, t}^{p r o d} + λ_{g, p, t}^{c o n v}) C_{p, t} + \sum_{f} λ_{g, f, t}^{e o l} W_{f, t}$

où ${E m i}_{g, t}^{p l a s t i c s}$ désigne les émissions de gaz à effet de serre $g$ (dont le CO₂, le CH₄ et le N₂O, mesurés en équivalents CO₂)3 issus du cycle de vie des plastiques au moment $t$ , $λ_{g, p, t}^{p r o d}$ et $λ_{g, p, t}^{c o n v}$ sont respectivement les coefficients d’émission par tonne de plastique correspondant à la production et à la transformation de plastiques pour le polymère $p$ qui sont appliqués au niveau de la consommation de plastiques primaires $C_{p, t}$ estimée par le modèle (par convention, les émissions liées à la production de plastiques secondaires sont attribuées aux émissions liées à la gestion des déchets). Enfin, $λ_{g, f, t}^{e o l}$ est le coefficient d’émission correspondant à un destin en fin de vie donné $f$ (pour des raisons de disponibilité des données, ne sont pris en considération que l’incinération, la mise en décharge contrôlée et le recyclage), appliqué à la quantité de déchets plastiques produite $W_{j, t}$ .

La littérature fournit des estimations des coefficients d’émission pour l’année 2015 (Zheng et Suh, 2019[111])4 qui sont utilisées pour calibrer les émissions pour 2015. Ces coefficients d’émission tiennent compte des émissions de l’ensemble de la chaîne de valeur de la production des plastiques et ne sont pas constants au fil du temps en raison des changements structurels du processus de production. En conséquence, l’intensité en GES de la production et de la transformation des plastiques fait l’objet d’une mise à jour 2019 d’après le changement structurel observé dans le modèle. Un indice calculé sur la base de la moyenne mondiale des émissions de portée 2 (émissions directes plus émissions liées à la demande d’électricité) des secteurs liés à la production et à la transformation des plastiques (produits chimiques, produits en caoutchouc et en matière plastique primaires, extraction de pétrole, extraction de gaz et produits du pétrole et du charbon) représente l'évolution dans le temps des émissions liées à la production et à la conversion. Un autre indice calculé sur la base des émissions de portée 2 du secteur des plastiques secondaires représente l'évolution dans le temps de l'intensité des émissions liées au recyclage, alors que les facteurs d'émission sont constants pour l'incinération et la mise en décharge (Graphique A A.6).

Graphique A A.6. Coefficients d’émission de gaz à effet de serre pour le cycle de vie des plastiques dans le modèle ENV-Linkages en 2015

Références

[13] Agence pour la protection de l’environnement des États-Unis (EPA) (2020), « Advancing Sustainable Materials Management: 2018 Tables and Figures », https://www.epa.gov/sites/default/files/2021-01/documents/2018_tables_and_figures_dec_2020_fnl_508.pdf.

[14] Agence pour la protection de l’environnement des États-Unis (EPA) (2020), Plastics: Material-Specific Data, https://www.epa.gov/facts-and-figures-about-materials-waste-and-recycling/plastics-material-specific-data.

[50] Agence suédoise pour la protection de l’environnement (EPA) (2019), Microplastics in the Environment 2019, http://www.naturvardsverket.se/Om-Naturvardsverket/Publikationer/ISBN/6900/978-91-620-6957-5/.

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[110] AIE (2018), World Energy Outlook.

[95] AIE (2011), World Energy Outlook.

[93] Amann, M. et al. (2011), « Cost-effective control of air quality and greenhouse gases in Europe: Modeling and policy applications », Environmental Modelling & Software, vol. 26, pp. 1489–1501.

[30] Antonopoulos, I., G. Faraca et D. Tonini (2021), « Recycling of post-consumer plastic packaging waste in the EU: Recovery rates, material flows, and barriers », Waste Management, vol. 126, pp. 694-705, https://doi.org/10.1016/j.wasman.2021.04.002.

[76] Banque islamique de développement (2020), Waste to Energy: Averting environnmental damage in Azerbaijan., https://www.isdb.org/sites/default/files/media/documents/2020-06/Success_Lflt_Azerbaijan_EN.pdf.

[41] Banque mondiale (2020), Nouvelle classification des pays en fonction de leur revenu : 2020-2021, https://blogs.worldbank.org/fr/opendata/nouvelle-classification-des-pays-en-fonction-de-leur-revenu-2020-2021 (consulté le 28 janvier 2021).

[108] Bond, T. et al. (2013), « Bounding the role of black carbon in the climate system: A scientific assessment », Journal of Geophysical Research: Atmospheres, vol. 118, pp. 5380–5552.

[65] Borrelle, S. et al. (2020), « Predicted growth in plastic waste exceeds efforts to mitigate plastic pollution », Science, vol. 369/6510, pp. 1515-1518, https://doi.org/10.1126/science.aba3656.

[53] Boucher, F. et D. Friot (2017), Microplastiques primaires dans les océans : évaluation mondiale des sources.

[71] Brunner, P. et H. Rechberger (2016), Handbook of Material Flow Analysis: For Environmental, Resource, and Waste Engineers, CRC Press, https://doi.org/10.1201/9781315313450.

[85] Bureau des statistiques des Fidji (2018), 2017 Fiji population and housing census., https://www.statsfiji.gov.fj/component/advlisting/?view=download&format=raw&fileId=5970.

[80] Central Pollution Control Board (2021), Report of Waste to Energy Plants in Delhi by CPCB in OA No. 640 of 2018 (Earlier O.A. No. 22 of 2013 (THC), Sukhdev Vihar Residents Welfare Association Vs State of NCT of Delhi, https://greentribunal.gov.in/report-waste-energy-plants-delhi-cpcb-oa-no-640-2018-earlier-oa-no-22-2013thc-sukhdev-vihar.

[21] Central Pollution Control Board (CPCB) (2019), Annual Report for the year 2018-2019 on Implementation of Plastic Waste Management Rules, Ministère de l’Environnement, des Forêts et du Changement climatique (Inde).

[1] Château, J., R. Dellink et E. Lanzi (2014), « An Overview of the OECD ENV-Linkages Model : Version 3 », Documents de travail de l’OCDE sur l’environnement, n° 65, Éditions OCDE, Paris, https://doi.org/10.1787/5jz2qck2b2vd-en.

[2] Château, J., C. Rebolledo et R. Dellink (2011), « An Economic Projection to 2050: The OECD « ENV-Linkages » Model Baseline », Documents de travail de l’OCDE sur l’environnement, n° 41, Éditions OCDE, Paris, https://doi.org/10.1787/5kg0ndkjvfhf-en.

[26] Chruszcz, A. et S. Reeve (2018), Composition of plastic waste: Results of a waste compositional analysis of plastics at MRFs and PRFs, WRAP.

[90] CIESIN (2018), Gridded population of the world, version 4 (GPWv4): population count adjusted to Match 2015 revision of UN WPP country totals, revision 11., Center for International Earth Science Information Network - Columbia University, https://sedac.ciesin.columbia.edu/data/set/gpw-v4-population-count-adjusted-to-2015-unwpp-country-totals-rev11.

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Notes

← 1. Pour simuler la distribution des durées de vie pour les différentes applications des plastiques au cours des années antérieures, une composante exogène correspondant aux déchets engendrés par les biens précédemment produits est ajoutée les premières années.

← 2. En particulier, d’après l’ECHA (2020[51]), la part des granulés issue de pneus en fin de vie devrait représenter 78 % des matières de remplissage, alors que l’EPDM et le TPE n’en composeraient que 18 % et le liège 4 % à l’horizon 2028. Étant donné que le gazon artificiel est exclusivement constitué de la partie en caoutchouc des pneus (EuRIC MTR 2020), 96 % de l’ensemble des matières de remplissage sont supposés être composés de microplastiques.

← 3. Les émissions nominales de CH₄ et de N₂O sont converties en équivalents-CO₂ sur la base de leur PRG à l’horizon de 100 ans d’après le 2^e rapport d’évaluation (GIEC, 1995[112]).

← 4. Nous tenons à remercier les auteurs de nous avoir communiqué les coefficients d’émission de gaz à effet de serre qui ne sont pas directement disponibles dans leur étude.

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