Cette annexe fournit de plus amples précisions sur le cadre méthodologique employé pour obtenir les estimations et les projections de l’utilisation de matières plastiques, de la production de déchets et des effets sur l’environnement présentées dans le rapport. Ces estimations et projections ont été établies selon la méthodologie utilisée dans les Perspectives mondiales des plastiques publiées par l’OCDE (2023[1] ; 2023[2]).
Scénarios d’action pour l’élimination de la pollution plastique à l’horizon 2040
ENV-Linkages, le modèle d’équilibre général calculable (EGC) dynamique interne de l’OCDE, sert de base à la projection des activités économiques à l’origine de l’utilisation de plastiques. 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[3]) offrent une description plus poussée du modèle. Les agrégations sectorielle et régionale du modèle utilisées dans les simulations sont indiquées au Tableau A A.1 et au Tableau A A.2 2 respectivement.
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 demande de consommation des ménages est le résultat d’un comportement de maximisation statique formalisé 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.
Le modèle ENV-Linkages a été élargi afin d’intégrer la production et l’utilisation de plastiques primaires et secondaires (recyclés). Les données relatives à la production et à l’utilisation de matières plastiques sont exprimées en millions de tonnes métriques (Mt), et l’utilisation de plastiques est ventilée par région, par polymère et par application. Le Graphique A A.1 présente les estimations de l’utilisation de plastiques par polymère et par application en 2020. Les estimations de la production de déchets et du devenir des plastiques en fin de vie sont établies sur la base des durées de vie selon les applications et des pourcentages de plastiques en fin de vie dans les différents pays. De plus amples informations sur les sources de données utilisées pour estimer les flux de plastiques, depuis la production jusqu’à l’élimination et la mauvaise gestion, sont fournies par (OCDE, 2023[1]).
Pourcentages d’utilisation des polymères par application, à l’échelle mondiale, 2020
Source : modèle ENV-Linkages de l’OCDE.
Les projections des rejets de déchets plastiques dans les milieux aquatiques ont été établies par L. Lebreton (2024[4]) selon une méthodologie fondée sur l’estimation du volume de déchets plastiques aboutissant dans les milieux aquatiques (par région). Comme exposé plus en détail dans (OCDE, 2023[2]), cette méthodologie s’appuie sur les résultats d’une étude antérieure de Borrelle et al. (2020[5]) qui estimait les rejets de déchets plastiques mal gérés dans les cours d’eau, les lacs et les océans à l’échelle mondiale. Le modèle calcule la probabilité que des rejets de plastiques (issus des déchets plastiques mal gérés produits dans une certaine région ou un certain pays) finissent dans un milieu aquatique (cours d’eau, lac, ou océan).
Le modèle évalue également la mobilité des plastiques dans les milieux aquatiques, ainsi que leur dégradation. Le modèle du budget massique des plastiques dans l’ensemble des océans présenté par (Lebreton et Andrady, 2019[6]) est étendu à une représentation simplifiée du milieu aquatique mondial. Le modèle distingue les apports annuels dans les eaux douces et dans les océans, ce qui permet que les déchets plastiques flottants passent d’un compartiment à l’autre au fil du temps. Le modèle distingue par ailleurs les apports selon les types de polymères en s’appuyant sur les estimations du modèle ENV-Linkages de l’OCDE et sur les projections des volumes de déchets présentées dans ce rapport. Le destin probable des plastiques rejetés est 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[7]). Le cadre du modèle général est présenté au Graphique A A.2. La méthodologie est exposée plus en détail dans (OCDE, 2023[2]).
Note : les apports de masse par région modélisée, ventilés par type de polymères, sont cumulés de 1951 jusqu’à 2060 dans la modélisation du destin des plastiques. Les plastiques d’une densité supérieure à celle de l’eau coulent et s’accumulent au fond des cours d’eau, des lacs et des mers. Les plastiques flottants (d’une densité inférieure à celle de l’eau) sont transportés entre les différents compartiments des milieux aquatiques et se dégradent en microplastiques au fil du temps sous l’effet du contact avec la lumière du soleil. Le paramètre régional « i » correspond au rapport entre les plastiques qui restent dans les eaux douces et ceux qui pénètrent dans le milieu marin. Les paramètres « s » et « r » représentent respectivement la fraction qui s’échoue sur les rivages à l’échelle mondiale et celle qui s’en trouve libérée. Le paramètre « t » correspond à la fraction des plastiques flottants entraînés des eaux côtières vers celles du large. Pour finir, « d » est la fraction de la masse qui se dégrade en microplastiques au cours de chaque année, laquelle est variable selon le type de polymères.
Source : (OCDE, 2023[2]).
La méthodologie et les paramètres employés pour établir les projections de la contribution du cycle de vie des plastiques aux émissions de GES à l’échelle mondiale sont décrits en détail dans (OCDE, 2023[2]). Les émissions de GES liées aux plastiques sont calibrées sur la base des facteurs d’émission de l’année 2015 tirés de Zheng et Suh (2019[8]), ajustés au fil du temps comme décrit dans (OCDE, 2023[2]). Seules sont quantifiées les émissions de GES découlant de la production et de la conversion, du recyclage, de la mise en décharge et de l’incinération. Les émissions de GES attribuables aux autres stades du cycle de vie des plastiques, telles que celles entraînées par le brûlage à ciel ouvert des déchets, plastiques, ou celles liées aux rejets de plastiques dans l’environnement, ne sont pas estimées faute de données suffisantes.
Références
[5] 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.
[3] Château, J., R. Dellink et E. Lanzi (2014), « An Overview of the OECD ENV-Linkages Model : Version 3 », OECD Environment Working Papers, n° 65, Éditions OCDE, Paris, https://doi.org/10.1787/5jz2qck2b2vd-en.
[7] Gerritse, J. et al. (2020), « Fragmentation of plastic objects in a laboratory seawater microcosm », Scientific Reports, vol. 10/1, p. 10945, https://doi.org/10.1038/s41598-020-67927-1.
[4] Lebreton, L. (2024), Quantitative analysis of aquatic leakage for multiple scenarios based on ENV-Linkages, non publié.
[6] Lebreton, L. et A. Andrady (2019), « Future scenarios of global plastic waste generation and disposal », Palgrave Communications, vol. 5/1, p. 6, https://doi.org/10.1057/s41599-018-0212-7.
[1] OCDE (2023), Perspectives mondiales des plastiques : Déterminants économiques, répercussions environnementales et possibilités d’action, Éditions OCDE, Paris, https://doi.org/10.1787/5c7bba57-fr.
[2] OCDE (2023), Perspectives mondiales des plastiques : Scénarios d’action à l’horizon 2060, Éditions OCDE, Paris, https://doi.org/10.1787/c5abcbb1-fr.
[8] Zheng, J. et S. Suh (2019), « Strategies to reduce the global carbon footprint of plastics », Nature Climate Change, vol. 9/5, pp. 374-378, https://doi.org/10.1038/s41558-019-0459-z.