Les coûts économiques et environnementaux cachés de l'élimination du trottoir

Nature Durabilité (2023)Citer cet article

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Les gouvernements locaux assurent la collecte des ordures ménagères et des matières recyclables selon un calendrier régulier, et ces programmes de recyclage représentent l'opportunité la plus visible pour les citoyens ordinaires de s'engager dans des pratiques durables. Face à des défis sans précédent et citant les coûts comme principal moteur, de nombreuses communautés américaines réduisent ou éliminent le recyclage à domicile. Nous montrons ici que lorsque les marchés des matières premières de recyclage étaient les plus lucratifs en 2011, les coûts nets de recyclage aux États-Unis n'étaient que de 3 USD par ménage et par an, et lorsque les marchés ont atteint un minimum (en 2018-2020), les coûts annuels du programme de recyclage variaient de US 34 $ à 42 $ US par ménage. Cet investissement compense les émissions de gaz à effet de serre des déchets ménagers non recyclés enfouis dans les décharges. Si les gouvernements locaux restructurent les programmes de recyclage pour cibler des matériaux à plus forte valeur ajoutée et à forte intensité de carbone, le recyclage peut s'autofinancer et réduire les émissions de gaz à effet de serre. Notre analyse souligne que le recyclage en bordure de rue offre aux communautés un retour sur investissement similaire ou supérieur aux stratégies d'atténuation du changement climatique telles que les achats volontaires d'énergie verte et la transition vers les véhicules électriques. Éliminer le gaspillage du recyclage est l'une des opportunités les plus faciles pour les communautés et les citoyens d'atténuer le changement climatique et de réduire la demande en ressources naturelles.

La participation à un programme de recyclage1,2,3,4 est peut-être la possibilité la plus visible que les gouvernements locaux offrent aux citoyens de s'engager dans un comportement écologiquement durable. Les résidents séparent les produits et emballages recyclables des autres rebuts et les placent dans différents contenants pour la collecte et le transport vers une installation de récupération des matériaux (MRF). Au MRF, l'équipement mécanique et le tri manuel extraient les matières cibles pour la commercialisation en tant que matières premières secondaires dans de nouveaux produits. Ces dernières années, les gouvernements locaux assurant le recyclage résidentiel aux États-Unis ont été confrontés à des défis sans précédent depuis leur création dans les années 1980 et 19905,6 et beaucoup réévaluent les avantages de fournir des services de recyclage. Les matériaux historiquement placés dans le bac ou le chariot de recyclage en bordure de rue, comme le verre et les plastiques mélangés, ne sont plus acceptés de plus en plus, et certaines communautés ont complètement éliminé la collecte résidentielle du recyclage7. Ces actions répondent à de multiples facteurs, notamment les restrictions sur les marchés internationaux du recyclage8,9,10, la contamination dans le flux de recyclage11,12 et les défis de la pandémie de COVID-1913,14, mais le facteur primordial a été le coût. Un refrain commun des représentants du gouvernement est que le recyclage est trop coûteux par rapport à la collecte des ordures uniquement pour l'élimination. Il est essentiel d'évaluer à quel point le recyclage coûte vraiment plus cher et si, à un moment donné, historiquement, la valeur de revente des matières recyclables était suffisamment lucrative pour qu'un programme de recyclage se rentabilise.

Les temps troublés vécus par l'industrie du recyclage coïncident avec une plus grande reconnaissance générale de la relation entre nos déchets et l'environnement mondial. Les effets du changement climatique deviennent chaque année plus visibles, et cibler des améliorations dans la gestion des déchets est devenu une stratégie d'atténuation privilégiée15,16,17,18, car le secteur des déchets est plus facilement influencé par l'action gouvernementale et parce que le recyclage réduit les émissions de carbone en amont des émissions évitées. extraction et consommation de matériaux19,20,21. Cependant, les images de rivages jonchés de plastique, d'îlots de plastique océanique et d'animaux sauvages empêtrés dans le plastique22,23 ont fait plus pour sensibiliser le public aux pratiques de gestion des déchets qu'autre chose. L'entreprise de recyclage contestée et la relation importante entre les déchets et notre environnement nécessitent un examen approfondi des véritables coûts et avantages des pratiques actuelles de collecte et d'élimination des déchets, en particulier les avantages environnementaux potentiels du recyclage. Le rôle que joue le recyclage résidentiel dans l'atténuation du changement climatique est souvent négligé et n'est pas inclus dans de nombreuses études sur la politique climatique et la consommation (réf. 24,25,26,27), mais les preuves des évaluations du cycle de vie (ACV) de la gestion des déchets démontrent le recyclage. peut éviter de grandes quantités d'émissions de gaz à effet de serre (GES) et réduire le besoin de ressources naturelles vierges19,28,29. Alors que les politiques mondiales continuent de cibler la consommation et la production durables (par exemple, l'objectif de développement durable 12, la responsabilité élargie des producteurs, l'économie circulaire), donner la priorité au recyclage au niveau des ménages devient une stratégie cruciale.

Ici, nous développons un modèle pour simuler les flux massiques, les coûts et les émissions de GES associés à la gestion des déchets d'un ménage américain typique. Nous nous concentrons sur le niveau des ménages car c'est le segment du flux de déchets dont les gouvernements locaux sont responsables. Le modèle a été développé à la place des modèles d'entrées-sorties étendues à l'environnement/d'entrées-sorties multirégionales disponibles, car il manque un seul modèle existant qui se concentre sur les flux économiques du système de gestion des déchets d'un ménage américain tout en combinant leurs GES associés basés sur l'ACV. émissions. Les données solides nécessaires pour cartographier les flux interconnectés de produits, les empreintes environnementales et les indicateurs économiques du secteur de la gestion des déchets sont limitées dans de nombreuses régions des États-Unis et dans le monde. Par conséquent, nous utilisons un cadre de modélisation pour estimer les éléments suivants : (1) les flux massiques pour la collecte séparée des ordures et des matières recyclables, le traitement des matières recyclables dans une installation de tri, la vente des matières recyclables récupérées pour la refabrication, l'élimination des résidus de l'installation de tri et l'élimination d'ordures ; (2) le coût mensuel de la gestion des déchets des ménages pour sept régions des États-Unis pour une série chronologique d'avril 2005 à juin 2021 ; (3) l'empreinte annuelle correspondante des émissions de GES associées à la gestion des ordures ménagères et (4) les impacts masse, coûts et émissions de GES lorsque le modèle a été imposé avec des modifications hypothétiques du programme de recyclage. Pour le contexte, nous comparons nos résultats avec le retour sur investissement de la réduction des émissions de GES d'autres pratiques durables, à savoir l'achat d'énergie verte à un taux plus élevé et la transition de l'essence aux véhicules hybrides ou électriques. Enfin, nous explorons comment le système de recyclage d'une communauté peut être adapté pour devenir plus rentable tout en maintenant les résultats de conservation souhaités.

La mesure dans laquelle un programme de recyclage fournit une impulsion ou une ponction économique dépend des valeurs marchandes en vigueur pour les produits récupérés. Comme toute marchandise échangée, les valeurs marchandes des matières recyclables récupérées fluctuent en fonction de la santé économique, de la demande de produits, du prix et de la disponibilité des ressources concurrentes30,31. Les États-Unis et une grande partie du monde développé ont historiquement compté sur d'autres pays en tant que consommateurs de matières premières recyclées, et les récents changements de politique dans les pays destinataires ont considérablement perturbé les marchés et réduit la valeur des matières premières32,33. Les revenus de la vente des produits récupérés ne représentent qu'un élément de coût d'un programme de recyclage, car des investissements dans des conteneurs de collecte séparés, des véhicules de collecte spécialisés et le traitement au MRF sont également nécessaires. Nous quantifions le coût et les émissions de GES (pour un ménage américain ; HH) d'un système généralisé de collecte et de recyclage des déchets résidentiels à l'aide d'un cadre de modélisation qui évalue l'évolution des prix des déchets sur 15 ans (d'avril 2005 à juin 2021) (Méthodes).

Nous avons modélisé les coûts nets du système de deux scénarios de collecte des déchets, l'un où tout ce qui est placé sur le trottoir (d'un ménage) est géré comme un déchet et l'autre où 20 % de ces déchets sont collectés séparément pour être recyclés ; le taux de recyclage moyen pour les ménages unifamiliaux varie généralement de 15 à 30 % (réfs. 34,35). Les coûts nets de gestion des déchets résidentiels aux États-Unis lorsque tous les matériaux en bordure de rue sont gérés comme des ordures s'élèvent à 178 USD HH−1 an−1 (valeurs du marché des produits de recyclage en 2020). Lorsque 20 % des matériaux (en masse) sont collectés séparément pour être recyclés, les coûts nets augmentent à 218 USD HH−1 an−1 (Fig. 1). Comme l'illustre la Fig. 1, les coûts les plus élevés du système résultent de la collecte des matériaux (89 $US HH−1 an−1 pour la collecte des ordures et 45 $US HH−1 an−1 pour la collecte des matières recyclables) et de l'enfouissement (52 USD HH−1 an−1). −1). Les coûts de 2020 reflètent une période de valeur relativement faible des matières premières, le coût de traitement des matières recyclables au MRF (115 USD tonne-1) représentant environ le double de la valeur marchande des matières recyclables. L'estimation de 2020 suggère que la charge d'un gouvernement local américain pour fournir un programme de recyclage dans des conditions de marché difficiles serait de l'ordre de 40 USD HH−1 an−1, une valeur corroborée par les données financières existantes du programme de recyclage (Méthodes).

Dans le système sans recyclage, toutes les matières recyclables étaient collectées comme déchets et éliminées dans des sites d'enfouissement ou des installations de combustion ; ils n'ont pas été transformés ou vendus. Dans le système avec recyclage, les matières recyclables étaient collectées séparément, traitées dans un MRF et commercialisées en utilisant les prix moyens nationaux mensuels des matières premières aux États-Unis en 2020. La somme des valeurs en gras n'égalera pas les valeurs totales au-dessus des barres en raison de l'arrondi.

Les coûts annuels des ménages pour les services de recyclage en bordure de rue ont culminé lorsque les prix des matières premières étaient au plus bas après la Grande Récession de 2008 et en réponse aux restrictions du marché international des années 2010 (Fig. 2). Notre modélisation utilise non seulement les pics des marchés de recyclage (par exemple, 2011), mais inclut également les pires conditions du marché des matières premières (par exemple, 2019 et 2020) rencontrées au cours des 15 dernières années. En 2008, les coûts de recyclage étaient en moyenne inférieurs à 14 USD HH−1 an−1, mais ont bondi à plus de 26 USD HH−1 an−1 lorsque la récession a frappé de plein fouet ; des rapports de cette période citent des porte-conteneurs chargés de produits américains recyclés refoulés dans des ports asiatiques après l'effondrement de la demande de matières premières30,36. La valeur des produits de base après la récession s'est redressée en 2011 et était suffisamment élevée pour que les programmes de recyclage dans une grande partie des États-Unis se rentabilisent. Les politiques adoptées par le gouvernement chinois pour promouvoir la réception des seules importations de produits recyclés les plus propres, les politiques Green Fence de 2013 et National Sword de 2017, ont contribué à la baisse des prix des produits de base au cours de la dernière décennie37. Les coûts du programme de recyclage ont culminé en 2019-2020 à environ 42 USD HH-1 an-1 au plus haut, mais l'augmentation de la demande du marché pour un mélange de papier, de carton et de plastique survenant pendant la période de pénurie de matières premières de la pandémie de COVID-19 a abandonné le programme de recyclage coûts en 2021. Des rapports plus récents (septembre 2022) indiquent que les marchés du recyclage ont de nouveau fluctué vers un marché à plus faible valeur, illustrant davantage la volatilité du marché.

Les coûts fluctuent d'avril 2005 à juin 2021 en raison de différences dans les données régionales (par exemple, les frais d'élimination, le pourcentage de déchets éliminés par enfouissement ou traitement par combustion, prix des matières premières recyclables). Les régions sont grisées pour le sud-est (région 1), le centre-ouest (région 2), le nord-est (région 3) et la Californie/Nevada (région 4). Les coûts totaux comprenaient six paramètres économiques de la gestion des déchets : les matières recyclables et la collecte des ordures, l'enfouissement et l'élimination par combustion et le traitement et les revenus des matières recyclables. Les données régionales n'ont pas eu d'incidence sur les coûts de collecte. Les coûts de traitement des matières recyclables ont été supposés être de 115 $ US constants par tonne de matières recyclables triées dans une installation de récupération pour toutes les années. Alors que les prix des produits recyclables étaient spécifiques à chaque mois pour chaque région et pour la moyenne nationale, les coûts d'enfouissement et d'élimination par combustion de chaque région étaient supposés être constants pour toutes les années. Les résultats pour deux régions non incluses ici sont présentés dans les informations supplémentaires. Quatre événements historiques critiques sont mis en évidence ici, dont deux sont liés aux politiques chinoises de recyclage.

Notre analyse révèle que dans presque tous les cas, il a toujours été plus coûteux pour les gouvernements locaux de fournir un recyclage en bordure de rue que de collecter et de gérer tous les déchets ménagers en tant que déchets. Les frais de collecte et de séparation des bouteilles, des canettes et des produits en papier dépassent la valeur de revente des matériaux récupérés. Les prix des produits de base, susceptibles de changer en réponse aux mêmes stimuli que les autres biens et services échangés, influencent fortement le coût net du système. Il est faux de suggérer que ce n'est que ces dernières années que le recyclage a été un coût pour le gouvernement local. Le coût n'est sans doute pas élevé par rapport aux coûts globaux du système de gestion des déchets. Dans les pires conditions de marché des 15 dernières années, un système de gestion des déchets avec recyclage était 24 % plus cher que la collecte pour élimination uniquement et dans les meilleures conditions, le système s'est à peu près rentabilisé.

Si le recyclage a toujours coûté plus cher que l'élimination seule, pourquoi de nombreux gouvernements locaux n'ont-ils que récemment commencé à envisager d'éliminer ces services ? Cela découle du fait que les programmes de recyclage ont souffert de la plus longue durée de marchés déprimés des matières premières depuis leur création, une période s'étendant au-delà du cycle de contrat typique. Les opérateurs de MRF, qui doivent équilibrer les frais de traitement avec leur part des prix de vente des matières premières, ont renégocié les contrats pour fournir des prix plus stables, plaçant plus que jamais le coût des programmes de recyclage aux yeux des décideurs des gouvernements locaux. Les exploitants d'IRM signalent un degré croissant de contamination dans le flux de recyclage – des matériaux non commercialisables dans le bac de recyclage nécessitant une séparation et une élimination12 – en raison de plusieurs facteurs. Aux États-Unis, la plupart des programmes de recyclage en bordure de rue ont migré vers la collecte à flux unique, fournissant de grands chariots pour tous les produits recyclables, encourageant les résidents bien intentionnés à placer tout ce qu'ils jugent recyclable dans le bac et parfois à utiliser les conteneurs spacieux comme deuxième poubelles. La non-uniformité des matériaux acceptés pour le recyclage parmi les programmes locaux et la diversité toujours croissante des matériaux d'emballage composites et légers ajoutent à la confusion des résidents quant à ce qui appartient au bac de recyclage. Ainsi, lorsque les marchés finaux internationaux ont resserré les exigences de pureté, les opérateurs MRF ont jugé nécessaire d'éliminer encore plus de contaminants, de réduire la masse de matériaux destinés à la réutilisation et d'augmenter la quantité à éliminer.

La collecte sélective doit être comprise pour ce qu'elle est : un service gouvernemental rendu aux habitants, qui s'apparente à la fourniture d'énergie et d'eau, à la gestion des ordures et des eaux usées et à l'entretien des routes et des espaces publics. Le recyclage a un coût, mais le plus difficile pour le recyclage par rapport à d'autres services communautaires est de définir les avantages. Les avantages reconnus du recyclage - réduction de la dépendance aux décharges et conservation des ressources - peuvent être difficiles à quantifier de manière significative, mais les méthodes de suivi des avantages du recyclage, telles que la réduction des émissions de GES, sont plus largement acceptées dans l'environnement actuel de comptage du carbone38. D'autres avantages environnementaux sont réalisés lorsque les matériaux récupérés grâce à des programmes de recyclage remplacent les ressources vierges, notamment la conservation des ressources abiotiques et biotiques, la réduction de la consommation d'eau et de la charge en nutriments et la compensation des émissions toxiques, mais nous n'avons examiné que les émissions de GES compte tenu de leurs données d'inventaire du cycle de vie plus robustes et plus encore. utilisation courante dans les évaluations de la durabilité des matériaux.

En utilisant nos scénarios modélisés de gestion des déchets ainsi que des outils d'ACV axés sur la gestion des déchets, nous estimons qu'au cours des 15 dernières années, l'empreinte annuelle moyenne des émissions de GES associée à la gestion des déchets pour un ménage américain était de 0,046 tonne métrique d'équivalents CO2 (t CO2eq HH−1 an−1) (Fig. 3). Les émissions de méthane provenant de la décomposition des déchets dans les décharges contribuent le plus (0,27 t CO2eq HH−1 an−1 sur la base d'un horizon temporel de 100 ans pour le potentiel de réchauffement climatique, et cette valeur augmentera si l'on utilise un horizon temporel de 20 ans), mais ces sont largement compensés par le recyclage (environ 0,24 t CO2eq HH−1 an−1, neutralisant presque toutes les sources d'émissions)39,40. Sur la base de nos résultats, le recyclage conduit l'empreinte des émissions de GES des déchets ménagers à presque neutre (0,046 t CO2eq HH−1 an−1), ce qui suggère que les investissements dans une meilleure technologie de capture pour le tri et le traitement des matières recyclables peuvent offrir des avantages encore plus importants.

L'empreinte est divisée en neuf processus de gestion des déchets et correspond à un ménage avec un taux de recyclage de 20 %. La zone mise en évidence par une ligne pointillée dans l'histogramme principal est détaillée dans l'encart.

Les paramètres intégrés dans ces résultats du cycle de vie comprennent la densité de population, le mélange du réseau énergétique, la gestion des gaz d'enfouissement, les mécanismes de remise à neuf (par exemple, la quantité de matériaux recyclés utilisés à la place de sources vierges) et les distances de transport des matériaux. Chacun de ces paramètres a une influence sur l'empreinte nette, et nous avons évalué l'impact potentiel sur chaque type de matériau et sa gestion grâce à une analyse de sensibilité Monte Carlo. Les hypothèses de paramètres utilisées dans le cadre de notre ACV de la gestion des déchets proviennent d'inventaires robustes du cycle de vie concernant l'industrie américaine du recyclage, les décharges et les incinérateurs de déchets solides municipaux (Méthodes). Pour certains paramètres, tels que les mécanismes de remise à neuf, les ensembles de données n'ont pas été récemment mis à jour41 et supposent des taux de substitution élevés (beaucoup se rapprochant d'un rapport de un pour un, réf. 42), ce qui peut surestimer le potentiel d'atténuation du changement climatique. En revanche, nos résultats peuvent également être sous-estimés pour certains matériaux compte tenu de l'intérêt récent des fabricants et des politiques nationales pour l'augmentation du contenu recyclé des produits (par exemple, les plastiques)43. Des recherches supplémentaires sont nécessaires pour mettre à jour les inventaires du cycle de vie de la refabrication afin de refléter les taux de substitution actuels et de comprendre l'impact potentiel sur les compensations d'émissions de GES lorsque l'utilisation de contenu recyclé augmente lors de la fabrication de nouveaux produits. Nous avons tenté de tenir compte de ces impacts dans le cadre de l'analyse de sensibilité du recyclage (la section 2.7 des informations complémentaires fournit la méthodologie et les résultats).

L'investissement d'un gouvernement local dans le recyclage permet de réduire les émissions de GES, mais comme la plupart des responsables gouvernementaux ne budgétisent pas systématiquement les ressources ou ne prennent pas de décisions basées sur des tonnes métriques d'équivalents de dioxyde de carbone, nous fournissons un contexte supplémentaire. En utilisant les résultats ci-dessus, nous avons calculé un retour sur investissement environnemental (ROI) en normalisant la réduction des émissions de GES associées au recyclage domestique au coût correspondant. Dans de mauvaises conditions de marché, comme celles rencontrées en 2020, 0,0058 t CO2eq est compensée pour chaque dollar américain dépensé pour le recyclage, et dans les meilleures conditions de marché (par exemple, 2011), le retour sur investissement passe à 0,081 t CO2eq compensée par dollar américain. Pour fournir une comparaison avec le retour sur investissement obtenu grâce au recyclage, nous avons également estimé le retour sur investissement d'un ménage qui : (1) remplace ses véhicules à moteur à combustion interne par un véhicule électrique hybride ou un véhicule électrique et (2) passe d'un service public de réseau électrique traditionnel à un service public vert.

Pour la première activité ROI, nous avons calculé pour un ménage les coûts moyens d'achat et d'utilisation d'un véhicule et les émissions moyennes de GES associées à la fabrication et à l'utilisation d'un véhicule. Les données sur les coûts économiques (en unités de US$ km−1) et les impacts des émissions de GES (en unités de g CO2eq km−1) ont été compilées à partir de la littérature44,45,46,47,48,49,50,51 pour estimer un coût économique moyen et un facteur d'émissions de GES (Tableau complémentaire 20 et Méthodes). Ensuite, nous avons estimé le kilométrage annuel moyen parcouru en voiture par ménage à partir des données du US Department of Transportation qui fait état de 1,88 véhicules par ménage52 et des données du rapport Annual Vehicle Functional System Travel qui estime à 16 741 km par personne (réf. 53) ( Méthodes). En utilisant ces deux sources, le total moyen annuel de km parcouru par un ménage aux États-Unis a été estimé à 31 000 km HH−1 an−1. Les facteurs de coût économique et d'émissions de GES ont été appliqués à cette valeur pour estimer le retour sur investissement. Le retour sur investissement moyen a été calculé comme allant d'un décalage de 0,007 à 0,016 t CO2eq US$−1 dépensé pour passer des véhicules à moteur à combustion interne aux véhicules électriques et pour un décalage de 0,0038 à 0,023 t CO2eq US$−1 dépensé pour passer du moteur à combustion interne des véhicules aux véhicules électriques hybrides (Méthodes).

Dans le deuxième retour sur investissement, nous avons évalué les avantages associés à une pratique où certains services publics américains offrent aux clients la possibilité de payer des frais supplémentaires pour recevoir de l'électricité provenant principalement de sources renouvelables au lieu des sources mixtes fossiles et non fossiles traditionnelles. En utilisant les données de l'Energy Information Administration des États-Unis sur la consommation mensuelle moyenne (en kWh) et le prix moyen (cents kWh−1) pour les 50 États américains en 202054, nous avons calculé les coûts annuels moyens des ménages (963–1 952 $US HH−1 an−1 ), et en utilisant les facteurs régionaux d'intensité des émissions de GES de la base de données eGRID de l'Agence américaine de protection de l'environnement (tableau supplémentaire 23 et méthodes) pour la production d'électricité, nous avons estimé les émissions annuelles moyennes de GES des ménages (2 885 à 14 095 kg CO2eq HH−1 an−1). En supposant que les énergies renouvelables n'auront aucune émission associée (c'est-à-dire une intensité d'émissions de GES nulle) et en utilisant les données de l'Energy Information Administration, le retour sur investissement environnemental variait d'une compensation de 0,011 à 0,045 t CO2eq US$−1 dépensé, selon l'emplacement et les coûts du fournisseur (coût supplémentaire de 2,4 à 3,8 cents kWh−1 pour l'énergie verte).

Le retour sur investissement environnemental du recyclage est similaire ou supérieur à la fois au retour sur investissement du passage aux véhicules électriques et hybrides et au retour sur investissement des programmes volontaires d'achat d'énergie verte. Même dans les pires marchés, les avantages du recyclage en matière d'atténuation du changement climatique sont comparables à ceux de ces autres initiatives courantes d'atténuation du changement climatique, et pendant les meilleurs marchés, l'investissement dans le recyclage rapporte davantage. Ces résultats soulignent qu'un investissement dans le recyclage en bordure de rue, un coût supplémentaire dans la plupart des cas par rapport à l'absence de tels services, est en effet une stratégie financièrement saine pour atteindre les résultats de durabilité souhaités.

Nos résultats confirment que la fourniture aux ménages d'un service de recyclage en bordure de rue (en supposant des conditions moyennes aux États-Unis au cours des 15 dernières années et un taux de recyclage de 20 %) coûte environ 13 % de plus qu'un système sans recyclage (Fig. 4a, b), mais diminue les GES. émissions multipliées par six. Si une communauté devait hypothétiquement doubler son taux de recyclage à 40 % (Fig. 4c), les coûts globaux du système diminuent et l'empreinte nette des émissions s'inverse d'une source d'émissions de GES lorsqu'aucun recyclage n'est pratiqué (0,29 t CO2eq HH−1 an−1) à la compensation des émissions de GES (−0,21 t CO2eq HH−1 an−1). Dans cette approche hypothétique, notre modélisation n'anticipe pas les impacts sur le marché ou les prix des matières premières lorsque des sources supplémentaires de matières secondaires sont introduites à partir des infrastructures de recyclage existantes (par exemple, les programmes actuels de collecte à domicile et les installations de traitement du recyclage). Cependant, l'augmentation des taux de recyclage en bordure de rue aux États-Unis, en particulier à des niveaux aussi élevés que 40%, s'est avérée peu pratique en raison du niveau de participation nécessaire et des produits moins que lucratifs qui doivent être ajoutés à la poubelle pour atteindre ce niveau. niveau de récupération. Les gouvernements locaux se sont plutôt concentrés sur l'élimination des matériaux à faible valeur marchande, le plus courant étant le verre55. Lorsque le verre est retiré du scénario de recyclage d'origine, des économies de coûts modestes sont réalisées (4 USD HH−1 an−1), mais les émissions de GES augmentent (de 0,05 à 0,06 t CO2eq HH−1 an−1 ; Fig. 4b,d) .

a, Toutes les matières recyclables ont été collectées comme ordures pour élimination ; aucune matière recyclable n'a été traitée ou commercialisée pour la vente. b, Le processus typique de gestion des déchets, y compris la collecte, le traitement et la vente séparés des matières recyclables, a été modélisé avec un taux de recyclage de 20 %. c, Même système dans le scénario a mais avec un taux de recyclage de 40 %. d, Tous ont été modélisés selon le même système que le scénario a, mais le verre a été collecté comme déchet pour élimination et non transformé pour la vente. e, L'approche optimisée fait référence à un processus typique de gestion des déchets, y compris la collecte, le traitement et la vente séparés des matières recyclables, a été modélisée avec un taux de recyclage de 18 % basé sur le recyclage de 100 % des seules valeurs de produits de base (journaux, cartons, canettes en aluminium et en acier). , bouteilles PEHD et PET). Les barres représentent le coût annuel moyen des ménages ou les émissions de GES pour 2005-2020 ; les lignes rouges et brunes correspondent à la valeur annuelle minimale et maximale.

L'approche offrant le meilleur retour sur investissement ne met pas l'accent sur le placement de la plus grande quantité de matériaux dans le bac de recyclage, mais plutôt sur la capture des produits ayant la plus grande valeur marchande et le potentiel de compensation des émissions de GES le plus élevé lorsqu'ils sont remanufacturés. Considérez les matériaux tels que les journaux, le carton, les canettes en aluminium et en acier et les bouteilles en plastique polyéthylène haute densité (HDPE) et polyéthylène téréphtalate (PET). Si nous éliminons tous les matériaux sauf ceux-ci de notre base de recyclage de 20 % et augmentons le taux de recyclage de ces produits de valeur supérieure à 75 %, le taux de recyclage global chute à 14 % ; cependant, le coût net du système diminue (de 201 USD an-1 à 184 USD an-1) et les émissions de GES diminuent (de 0,05 t CO2eq HH-1 an-1 à 0,003 t CO2eq HH-1 an-1 ; Fig. 5). À 100 % de récupération des matériaux de grande valeur (Fig. 4e), les coûts chutent à un point tel qu'un programme de recyclage permet d'économiser de l'argent dans presque toutes les conditions du marché et offre toujours un avantage considérable en matière de réduction des émissions de GES (Fig. 5 supplémentaire).

Nous pensons que nos conclusions fournissent les informations nécessaires aux décideurs confrontés à la restructuration ou à l'élimination des programmes de recyclage en bordure de rue en tant que service communautaire. Oui, les programmes de recyclage en bordure de rue coûtent de l'argent par rapport à la collecte des ordures pour l'élimination seule. Mais cela a toujours été le cas, ce n'est pas nouveau. En période de mauvaises conditions de marché pour les produits recyclés, il faut s'attendre à des coûts annuels de l'ordre de 37 à 42 dollars EU par ménage. D'un autre côté, des marchés de recyclage solides devraient se traduire par des coûts aussi bas que 3 USD par ménage et par an, bien que les défis liés au maintien de marchés robustes ne doivent pas être ignorés. Notre analyse met en évidence que l'avantage de réduction des émissions de GES dérivé du recyclage se compare bien ou mieux que d'autres actions citoyennes basées sur la durabilité, même en période de marchés difficiles.

Parmi les actions nécessaires pour étayer les programmes locaux de recyclage face aux inévitables aléas des marchés de matériaux récupérés, deux ressortent de notre analyse. Premièrement, des politiques visant à soutenir des marchés plus résilients pour les ressources extraites de nos déchets sont nécessaires. Ces politiques incluent la promotion de la responsabilité élargie des producteurs, qui exige que les fabricants soient responsables – financièrement et/ou opérationnellement – du recyclage et de l'élimination de leurs propres produits. Depuis 2021, le Maine, l'Oregon, le Colorado et la Californie ont promulgué des lois sur la responsabilité des producteurs d'emballages, qui obligeront les fabricants à fournir un soutien financier à l'infrastructure de recyclage de chaque État. D'autres politiques, telles que les mandats de contenu recyclé, obligent les fabricants à utiliser un certain pourcentage de matériaux post-consommation dans la fabrication de nouveaux produits. Des États américains tels que la Californie et Washington ont adopté des mandats de contenu recyclé en 2020-2021 pour les emballages en plastique ; les objectifs commencent à 15 % de contenu post-consommation et augmentent à 50 % d'ici 2030-2031. Certains fabricants de produits américains ont également établi des objectifs d'intégration de matériaux secondaires dans leurs emballages ou produits (par exemple, l'objectif World Without Waste de la société Coca-Cola de fabriquer des bouteilles utilisant 50 % de contenu recyclé d'ici 2030). Dans certains cas, des taux de récupération insuffisants entravent l'intégration généralisée de matériaux secondaires même lorsque des pratiques de fabrication existent pour produire des produits avec des quantités substantielles de contenu recyclé. Pour 2021, le California Department of Resources Recycling and Recovery a signalé que 8 des 81 fabricants de boissons en bouteille PET utilisaient plus de 15 % de résine PET post-consommation dans leurs produits56.

Deuxièmement, les programmes de recyclage à domicile peuvent bénéficier du ciblage d'un plus petit nombre de produits de grande valeur. Nous comprenons qu'une réduction des types de matériaux autorisés dans le bac de recyclage en bordure de rue n'est peut-être pas populaire auprès des recycleurs avides, mais un trop grand nombre de mauvais matériaux dans le bac de recyclage entrave l'optimisation du système de recyclage. Donner la priorité aux matériaux de plus grande valeur (à la fois du point de vue économique et de la durabilité), en particulier s'ils sont adoptés de manière plus uniforme au-delà des frontières politiques, entraînerait probablement moins de matériaux collectés car ils représentent environ 18 % du flux total de déchets. Une telle hiérarchisation entraînerait une plus grande quantité de matériaux restants atteignant les décharges ou les installations de combustion, ce qui pourrait éventuellement supprimer les innovations du marché pour les matériaux secondaires moins convoités, mais cela doit être contrebalancé par le risque d'abandonner complètement les programmes de recyclage.

Nous avons formulé un modèle pour calculer les coûts et les émissions de gaz à effet de serre (GES) associés à la gestion des déchets solides municipaux (MSW) pour une maison résidentielle unifamiliale américaine typique. À l'aide de ce modèle, nous avons estimé les flux massiques collectés, recyclés, mis en décharge et brûlés de 19 produits (quatre produits en papier, trois produits en plastique, deux produits métalliques, le verre, les déchets alimentaires, les déchets de jardin et sept autres produits ; tableau supplémentaire 1). De plus, nous avons estimé le coût et les émissions de GES de chaque processus de gestion des déchets par ménage pour sept régions des États-Unis et la moyenne nationale des États-Unis pour une série chronologique mensuelle d'avril 2005 à juin 2021. Nous avons conçu le modèle pour fournir des résultats pour six processus de gestion des déchets : la collecte séparée des ordures et des matières recyclables, le traitement des matières recyclables dans un centre de tri, la vente des matières recyclables récupérées pour reconditionnement, l'élimination des résidus du centre de tri et l'élimination des ordures. Les coûts estimés du modèle ont été vérifiés en les comparant aux coûts réels déclarés par les ménages pour plusieurs communautés américaines (Informations supplémentaires, section 5). Une illustration des données générales utilisées et des sorties du modèle est fournie dans la Fig. 11 supplémentaire.

Ensuite, nous avons évalué les impacts de masse, de coût et d'émissions de GES lorsque le modèle a été imposé avec des modifications hypothétiques du programme de recyclage. Ces changements comprenaient la suppression du programme de recyclage, le doublement de la masse recyclée collectée, l'élimination du verre du programme de recyclage et l'optimisation du programme de recyclage. Pour ces évaluations, notre modèle n'a pas été conçu pour être intrinsèquement dépendant de l'ajout de nouvelles infrastructures de recyclage (par exemple, de nouveaux programmes de recyclage en bordure de rue ou de nouvelles installations de traitement de recyclage). Au lieu de cela, l'objectif était de comprendre l'impact sur les communautés existantes. En outre, nous avons évalué les alternatives du programme de recyclage pour la même série chronologique mensuelle, dans laquelle 15 années de données variables sur les prix des produits de base ont été utilisées. Étant donné que les données variables sur les prix des produits de base ont été utilisées, l'impact sur les prix des produits de base et la capacité du marché récupérée (par exemple, des prix plus bas en raison d'une offre accrue) n'ont pas été évalués. La section Méthodes ici donne un bref aperçu des étapes clés utilisées pour développer le modèle, en commençant par un examen des données de génération, de composition et d'élimination des déchets utilisés, suivi de l'approche de modélisation des émissions de GES, de l'approche de modélisation des coûts et de la façon dont l'alternative des scénarios de gestion des déchets ont été mis en œuvre dans le modèle.

Le total annuel des déchets (déchets et matières recyclables) généré pour une maison résidentielle unifamiliale typique aux États-Unis a été estimé à l'aide des taux quotidiens de production de déchets ménagers, des statistiques démographiques et de la densité des ménages. Le total des déchets générés par ménage a été modélisé pour 2005-2021 sur la base d'un taux de production quotidien de déchets ménagers hypothétique de 1,13 kg par personne et par jour en 2005, qui a augmenté chaque année sur la base d'un taux de croissance estimé pour chaque année à l'aide de la génération de MSW de l'Agence américaine de protection de l'environnement. statistiques pour 2005-201757. Le taux initial de production de déchets a été déterminé en supposant qu'environ 60 % (réf. 58) du total moyen des déchets générés par personne aux États-Unis (2 kg par personne et par jour (réf. 57)) étaient associés à des résidents unifamiliaux. Pour chaque année par rapport à 2005, la population a été supposée augmenter sur la base d'un taux de croissance estimé pour chaque année à l'aide des statistiques démographiques américaines pour 2005-202159. La densité des ménages (en personnes par maison) a été fournie pour chaque année de 2005 à 2019 par le US Census Bureau60. Dans les cas où les sources de données n'étaient pas disponibles pour les années récentes, nous avons utilisé les données les plus récentes disponibles (par exemple, la densité des ménages pour 2020 a également été utilisée pour 2021). Pour chaque année, le total annuel des déchets générés a été divisé par 52 pour estimer le total hebdomadaire des déchets générés par ménage.

Le total hebdomadaire des déchets générés par ménage a été divisé en déchets et matières recyclables générés par ménage pour chaque année en supposant un taux de réacheminement du recyclage de 23 % ou un taux de recyclage de 20 %. Le taux de recyclage est inférieur au taux de réacheminement du recyclage parce que les matières qui ne peuvent être commercialisées pour la vente (appelées résidus) ne sont pas incluses dans cette métrique ; la même valeur a été utilisée pour 2005-2021. Nous avons sélectionné un taux de réacheminement du recyclage conservateur, par exemple, le taux de recyclage résidentiel en Ontario, au Canada, était de 62,8 % (réf. 61), le taux moyen pour les cinq arrondissements de New York variait de 14,6 à 20,7 % (réf. 62) , le taux pour Seattle était de 62,7 % (réf. 63) et celui de Washington, DC, était de 20,8 % (réf. 64). Les données sur la composition des ordures et des matières recyclables et les dispositions des ordures éliminées qui ont été utilisées se trouvent dans les tableaux supplémentaires 1 et 2.

Pour chacun des 19 produits, nous avons mesuré les émissions de GES associées à leur collecte en tant que déchet, au traitement des matières recyclables dans un centre de tri, à la refabrication et à l'élimination via l'enfouissement et la combustion. L'approche utilisée pour estimer les émissions de GES pour la gestion des déchets a suivi des méthodes précédemment établies dans lesquelles des facteurs d'impact des émissions de GES (en unités de tonnes métriques d'émissions de dioxyde de carbone par Mg de matière gérée) ont été développés pour chaque matière et sa gestion (par exemple, la collecte , transformation en centre de tri, refabrication, combustion et mise en décharge)42.

Le processus d'estimation d'un facteur d'impact représentatif était itératif et a commencé par le développement de facteurs d'impact à l'aide de trois modèles (ou outils) d'évaluation du cycle de vie (ACV) spécifiques aux déchets (c'est-à-dire le modèle de réduction des déchets (WARM) v15 (consulté en juin 2020). 65, MSW-Decision Support Tool (MSW-DST) v1 (consulté en juin 2020)66 et Solid Waste Optimization Life-cycle Framework (SWOLF) v0.9.5 (consulté en juin 2020)40). Les hypothèses d'entrée utilisées dans ces modèles sont fournies en détail dans la section 2 des informations supplémentaires. Opérateurs d'incinérateurs MSW (MSW) et résultats de recherches antérieures. L'objectif principal de la première itération était de déterminer quel outil ACV utiliser dans le cadre du modèle utilisé pour estimer les émissions de GES d'un ménage résidentiel unifamilial américain typique. En fin de compte, le modèle SWOLF a été sélectionné car il offre la plus grande flexibilité d'utilisation (par exemple, les utilisateurs peuvent modifier chaque hypothèse d'entrée) ; WARM et MSW-DST v1 limitent les changements d'entrée de l'utilisateur. Notez que le MSW-DST v2 (2021) mis à jour a adopté la plupart des mêmes hypothèses d'entrée que SWOLF, mais limite toujours les modifications apportées par l'utilisateur.

Dans le cadre de la deuxième itération, un deuxième ensemble de facteurs d'impact a été développé en utilisant des hypothèses d'entrée par défaut pour SWOLF. Deux objectifs étaient associés à cette itération : (1) comparer les résultats des impacts des émissions nettes de GES pour le scénario de référence de taux de recyclage de 20 % et les quatre scénarios alternatifs hypothétiques lors de l'utilisation des facteurs d'impact par défaut (à partir de la deuxième itération) en utilisant les facteurs d'impact SWOLF de première itération et (2) utiliser les facteurs d'impact par défaut comme référence et les comparer aux résultats d'une analyse de sensibilité de Monte Carlo des hypothèses d'entrée clés pour les systèmes de recyclage, d'enfouissement et de combustion. Les facteurs d'impact finaux qui ont été utilisés pour générer les résultats dans le manuscrit étaient ceux créés lors de la première itération pour SWOLF (ceux créés lors de la modification des valeurs par défaut). Informations supplémentaires La section 2.5 fournit les facteurs d'impact SWOLF de référence, les paramètres d'entrée qui ont été modifiés pour l'analyse de sensibilité, les résultats de la comparaison des émissions nettes de GES lors de l'utilisation des facteurs d'impact SWOLF de référence aux facteurs de la première itération et les résultats de l'analyse à 1 000 itérations. Analyse de sensibilité Monte Carlo (par matériau, gestion et hypothèse d'entrée).

La section 2 des informations supplémentaires décrit également en détail les paramètres spécifiques de l'ACV inclus dans les limites du système de recyclage, d'enfouissement et de gestion des déchets de combustion, les composants matériels et leurs caractéristiques, les inventaires du cycle de vie et la méthode d'évaluation de l'impact du cycle de vie. En général, l'unité fonctionnelle était 1 Mg de produit (par exemple, 1 Mg de papier journal) éliminé par une maison résidentielle unifamiliale américaine typique. Tous les modèles, à l'exception de WARM, reposent sur une masse raisonnable de déchets pour modéliser les émissions associées à la construction et à l'exploitation individuelles d'une installation de traitement des déchets. Par conséquent, l'unité fonctionnelle restera une tonne courte. Cependant, pour estimer les émissions associées à une tonne, la masse modélisée (ou débit de référence) était de 100 000 Mg. Cette valeur a été choisie pour représenter une communauté hypothétique de 50 000 personnes générant des déchets à raison de 2,04 kg par personne et par jour (équivalent à la masse déclarée de déchets générés par un résident américain57). En bref, les trois systèmes de gestion des déchets comprenaient (1) une installation de récupération des matériaux (MRF) à flux unique dans laquelle le papier, le plastique, le métal et le verre sont envoyés à leurs remanufactureurs respectifs, (2) un système traditionnel de traitement des déchets mixtes non bioréacteur décharge et (3) un incinérateur de déchets solides municipaux à combustion massive. Selon l'hypothèse de charge nulle, les déchets entrant dans l'un de ces processus sont considérés comme ne transportant aucune des émissions associées à l'extraction, au traitement, à la fabrication et à l'utilisation (à quelques exceptions près) ; ces stades de vie sont appelés en amont67,68,69. Cette hypothèse est couramment adoptée car les émissions associées aux étapes en amont ne sont généralement pas prises en compte dans la prise de décision relative aux déchets solides ; cependant, certains processus, comme le recyclage, comptabilisent les émissions en amont en supposant que le matériau recyclé compense les émissions associées à l'utilisation d'un matériau vierge42. De même, lorsque l'électricité est produite à partir de gaz de décharge ou de combustion, cette électricité compense l'utilisation de combustibles fossiles utilisés pour produire de l'électricité70. Informations supplémentaires La section 2 fournit plus d'informations sur les sources possibles de compensation des émissions de GES.

Plusieurs modèles d'ACV des déchets tiennent compte des coûts de collecte des ordures et des matières recyclables des maisons unifamiliales40,66. Les modèles SWOLF et MSW-DST estiment les coûts de collecte sur la base d'une approche de modélisation mécaniste dans laquelle de nombreux paramètres interdépendants définis par l'utilisateur sont utilisés pour estimer le nombre de véhicules de collecte, la consommation de carburant des véhicules et la distance parcourue par les véhicules. Pour cette étude, nous avons créé un modèle mécaniste simplifié pour estimer les coûts de collecte sur la base de l'examen des hypothèses techniques de modélisation des coûts de collecte SWOLF et MSW-DST et des équations sous-jacentes et en communiquant directement avec les transporteurs de déchets privés et publics pour étudier les pratiques actuelles en matière de coûts de collecte.

Les coûts de collecte par ménage ont été calculés comme la somme des coûts annuels de carburant du véhicule, des coûts annuels d'exploitation et d'entretien d'un véhicule de collecte et des coûts d'investissement annualisés d'un véhicule de collecte et d'un bac de stockage. Les coûts de collecte ont été estimés en fonction de la détermination du calendrier de collecte, des heures d'opération de collecte, des besoins en main-d'œuvre, des paramètres opérationnels des véhicules, des vitesses de déplacement, des distances de déplacement, des taux de consommation de carburant et des systèmes de stockage des déchets ménagers. Les données de paramètres spécifiques utilisées dans le modèle sont présentées dans le tableau supplémentaire 9, et plus de détails sur les équations utilisées pour calculer les coûts de collecte sont détaillés dans la section Informations supplémentaires 3.

Nous avons déterminé pour chacune des sept régions une redevance moyenne d'enfouissement et d'élimination des MSWI en agrégeant les données sur les redevances d'élimination spécifiques à l'État dans leurs régions respectives (tableaux supplémentaires 10 et 11). Par exemple, les frais d'enfouissement de la région 1 et d'élimination des MSWI ont été estimés comme la moyenne des frais associés aux États inclus dans cette région. Les redevances d'élimination ont été appliquées à la masse d'ordures collectées pour élimination et à la masse résiduelle d'un centre de tri de recyclage. Nous avons identifié la masse d'ordures/résidus mis en décharge et brûlés (envoyés à un MSWI) sur la base de l'agrégation des données d'élimination spécifiques à l'État (pourcentage du total des déchets mis en décharge ou brûlés)71 dans leurs régions respectives.

Nous avons estimé le revenu annuel associé au recyclage d'une maison unifamiliale en utilisant la composition des matières recyclables triées et le prix des matières premières de chaque matériau. Les prix des produits de base ont été soit déclarés directement, soit prévus, et les prix historiques ont été gonflés aux prix en dollars américains de 2020 sur la base du produit intérieur brut et d'un déflateur de 2012 (les données sur les prix des produits de base sont fournies dans les données supplémentaires). Le revenu annuel a été estimé pour les sept régions sur la base de données spécifiques à la région et le tableau supplémentaire 12, Informations supplémentaires, présente le revenu annuel des ménages. Les données sur les prix prévus des produits de base sont également disponibles dans les méthodes de la section 3 des informations supplémentaires.

Nous avons également estimé le coût supplémentaire du recyclage résidentiel unifamilial pour les sept régions en dollars américains par ménage et par mois. Les coûts ont été estimés à l'aide des frais d'élimination spécifiques à la région, de l'élimination des déchets et des prix des produits de recyclage pour la période d'avril 2005 à juin 2021. % du taux de recyclage, des coûts de collecte des ordures et des matières recyclables et des coûts de traitement des matières recyclables. Le modèle développé pour l'étude s'appuie sur des ensembles de données nationaux américains robustes pour chaque État ; par conséquent, nous avons validé les résultats du modèle en compilant les données sur les coûts de gestion des déchets solides de toute une région (Floride) et en comparant les coûts réels encourus par les résidents à ceux estimés par le modèle.

Nous avons évalué les coûts résidentiels nets annuels et les impacts sur les émissions de GES (en unités de dollars américains par ménage par an et en t éq. CO2 par ménage par an) de l'augmentation du taux de recyclage de 20 % à 40 %, de l'élimination du recyclage, de l'élimination du recyclage des plastiques mixtes, de l'élimination le recyclage du verre, en éliminant le recyclage des papiers mixtes et en éliminant certains matériaux tout en augmentant le taux de recyclage des autres (on parle alors d'approche hybride). L'évaluation a été réalisée à l'aide des données moyennes nationales américaines sur les coûts et des facteurs d'impact des émissions de GES élaborés pour la période 2005-2021.

Le taux de recyclage a été augmenté de 20 % à 40 % en identifiant la masse totale recyclée supplémentaire nécessaire pour atteindre un taux de recyclage de 40 % et en répartissant cette masse entre les dix produits recyclables pour chaque année. La masse recyclée supplémentaire a été supposée être transférée de la masse d'ordures collectée d'origine à la masse de matières recyclables collectées. La masse recyclée supplémentaire a été répartie en fonction de la composition des matériaux du flux de déchets collectés pour s'assurer que la masse supplémentaire ne dépasse pas la masse transférable disponible. La masse recyclée supplémentaire variait de 4,5 à 4,9 kg par ménage et par semaine pour la période 2005-2019, et la composition utilisée (indépendamment du temps) pour répartir cette masse parmi le PET, le HDPE, les plastiques mixtes, l'aluminium, l'acier, le verre, le papier mixte, les journaux , les contenants en carton ondulé et les cartons aseptiques étaient de 4 %, 2 %, 26 %, 2 %, 3 %, 9 %, 40 %, 5 %, 10 % et 1 %, respectivement. Les coûts nets ont représenté l'augmentation du nombre de véhicules de collecte des matières recyclables, la diminution du nombre de véhicules de collecte des ordures, l'augmentation des revenus et des coûts de traitement des matières recyclables et la diminution des coûts d'élimination. Les émissions de GES représentaient un évitement plus important en raison d'un recyclage accru et d'une diminution des émissions provenant de la réduction de l'enfouissement/combustion.

Pour les scénarios d'élimination du recyclage, d'élimination du plastique mélangé, d'élimination du verre et d'élimination du papier mélangé, les coûts nets et les émissions de GES ont été modélisés en utilisant les mêmes hypothèses pour un système avec un taux de recyclage de 20 %, y compris le taux de production de déchets et de matières recyclables précédemment utilisé. , la composition des flux de matériaux, les coûts de collecte des ordures et des matières recyclables et les coûts de traitement des matières recyclables. Cependant, pour chaque scénario, les hypothèses de taux de production de déchets/recyclables et de composition des flux de matières ont été modifiées. Pour le scénario d'élimination du recyclage, nous avons supposé que toute la masse recyclée à l'origine serait collectée en tant que déchets et qu'aucun revenu de matières recyclables, coûts de traitement ou évitements d'émissions de GES n'étaient inclus. Dans les scénarios où un matériau a été éliminé du recyclage, nous avons supposé que la masse initialement recyclée pour ce matériau serait collectée en tant que déchet et qu'elle ne contribuerait pas aux revenus des matières recyclables, aux coûts de traitement ou aux émissions de GES évitées. Notez que dans le scénario d'élimination du recyclage des papiers mélangés, les papiers mélangés et les cartons aseptiques ont été supposés être également éliminés.

Dans le scénario de l'approche optimisée, nous avons retenu le même taux de génération de déchets que le système avec un taux de recyclage de 20 % ; mais ici, nous avons modélisé les coûts nets et les émissions de GES en supposant que seuls les journaux, le verre, l'acier, l'aluminium, les emballages en carton ondulé, le PET et le PEHD étaient recyclés, et une fois recyclés, chaque matériau individuel atteignait un taux de recyclage de 100 % pour un taux de recyclage total de 18 % . Les mêmes coûts de collecte, d'élimination et de traitement des matières recyclables que les autres scénarios ont été appliqués. Les revenus des matières recyclables et l'évitement du recyclage des émissions de GES ont été estimés uniquement pour les sept produits.

De plus amples informations sur la conception de la recherche sont disponibles dans le résumé des rapports sur le portefeuille Nature lié à cet article.

Toutes les données utilisées pour produire les résultats de notre analyse sont disponibles dans les informations supplémentaires.

Le code informatique personnalisé utilisé pour générer les prix manquants de la valeur marchande du recyclage dans cette étude peut être mis à la disposition des chercheurs sur demande.

Anshassi, M., Preuss, B. & Townsend, TG Aller au-delà du recyclage : examiner les étapes à suivre par le gouvernement local pour intégrer la gestion durable des matériaux. J. Gestion des déchets d'air. Assoc. 71, 1039-1052 (2021).

Article Google Scholar

Fitzgerald, GC, Krones, JS & Themelis, NJ Impact sur les gaz à effet de serre de la collecte à double flux et à flux unique et de la séparation des matières recyclables. Resour. Conserv. Recycl. 69, 50-56 (2012).

Article Google Scholar

Larsen, AW, Merrild, H., Møller, J. & Christensen, TH Systèmes de collecte des déchets pour les matières recyclables : une évaluation environnementale et économique pour la municipalité d'Aarhus (Danemark). Gestion des déchets. 30, 744–754 (2010).

Article CAS Google Scholar

Wagner, TP & Broaddus, N. La génération et le coût des déchets résultant de la collecte sélective du recyclage. Gestion des déchets. 50, 3–9 (2016).

Article Google Scholar

Brooks, AL, Wang, S. & Jambeck, JR L'interdiction d'importation chinoise et son impact sur le commerce mondial des déchets plastiques. Sci. Adv. 4, eaat0131 (2018).

Article Google Scholar

Qu, S. et al. Implications de l'interdiction des déchets étrangers par la Chine sur l'économie circulaire mondiale. Resour. Conserv. Recycl. 144, 252–255 (2019).

Article Google Scholar

Tucker, Brian. Combien de programmes de collecte sélective ont été supprimés ? Waste Dive (30 septembre 2020).

Endo, Jun. Les Philippines claquent la porte aux déchets plastiques dans le monde. Nikkei Asia (14 septembre 2019).

Szczepanski, Mallory. L'Inde annonce son intention d'interdire les importations de déchets de plastique. Waste360 (3 juillet 2019).

Mise en œuvre de l'importation de déchets de matières non dangereuses et toxiques en tant qu'industrie de matières premières (Ministre du commerce, ministre de l'environnement et des forêts, ministre de l'industrie commerciale et chef de la politique d'État de la République d'Indonésie, 2020).

Tanimoto, A. 2019 The West Coast Contamination Initiative: Results from California, Oregon, and Washington (2020); https://recyclingpartnership.org/blog-the-west-coast-contamination-initiative-results-from-california-oregon-and-washington/. Le partenariat de recyclage

Townsend, TG et Anshassi, M. Examen des taux de contamination dans les installations de récupération des matériaux de Floride (2020) ; https://flrecycling.org/wp-content/uploads/2020/06/UF-MRF-Contamination-Report-Final.pdf. Fondation de partenariat de recyclage de Floride

Ikiz, E., Maclaren, VW, Alfred, E. & Sivanesan, S. Impact de la COVID-19 sur les flux, le détournement et la réutilisation des déchets ménagers : le cas des immeubles multirésidentiels à Toronto, Canada. Resour. Conserv. Recycl. 164, 105111 (2021).

Article CAS Google Scholar

Kulkarni, BN & Anantharama, V. Répercussions de la pandémie de COVID-19 sur la gestion des déchets solides municipaux : défis et opportunités. Sci. Environ. 743, 140693 (2020).

Article CAS Google Scholar

Liao, N. et al. Le système de gestion des déchets peut-il être un puits de gaz à effet de serre ? Point de vue de Shanghai, Chine. Resour. Conserv. Recycl. 180, 106170 (2022).

Article CAS Google Scholar

Fei, X., Fang, M. & Wang, Y. Le changement climatique affecte les déchets mis en décharge. Nat. Clim. Changement 11, 1004–1005 (2021).

Article Google Scholar

Gómez-Sanabria, A., Kiesewetter, G., Klimont, Z., Schoepp, W. & Haberl, H. Potentiel de réductions futures des GES mondiaux et des polluants atmosphériques provenant des systèmes circulaires de gestion des déchets. Nat. Commun. 13, 106 (2022).

Article Google Scholar

Duren, RM et al. Les super-émetteurs de méthane de Californie. Nature 575, 180-184 (2019).

Article CAS Google Scholar

Morris, J. ACV comparatives pour la collecte sélective par rapport à la mise en décharge ou à l'incinération avec récupération d'énergie (12 pp). Int J. Analyse du cycle de vie. 10, 273-284 (2005).

Article Google Scholar

Kaplan, PO, Ranjithan, SR & Barlaz, MA Utilisation de l'analyse du cycle de vie pour soutenir la planification de la gestion des déchets solides pour le Delaware. Environ. Sci. Technol. 43, 1264-1270 (2009).

Article CAS Google Scholar

van Ewijk, S., Stegemann, JA & Ekins, P. Avantages climatiques limités du recyclage mondial de la pâte et du papier. Nat. Soutenir 4, 180-187 (2021).

Article Google Scholar

Borrelle, SB et al. La croissance prévue des déchets plastiques dépasse les efforts visant à atténuer la pollution plastique. Sciences 369, 1515-1518 (2020).

Article CAS Google Scholar

Lau, WWY et al. Évaluer des scénarios vers zéro pollution plastique. Sciences 369, 1455-1461 (2020).

Article CAS Google Scholar

Dubois, G. et al. Ça commence à la maison ? Les politiques climatiques ciblant la consommation des ménages et les décisions comportementales sont essentielles pour un avenir sobre en carbone. Énergie Rés. Soc. Sci. 52, 144-158 (2019).

Article Google Scholar

Schmidt, S. et al. Comprendre les émissions de GES de la consommation suédoise - défis actuels pour atteindre l'objectif générationnel. J. Propre. Prod. 212, 428–437 (2019).

Article Google Scholar

Castellani, V., Beylot, A. & Sala, S. Impacts environnementaux de la consommation des ménages en Europe : comparaison de l'ACV basée sur les processus et de l'analyse entrée-sortie étendue à l'environnement. J. Propre. Prod. 240, 117966 (2019).

Article Google Scholar

Ivanova, D. et al. Quantifier le potentiel d'atténuation du changement climatique des options de consommation. Environ. Rés. Lett. https://doi.org/10.1088/1748-9326/ab8589 (2020).

Anshassi, M., Laux, SJ & Townsend, TG Approches pour intégrer la gestion durable des matériaux dans la planification et la politique de gestion des déchets. Resour. Conserv. Recycl. 148, 55–66 (2019).

Article Google Scholar

Andreasi Bassi, S., Christensen, TH & Damgaard, A. Performance environnementale de la gestion des déchets ménagers en Europe - un exemple de 7 pays. Gestion des déchets. 69, 545-557 (2017).

Article Google Scholar

Gu, F., Wang, J., Guo, J. et Fan, Y. Liens dynamiques entre le prix international du pétrole, l'indice des stocks de plastique et les marchés du plastique recyclé en Chine. Int. Rev. Econ. Financ. 68, 167-179 (2020).

Article Google Scholar

Shamsuyeva, M. & Endres, H.-J. Les plastiques dans le contexte de l'économie circulaire et du recyclage durable des plastiques : bilan complet sur le développement de la recherche, la normalisation et le marché. Compos. Partie C 6, 100168 (2021).

CAS Google Scholar

Personnel de l'ISRI. Le marché des déchets plastiques depuis l'interdiction d'importer de la Chine (ISRI, 2019). https://www.isri.org/docs/default-source/commodities/the-plastic-scrap-market-since-china's-import-ban.pdf?sfvrsn=2

Tarification des matières secondaires et tarification des fibres secondaires (Marchés du recyclage, 2020) ; https://www.recyclingmarkets.net/secondarymaterials/

Rapport sur l'état de la collecte sélective 2020 (Partenariat de recyclage, 2020) ; https://recyclingpartnership.org/wp-content/uploads/dlm_uploads/2020/02/2020-State-of-Curbside-Recycling.pdf

Rapports annuels 2018 sur les déchets solides (Florida Department of Environmental Protection, 2019) ; http://southernwasteinformationexchange.com/fdep-solid-waste-annual-reports/

Morris, J. & Pasterz, P. Rythmes et raisons de la tarification. Recyclage des ressources (1er mai 2017).

Huang, Q. et al. Modélisation de l'impact mondial de l'interdiction par la Chine des importations de déchets plastiques. Resour. Conserv. Recycl. 154, 104607 (2020).

Article Google Scholar

Gephart, JA et al. Performance environnementale des aliments bleus. Nature 597, 360–365 (2021).

Article CAS Google Scholar

Christensen, TH et al. Application de la modélisation ACV à la gestion intégrée des déchets. Gestion des déchets. 118, 313–322 (2020).

Article CAS Google Scholar

Levis, JW, Barlaz, MA, DeCarolis, JF & Ranjithan, SR Exploration systématique de stratégies efficaces de gestion des déchets solides dans les municipalités américaines : perspectives du Solid Waste Optimization Life-Cycle Framework (SWOLF). Environ. Sci. Technol. 48, 3625–3631 (2014).

Article CAS Google Scholar

Rigamonti, L., Niero, M., Haupt, M., Grosso, M. & Judl, J. Processus de recyclage et qualité des matériaux secondaires : matière à réflexion pour les études d'évaluation du cycle de vie axées sur la gestion des déchets. Gestion des déchets. 76, 261-265 (2018).

Article Google Scholar

Anshassi, M. & Townsend, TG Examen des hypothèses sous-jacentes dans les modèles d'ACV des déchets pour identifier les impacts sur la prise de décision en matière de gestion des déchets. J. Propre. Prod. 313, 127913 (2021).

Article Google Scholar

Circular Matters Analyse des objectifs de contenu en plastique recyclé d'une entreprise américaine - Offre et demande (2021); https://cdn.ymaws.com/www.ameripen.org/resource/resmgr/docs/AMERIPEN-recycled-content-pa.pdf. AMERIPEN

Muneer, T. et al. Performances énergétiques, environnementales et économiques des véhicules électriques : évaluation expérimentale. Transp. Rés. Partie D 35, 40–61 (2015).

Article Google Scholar

Orsi, F., Muratori, M., Rocco, M., Colombo, E. & Rizzoni, G. Une analyse multidimensionnelle du puits aux roues des véhicules de tourisme dans différentes régions : consommation d'énergie primaire, émissions de CO2 et économie coût. Appl. Énergie 169, 197–209 (2016).

Article Google Scholar

Samaras, C. & Meisterling, K. Évaluation du cycle de vie des émissions de gaz à effet de serre des véhicules hybrides rechargeables : implications pour les politiques. Environ. Sci. Technol. 42, 3170–3176 (2008).

Article CAS Google Scholar

van Vliet, OPR, Kruithof, T., Turkenburg, WC & Faaij, APC Comparaison technico-économique des voitures hybrides de série, hybrides rechargeables, à pile à combustible et ordinaires. J. Power Sources 195, 6570–6585 (2010).

Article Google Scholar

Pero, FD, Delogu, M. & Pierini, M. Analyse du cycle de vie dans le secteur automobile : une étude de cas comparative du moteur à combustion interne (ICE) et de la voiture électrique. Structure de procédure. Intégrité 12, 521–537 (2018).

Article Google Scholar

Elgowainy, A. et al. Coût de possession et émissions de carbone du puits aux roues/utilisation du pétrole des carburants alternatifs et des technologies avancées pour les véhicules légers. Maintien de l'énergie. Dév. 17, 626–641 (2013).

Article Google Scholar

Doucette, RT & McCulloch, MD Modélisation des perspectives des véhicules électriques hybrides rechargeables pour réduire les émissions de CO2. Appl. Énergie 88, 2315–2323 (2011).

Article Google Scholar

Burnham, A. et al. Quantification complète du coût total de possession pour les véhicules de différentes catégories de taille et groupes motopropulseurs ; (OSTI, 2021) https://doi.org/10.2172/1780970

Summary of Travel Trends 2017 National Household Travel Survey (US Department of Transportation, 2018); https://doi.org/10.2172/885762

Département américain des transports. Tableau VM-2M—statistiques routières 2019. Série de statistiques routières https://www.fhwa.dot.gov/policyinformation/statistics/2019/vm2m.cfm (2020).

Facture mensuelle moyenne 2020 – Résidentiel Tableau 5a (US Energy Information Administration, 2021).

Tucker, Brian. Comment le recyclage a changé dans les 50 États. Waste Dive (15 novembre 2019).

Rapport 2021 sur les résines vierges et post-consommation des contenants de boissons en plastique (CalRecycle, 2022).

Faire progresser la gestion durable des matériaux : fiche d'information 2017 (US EPA, 2019) ; https://www.epa.gov/sites/production/files/2019-11/documents/2017_facts_and_figures_fact_sheet_final.pdf

Production, recyclage et élimination des déchets solides municipaux aux États-Unis : faits et chiffres pour 2010 (US EPA, 2011) ; https://www.nrc.gov/docs/ML1409/ML14094A389.pdf

Population, Total—États-Unis (Banque mondiale, 2020) ; https://data.worldbank.org/indicator/SP.POP.TOTL?locations=US

Tableaux historiques des ménages (US Census Bureau, 2020) ; https://www.census.gov/data/tables/time-series/demo/families/households.html

Lakhan, C. Diversion, mais à quel prix ? Les défis économiques du recyclage en Ontario. Resour. Conserv. Recycl. 95, 133-142 (2015).

Article Google Scholar

Rapport annuel : New York City Curbside and Containerized Municipal Refuse and Recycling Statistics 2020 (New York City Department of Sanitation, 2020) ; https://dsny.cityofnewyork.us/wp-content/uploads/2020/08/about_dsny-collections-annual-2020.pdf

Services publics de Seattle. Rapport 2018 sur la prévention et le recyclage des déchets (Seattle Public Utilities, 2019) ; https://www.seattle.gov/Documents/Departments/SPU/Documents/Recycling_Rate_Report_2018.pdf

Rapport public sur le recyclage de l'exercice 2011 (Washington DC District Department of the Environment, 2012) ; https://doee.dc.gov/sites/default/files/dc/sites/ddoe/publication/attachments/FY%202011%20Recycling%20Report%20with%20table%20of%20contents.pdf

Documentation internationale d'ICF sur les émissions de gaz à effet de serre et les facteurs énergétiques utilisés dans le modèle de réduction des déchets (WARM) : chapitres de référence (US EPA, 2016) ; https://www.epa.gov/sites/production/files/2016-03/documents/warm_v14_background.pdf

Thorneloe, SA, Weitz, K. & Jambeck, J. Application de l'outil américain d'aide à la décision pour la gestion des matériaux et des déchets. Gestion des déchets. 27, 1006-1020 (2007).

Article Google Scholar

Ekvall, T., Assefa, G., Björklund, A., Eriksson, O. & Finnveden, G. Ce que l'évaluation du cycle de vie fait et ne fait pas dans les évaluations de la gestion des déchets. Gestion des déchets. 27, 989–996 (2007).

Article Google Scholar

Gentil, EC et al. Modèles d'évaluation du cycle de vie des déchets : examen des hypothèses techniques. Gestion des déchets. 30, 2636-2648 (2010).

Article Google Scholar

Martin, EW, Chester, MV & Vergara, SE Évaluation du cycle de vie attributionnelle et consécutive dans les biocarburants : une revue de la littérature récente dans le contexte des limites du système. Courant. Soutenir. Renouveler. Energy Rep. 2, 82–89 (2015).

Google Scholar

Anshassi, M., Smallwood, T. & Townsend, TG Émissions de GES du cycle de vie de la mise en décharge des DSM par rapport à l'incinération : résultats attendus sur la base des réglementations américaines sur la collecte des gaz d'enfouissement. Gestion des déchets. 142, 44-54 (2022).

Article CAS Google Scholar

Michaels, T. & Krishnan, K. Energy Recovery Council 2018 Directory of Waste-to-Energy Facilities (2018); http://energyrecoverycouncil.org/wp-content/uploads/2019/10/ERC-2018-directory.pdf. Conseil de récupération d'énergie

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Ce travail a été soutenu financièrement par le Hinkley Center for Solid and Hazardous Waste Management à Gainesville, en Floride. Nous remercions N. Robey pour son examen des méthodes et du manuscrit. Nous remercions la Florida Recycling Partnership Foundation pour ses commentaires et ses discussions sur la planification et l'analyse du document. Nous apprécions les données sur les marchés des produits de recyclage fournies par Recycling Markets Limited et l'accès aux modèles d'évaluation du cycle de vie, Solid Waste Optimization Framework (SWOLF) et Municipal Solid Waste Decision Support Tool (MSW-DST), fournis par l'État de Caroline du Nord. Université et RTI International, respectivement. Nous remercions nos collègues de plusieurs comtés de Floride (par exemple, le comté d'Alachua, le comté d'Indian River, le comté de Palm Beach, le comté de Hillsborough, le comté de Sarasota, le comté d'Orange, le comté de Lee) qui ont soutenu notre analyse grâce à leurs efforts de collecte de données sur la gestion des déchets solides. coûts utilisés dans l'analyse. Les auteurs sont responsables du contenu de l'article et les conclusions ne représentent pas les points de vue des organismes de financement.

Département de génie environnemental, Université polytechnique de Floride, Lakeland, Floride, États-Unis

Malak Anchassi

Département des sciences de l'ingénierie environnementale, Université de Floride, Gainesville, Floride, États-Unis

Timothy G. Townsend

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MA a effectué la recherche et analysé les données. TGT a conçu l'idée et conçu l'étude. Les deux auteurs ont rédigé le manuscrit.

Correspondance à Timothy G. Townsend.

Les auteurs ne déclarent aucun intérêt concurrent.

Nature Sustainability remercie Costas Velis, Eleni Iacovidou, Matthew Franchetti et George F. Banias pour leur contribution à l'examen par les pairs de ce travail.

Note de l'éditeur Springer Nature reste neutre en ce qui concerne les revendications juridictionnelles dans les cartes publiées et les affiliations institutionnelles.

Méthodes supplémentaires, Figs. 1–11 et tableaux 1–23.

Feuille de calcul de données supplémentaires comprenant des données sur les prix des produits de base, des données sur les coûts d'enfouissement et d'incinération, des coûts détaillés et des empreintes d'émissions de gaz à effet de serre pour les programmes de recyclage alternatifs et les coûts historiques ajoutés par les ménages pour le recyclage et la gestion des déchets.

Springer Nature ou son concédant (par exemple une société ou un autre partenaire) détient les droits exclusifs sur cet article en vertu d'un accord de publication avec le ou les auteurs ou autre(s) titulaire(s) des droits ; l'auto-archivage par l'auteur de la version manuscrite acceptée de cet article est uniquement régi par les termes de cet accord de publication et la loi applicable.

Réimpressions et autorisations

Anshassi, M., Townsend, TG Les coûts économiques et environnementaux cachés de l'élimination du recyclage en bordure de rue. Nat Sustain (2023). https://doi.org/10.1038/s41893-023-01122-8

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Reçu : 20 octobre 2022

Accepté : 18 avril 2023

Publié: 22 mai 2023

DOI : https://doi.org/10.1038/s41893-023-01122-8

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