Cartographie de la valeur du verre plat

Date : 9 février 2023

Auteurs : Rebecca Hartwell, Graham Coult et Mauro Overend

Source:Structures en verre et ingénierie (2022)

EST CE QUE JE:https://doi.org/10.1007/s40940-022-00195-9

Le verre est l'une des huit industries énergivores du Royaume-Uni. En tant que tel, il est à l'étude pour découpler la croissance de la production des émissions de gaz à effet de serre (GES). Le verre recyclé, également connu sous le nom de calcin, nécessite moins d'énergie pour fondre que les matières premières primaires dans la nouvelle production de verre. L'utilisation de calcin réduit ainsi l'intensité énergétique par unité de production tout en réduisant la demande de ressources en matières premières. Cependant, des systèmes efficaces de collecte du verre plat doivent encore être mis en place au Royaume-Uni, ce qui entraîne une offre limitée de calcin disponible pour le marché du verre plat et des opportunités environnementales manquées. Cette étude identifie les inefficacités existantes de la chaîne d'approvisionnement dans l'industrie du verre au Royaume-Uni en trois étapes.

Premièrement, les flux massiques de matériaux au sein des trois principales filières verrières : verre d'emballage, verre plat et laine de verre, sont cartographiés depuis la ressource naturelle jusqu'à l'application primaire et la gestion ultérieure de la fin de vie sur la base d'une année de référence des chiffres de production annuels. La carte est présentée sous la forme d'un diagramme « Sankey » qui attire l'attention sur plusieurs possibilités d'accroître l'efficacité des ressources ; notamment dans le contraste frappant des taux de collecte du verre entre l'industrie du verre plat et celle du verre plat. À l'aide des données recueillies sur les flux massiques annuels de matériaux dans le sous-secteur du verre plat au Royaume-Uni, le potentiel d'économie d'énergie (MJ) et d'émissions de GES (CO2-eq) des méthodes améliorées de collecte en fin de vie est évalué, sur la base de trois scénarios de récupération alternatifs. Ces scénarios envisagent l'utilisation de distributions alternatives de calcin de verre plat récupéré dans les trois sous-secteurs primaires du verre.

Les économies d'émissions résultant de chaque scénario de récupération sont évaluées, sur la base du rendement en tonnage estimé des produits finis en verre plat. Il est démontré qu'avec un meilleur rendement de fabrication, la réutilisation du verre plat en fin de vie comme calcin dans une nouvelle production pourrait réduire les émissions annuelles de la chaîne de valeur du verre plat au Royaume-Uni jusqu'à 18,6 %. Enfin, nous passons en revue les obstacles existants au recyclage de différents types de verre en fonction des critères d'acceptabilité et des infrastructures de reprise disponibles, et constatons ainsi que l'amélioration des taux de recyclage dépendra de l'établissement d'opportunités commerciales et/ou d'une politique de soutien pour le développement de systèmes efficaces pour le verre plat. collection de verre.

1.1 Secteur du verre

L'industrie du verre au Royaume-Uni et en Irlande du Nord (Royaume-Uni) représentait 0,5 % de la consommation totale d'énergie du Royaume-Uni et 0,4 à 0,6 % des émissions totales de gaz à effet de serre (GES) du Royaume-Uni en 2019 (Griffin et al. 2021 ; Ireson et al. 2019 ; WSP Parson Brinkerhoff et GL 2015). Il est ainsi classé comme l'un des sous-secteurs énergivores du secteur industriel britannique aux côtés du fer et de l'acier (3,6 % du total des GES annuels), de la chimie (2,7 %), du ciment (1,1 %) et de l'aluminium (0,6 %) (Centre for Low Carbon Futures 2011 ; Griffin et al. 2016). La production de verre peut consister en plusieurs processus à haute température. L'industrie du verre a réussi à réduire l'intensité énergétique de la production au cours des 30 dernières années grâce au changement de combustible, aux progrès des technologies de four, aux améliorations de l'efficacité énergétique sur site et aux processus de récupération de la chaleur résiduelle (British Glass 2021 ; Griffin et al. 2016 ; Hammond et Norman 2012 ; IMPEL 2012 ; Maria et al. 2013).

Des améliorations supplémentaires de l'efficacité du côté de l'offre grâce à l'utilisation de sources d'énergie alternatives à faible émission de carbone, telles que la fonte entièrement électrique, l'hydrogène et les biocarburants, ont été identifiées comme une voie pour de nouvelles réductions des émissions des sous-secteurs industriels à forte intensité énergétique. Il a cependant été reconnu que la réalisation des objectifs climatiques par le biais d'améliorations de l'efficacité énergétique du côté de l'offre uniquement nécessitera des financements considérables en raison des augmentations substantielles de la taille du système énergétique requis : au Royaume-Uni seulement, le système électrique devrait quadrupler sa production. (Barrett et al. 2021). Il a donc été suggéré qu'il est urgent d'étudier les moyens de réduire la demande brute d'énergie grâce à des stratégies d'efficacité des matériaux, telles que la réutilisation et le recyclage, afin de permettre un objectif "net zéro" rentable, opportun et sans risque (Allwood et al. 2013 ; Barrett et al. 2021 ; HM Government 2021).

Le verre d'emballage pour bouteilles et pots (~ 60 %) constitue le plus grand sous-secteur du verre en termes de production de masse, suivi du verre plat pour les secteurs de l'architecture et de l'automobile (~ 30 %) (BEIS et British Glass 2017). La laine de verre (produits d'isolation) et d'autres applications, y compris le verre domestique (verre décoratif et appareils électroménagers), les filaments de verre continus (composites renforcés de fibres et fibre optique) et les produits pharmaceutiques constituent le reste de la production de masse (~ 10 %) (BEIS et Verre britannique 2017).

La croissance de la demande dans ces secteurs a été stimulée par la volonté de : moderniser les vitrages existants inefficaces ; trouver des alternatives entièrement recyclables aux matériaux d'emballage non recyclables ; répondre aux nouvelles normes de performance énergétique grâce à des produits isolants en verre durables et ininflammables ; et développer des polymères renforcés de fibres de verre pour les matériaux composites pour des applications à rapport résistance/poids élevé telles que les produits automobiles et les pales de rotor pour éoliennes (British Glass 2021). Chacun de ces produits offre des améliorations de performances significatives au cours de la phase d'utilisation de leur application. Pourtant, les avantages environnementaux de ces améliorations de performances ne peuvent être obtenus que par des efforts concertés pour réduire l'impact environnemental du secteur du verre tout au long de son cycle de vie. Cela garantira que la croissance future de la production de verre au Royaume-Uni s'aligne sur la stratégie nationale "net-zero" (HM Government 2021) et reste compétitive à l'échelle internationale.

1.2 Coût environnemental de la fabrication du verre

Les principaux aspects environnementaux d'intérêt dans la production de verre sont la consommation de ressources, l'efficacité énergétique de la production, les émissions dans l'air et l'utilisation de l'eau.

1.2.1 Matières premières

Les principaux constituants du verre sont : le sable siliceux (SiO2), la cendre de soude (Na2CO3), le calcaire (CaCO3), le feldspath sodique (Na2O–Al2O3–6SiO2) et la dolomie (CaMg(CO3)2). Les proportions de matières premières utilisées et d'additifs supplémentaires varient dans une faible mesure pour les produits en verre plat et en verre plat (Gaines et al. 1994 ; Zier et al. 2021). Les fibres pour les produits en laine de verre utilisent une composition similaire de matières premières avec une proportion plus faible de sable siliceux qui est compensée par une plus grande proportion de calcaire, de carbonate de soude et, dans des proportions de plus en plus faibles, d'oxyde borique (Gaines et al. 1994 ; Zier et al . 2021). L'approvisionnement et le traitement de ces matières premières nécessitent de l'énergie. La cendre de soude est la matière première la plus énergivore à produire.

Il est généralement produit via le procédé Solvay (synthétique), Hou (synthétique) ou Trona (naturel). On estime que 99 % de la soude produite au Royaume-Uni et dans l'Union européenne (UE) est produite via le procédé Solvay (Belis et Tuokko 2016 ; Brunner Mond 2008). Ce processus nécessite 6,1 à 10,0 MJ/kg de soude produite, ce qui équivaut à 0,7 à 1,0 kg CO2-eq/kg de soude produite (Belis et Tuokko 2016 ; Brunner Mond 2008). Au total, l'approvisionnement de toutes les matières premières primaires pour la production de verre nécessite 3,8 à 4,8 MJ/kg de verre fondu générant 0,33 à 0,35 kg CO2-eq/kg de verre fondu (Guardian Europe 2021 ; Guardian Europe 2012 ; Usbeck et al. 2014 ; Vitro 2022) . Les apports énergétiques et les émissions correspondantes associés à l'approvisionnement en matières premières, au traitement et à la production de verre sont illustrés à la Fig. 1.

1.2.2 Production de verre

Toutes les formes d'apport d'énergie mises en évidence dans la Fig. 1 génèrent des émissions de GES associées qui correspondent au type d'approvisionnement énergétique et aux matières premières utilisées. L'énergie est fournie directement au site de production de verre par la combustion de combustibles fossiles, par l'électricité ou par une combinaison des deux sources. La première étape de la production de verre pour tous les produits en verre implique la préparation par lots où toutes les matières premières sont soigneusement mélangées à la composition souhaitée. Du verre recyclé, également connu sous le nom de calcin, est également ajouté à la fonte. Ensuite, les matériaux d'entrée sont chauffés à haute température (~ 1500 ° C) dans le four à verre pour produire du verre fondu. Au cours de cette étape, les émissions de GES proviennent de la combustion du combustible, généralement du gaz naturel, pour alimenter le four verrier. De plus, du dioxyde de carbone (CO2) est émis en tant que sous-produit du processus de fusion.

Ces émissions de CO2 sont souvent appelées émissions de procédé et sont dues à la décomposition des matières premières carbonatées. Le verre en fusion est ensuite débarrassé de ses bulles, causées à l'origine par des réactions chimiques qui se produisent lors du processus de fusion des matières premières, et homogénéisé dans un processus connu sous le nom de «collage» (Müller-Simon 2011). Le verre fondu est maintenu à haute température et ensuite versé sur un lit fondu d'étain dans le réservoir de verre flotté (verre plat); dirigé dans un moule et soufflé (verre de récipient); ou soufflé, filé et fusionné avec du liant (laine de verre et fibre de verre à filaments continus).

Dans le processus de formage du verre plat, des changements rapides de température peuvent se produire, ce qui induit de fortes contraintes internes à l'intérieur du verre. Pour éviter ces contraintes, le verre est passé dans une arche de recuit, qui consiste à refroidir lentement le verre de 600 à 60 °C. Cela nécessite à nouveau un apport d'énergie, sous la forme d'un chauffage électrique direct. Par la suite, le verre plat peut subir une série de procédés de traitement secondaire - étape 4 sur la figure 1 - alimentés par l'électricité. Ces procédés peuvent comprendre : des traitements de trempe, l'application de revêtements et/ou de laminage avec des produits intercalaires.

1.3 Utilisation du calcin dans la nouvelle production

Des chutes de verre surviennent tout au long du processus de fabrication en raison de la coupe des bords et des inspections de qualité automatisées qui détectent les défauts optiques inacceptables et/ou les performances hors spécifications. En conséquence, jusqu'à 15 % du verre plat fabriqué est collecté et utilisé comme calcin interne dans la nouvelle production de verre. Les avantages de l'utilisation du calcin sont triples. Premièrement, il y a une économie d'énergie et d'émissions liées à l'approvisionnement et au traitement de la quantité équivalente de matières premières multipliée par un facteur d'environ 1,2. La différence de 20 % dans l'apport massique total requis est due aux pertes de décomposition subies lors du processus de fusion des matières premières primaires carbonatées au cours de l'étape 2 (voir Fig. 1).

Deuxièmement, il faut moins d'énergie pour faire fondre le calcin, ce qui réduit par conséquent la consommation d'énergie de l'étape de traitement primaire de 2,5 à 3,0 % pour chaque augmentation de 10 % du calcin (Beerkens et al. 2011). Ceci, à son tour, réduit les émissions de combustion associées qui sont mises en évidence sur la figure 1. Enfin, les émissions du procédé sont réduites, en raison de la substitution des matières premières carbonatées, par du calcin qui a déjà subi une décomposition thermique. La figure 2 montre les économies relatives d'émissions de CO2 résultant de l'utilisation de calcin à chaque étape de la production de verre. Cette étude examinera dans quelle mesure l'économie primaire associée à l'utilisation réduite de matières premières primaires (étape 1 sur la figure 2) sera compensée par les coûts environnementaux de transport et de retraitement du calcin « prêt à fourner ».

Il existe en fait trois types de calcin utilisés dans la production de verre. Le calcin interne est généré à l'usine de production de verre en raison des chutes créées lors de la coupe des bords du ruban de verre, des changements de produit et du verre inférieur aux spécifications. Le calcin pré-consommation est généré par la fabrication en aval de produits contenant du verre; devenir des déchets avant même d'atteindre le marché de consommation. Un exemple de calcin pré-consommation est constitué par les chutes de feuilles de verre jumbo fournies aux transformateurs de verre, qui peuvent ensuite être renvoyées au fabricant de verre avant refusion. Le calcin post-consommation est un déchet de verre survenant lorsqu'un produit en verre a atteint sa fin de vie après une période d'utilisation. Il convient de noter que la génération de déchets de fabrication sur les sites de production de verre (calcin interne) et/ou les fabricants en aval (calcin pré-consommation) réduira proportionnellement la production totale de verre plat manufacturé au produit final.

Schmitz et al. ont mené une analyse approfondie de la consommation d'énergie directe et indirecte et des émissions de CO2 (illustrées par les étapes 2 et 3 sur la Fig. 1) de l'industrie européenne du verre sur la base des données du système d'échange de quotas d'émission (ETS) de l'Union européenne (UE) pour 2005– 2007 (Schmitz et al. 2011). En moyenne, les sous-secteurs du verre d'emballage (CG) et de la laine de verre (GW) se sont avérés produire un chiffre beaucoup plus faible pour l'intensité des émissions de procédé par tonne (CG = 0,10 ± 15 % et GW = 0,07 ± 16 %) que le sous-secteur du verre plat (FG = 0,19 ± 17 %) dans les pays de l'ancienne UE25 (Schmitz et al. 2011). Il a donc été estimé que les sous-secteurs GW, CG et FG fonctionnaient généralement à 55 %, 45 % et 5 % d'utilisation de calcin (interne/pré-/post-consommation), respectivement, dans l'UE25 en 2005-2007.

À l'heure actuelle, il n'existe aucune norme ou spécification internationale commune pour le calcin post-consommation. La Commission européenne du JRC (2011) a élaboré un document d'orientation pour les critères de fin de déchet pour le calcin retraité sur la base d'un examen complet de la littérature existante et des contributions d'experts techniques de l'industrie du verre européenne. Cela comprend un résumé des critères de qualité minimaux pour le calcin "prêt à fourner" en termes de niveaux maximaux admissibles de contamination typique par les métaux, les matières organiques et inorganiques pour les sous-secteurs du verre d'emballage, du verre plat et de la laine de verre. Les exigences de qualité pour le calcin se sont avérées beaucoup plus strictes pour une utilisation dans la production de verre plat que pour le verre d'emballage et la laine de verre.

Par exemple, les impuretés provenant de métaux non ferreux dans la production de verre d'emballage et de laine de verre sont acceptables si leur taille de particule est inférieure à 0,1 g et que la quantité totale est inférieure à 20 g/tonne (20 ppm). Pour le verre plat, la proportion totale d'impuretés non ferreuses doit être inférieure à 0,5 g/tonne (0,5 ppm). Les limites de contamination pour les applications secondaires qui ne nécessitent pas de refusion telles que les appareils sanitaires en céramique et les fondants pour la fabrication de briques sont encore moins strictes. La distribution du calcin récupéré à de telles applications secondaires « en boucle ouverte » s'est avérée produire des avantages environnementaux nettement inférieurs (Enviros Consulting Ltd 2003).

1.4 Efforts pour décarboniser l'industrie du verre au Royaume-Uni

WSP Parson Brinkerhoff et GL (2015), Griffin et al. (2021) et British Glass (2021) - le principal organisme représentatif de l'industrie du verre au Royaume-Uni - ont publié des feuilles de route de l'industrie pour que le secteur du verre atteigne la neutralité carbone d'ici 2050 en réponse à l'engagement du Royaume-Uni envers Net Zero (HM Government 2021). Les stratégies clés pour réduire les émissions associées à la production de verre d'ici 2050 proposées dans ces études comprennent : un apport alternatif de matières premières pour réduire les émissions de procédé grâce à une utilisation accrue du calcin ; l'utilisation de matières premières précalcinées et/ou de matières premières alternatives ; l'utilisation de sources de carburant alternatives pour réduire les émissions de combustion telles que l'oxycombustion, les biocarburants liquides, la fusion tout électrique, les fours hybrides et/ou l'hydrogène ; et les options de remédiation telles que l'utilisation et/ou le stockage du carbone (CCU/CCS) - voir l'annexe A1 (British Glass 2021). Zier et al. a présenté un examen complet des options de décarbonation dans le secteur du verre allemand en termes de potentiel de réduction de CO2 et de viabilité économique (Zier et al. 2021). Ils ont étudié les différentes options d'approvisionnement en énergie existantes et futures pour alimenter le four à verre et ont conclu que la fusion électrique et/ou la combustion d'hydrogène étaient les options les plus prometteuses pour réduire considérablement les émissions de combustion.

Alors que les émissions de combustion peuvent être considérablement réduites grâce au changement de combustible, les émissions de procédé restent intrinsèquement liées à la composition des matières premières des produits verriers. À moins qu'elles ne proviennent d'autres industries en tant que sous-produits, l'utilisation de matières premières calcinées ne ferait que déplacer les émissions de CO2 vers une autre étape de la chaîne de valeur de la fabrication du verre. On peut soutenir que le processus pourrait devenir plus inefficace en raison du chauffage des matériaux deux fois. Les options de remédiation des émissions, telles que les technologies CCU/CCS, en sont aux premiers stades de développement et n'ont pas encore fait leurs preuves pour une utilisation sur les fours à verre (Anderson et Peters 2016 ; Butnar et al. 2020 ; Griffin et al. 2021 ; The Royal Society 2021). S'appuyer sur le CCU/CCS ou sur l'utilisation de matières premières calcinées pour réduire les émissions de procédés risque donc de ne pas atteindre le résultat souhaité de réduction des émissions mondiales de GES à moyen terme.

L'augmentation du pourcentage de calcin utilisé aurait des avantages directs et clairs pour la réduction des émissions du procédé. Simultanément, il a le potentiel d'abaisser les températures de fonctionnement du four et donc de réduire la demande d'apport d'énergie provenant d'approvisionnements en combustibles alternatifs. Lors de la déclaration des stratégies de réduction des émissions, l'industrie du verre se réfère généralement aux émissions associées au traitement primaire et secondaire du verre, représentées par les étapes 2 à 4 sur la figure 1. Ces émissions sont souvent appelées émissions de portée 1 (GHG Protocol Initiative 2012 ). Les sources de carburant alternatives et les méthodes de combustion telles que l'oxycombustion, la combustion de l'hydrogène et la fusion tout électrique ont toutes leurs propres coûts énergétiques associés à l'approvisionnement en carburant.

Les émissions correspondantes associées à l'électricité achetée et à l'approvisionnement en carburant (scope 2–3) sont souvent appelées émissions Well-to-Tank (WTT) (GHG Protocol Initiative 2012). Dans le contexte plus large de la réduction des émissions mondiales, il est important de prendre en compte le coût environnemental de tous les processus tout au long de la chaîne de valeur du verre. En plus des émissions WTT, il est également essentiel de considérer les compromis environnementaux au stade de l'approvisionnement et de la transformation des matières premières (étape 1 sur la Fig. 1) pour les matières premières primaires par rapport au calcin. Cela permettra une évaluation transparente et complète de l'utilisation de matières premières et de sources de carburant alternatives comme moyen de décarboner le secteur du verre.

1.5 Applications en fin de vie des produits verriers

Le verre en tant que produit primaire, avant toute méthode de traitement secondaire, peut être recyclé sans perte de qualité. Les voies de récupération en fin de vie existantes pour les trois principaux marchés du verre au Royaume-Uni sont illustrées à la Fig. 3.

Les fabricants de verre plat (FG) utilisent généralement 10 à 25 % de calcin dans la nouvelle production de verre. La grande majorité de ce calcin est du calcin interne ou pré-consommation : on estime que la nouvelle production de verre plat au Royaume-Uni ne contient pas plus de 1 % de verre plat post-consommation. Les produits incorporant du verre plat intègrent souvent des revêtements, des frittes et des interfaces avec d'autres matériaux tels que des polymères adhésifs et des pièces métalliques (DeBrincat et Babic 2018). Le principal obstacle à l'augmentation des taux de recyclage post-consommation est la récupération efficace de calcin de verre plat exempt de contaminants, de qualité acceptable, à un coût raisonnable. Les seuils d'acceptabilité pour l'utilisation du calcin dans la production de verre plat neuf sont très élevés afin de minimiser les pertes de production, de garantir le respect des normes de produits applicables et de minimiser les défauts optiques notamment (JRC European Comission 2011).

L'industrie du verre d'emballage (CG) a fait des efforts considérables pour récupérer ses produits au-delà de leur première utilisation afin d'utiliser le calcin collecté dans une nouvelle production et par conséquent de réduire les déchets en décharge. Ceci a été réalisé grâce à un système bien établi de collecte par le biais de banques de bouteilles ou de collecte domestique de déchets recyclables mélangés. Le CG collecté est ensuite séparé dans une installation de récupération des matériaux, puis envoyé à un retraiteur où le calcin est trié et retraité à une qualité conforme aux spécifications du client. Des contrôles de qualité seront effectués pour s'assurer que le calcin répond aux spécifications souhaitées, ce qui peut inclure des contrôles sur : les limites maximales autorisées pour les métaux ferreux, les métaux non ferreux, les matières inorganiques et organiques ; taille du calcin ; teneur en humidité; et la qualité optique.

Le Royaume-Uni a atteint un taux de 76,5 % de verre d'emballage collecté pour recyclage en 2019, ce qui correspond à la moyenne européenne (British Glass 2020 ; FEVE 2018). Ainsi, en moyenne, les nouveaux produits CG contiennent généralement ~ 50 à 52 % de calcin post-consommation provenant de sources britanniques (Close the Glass Loop 2020 ; Lee et al. 2019). Le pourcentage de contenu recyclé varie entre les produits verriers en raison d'un déséquilibre important dans les proportions de verre clair, vert et ambré produit par rapport à ceux consommés au Royaume-Uni (McCoach et al. 2019 ; Valpak 2012).

Norman (2013) a détaillé les moteurs et les obstacles à l'amélioration de l'efficacité énergétique dans les sous-secteurs à forte intensité énergétique au sein de l'industrie britannique et a souligné la nécessité d'accroître les informations sur la consommation d'énergie et les motivations pour la réduire tout au long de la chaîne de valeur. Hartwell et al. (2021) ont réalisé une étude intersectorielle sur les obstacles et les motivations à la réalisation de l'économie circulaire dans la conception de systèmes de façade, y compris le verre architectural. Il a été constaté qu'une meilleure compréhension de la valeur environnementale de la réutilisation et du recyclage serait un levier clé pour influencer les décisions de conception qui tiennent mieux compte de la performance environnementale tout au long de la vie et/ou justifient les investissements financiers dans des chaînes d'approvisionnement de reprise efficaces.

Plusieurs études ont mis en évidence les défis liés à l'incorporation de calcin post-consommation dans la nouvelle production de FG et ont appelé à de meilleures pratiques de collecte et de tri (DeBrincat et Babic 2018 ; Edgar et al. 2008 ; Leong et Hurley 2004 ; WSP Parson Brinkerhoff et GL 2015). Les opportunités en référence à : l'ensemble de la chaîne de valeur du secteur du verre ; influence des méthodes de transformation secondaire ; calcin disponible au Royaume-Uni ; voies alternatives de rétablissement; et les économies d'énergie et d'émissions qui en résultent dans le secteur du verre, n'ont pas encore été évaluées. À cette fin, cette étude vise à évaluer l'impact environnemental de l'utilisation de calcin de verre plat post-consommation dans la nouvelle production de verre, sur la base des flux de ressources existants et de scénarios alternatifs pour la gestion de la fin de vie.

1.6 Flux de ressources pour le verre plat

Il est bien connu qu'il existe une demande croissante de calcin des secteurs FG, CG et GW. La disponibilité de calcin « prêt pour le four » est une condition préalable essentielle pour accroître l'utilisation de calcin dans la nouvelle production de verre. Les connaissances existantes sur la disponibilité brute du calcin de verre plat au Royaume-Uni et son aptitude à des applications secondaires sont limitées. Un autre facteur clé qui reste flou est les coûts énergétiques réels et/ou les économies liées aux chutes de verre produites en tant que déchets de fabrication internes et/ou en aval qui sont ensuite utilisées comme calcin dans une nouvelle production. Cullen et Allwood ont produit des cartes informatives de la production mondiale d'acier et d'aluminium, basées sur les chiffres de tonnage en masse, des matières premières à la fin de vie, identifiant ainsi les pertes de rendement évitables et fournissant des suggestions pour des stratégies d'efficacité des matériaux pertinentes (Cullen et al. 2012 ; Cullen et Allwood 2013). Coenrad et al. a produit une carte similaire pour les marchés du verre plat et du verre plat en masse, qui fournit un aperçu utile des chiffres de la production mondiale (Westbroek et al. 2021).

L'utilisation du verre récupéré dans tous les sous-secteurs n'a toutefois pas été prise en compte. En outre, la segmentation du secteur du verre plat par type de produit ; apports énergétiques pertinents ; et les émissions correspondantes ont été exclues. Souviron et Khan (2021) ont évalué l'empreinte environnementale du secteur du verre plat architectural en Belgique, en France et dans l'UE. Ils fournissent une vue d'ensemble utile sur : les flux de tonnage de matières premières ; mix énergétique ; énergie-; et l'intensité en CO2 par rapport aux émissions de portée 1 dans le seul secteur FG au cours des 75 dernières années dans ces régions.

1.7 Objectif de cette étude

Cette étude examine les voies de récupération en fin de vie existantes et potentielles pour le verre plat au Royaume-Uni et le potentiel de réduction des émissions de CO2 associé à l'utilisation accrue de calcin en :

2.1 Assemblage des figures de masse

Les chiffres de la production de verre et les distributions par type de produit au Royaume-Uni ont été rassemblés à partir d'une revue de la littérature et ensuite inspectés avec les données de production annuelle de (ONS 2021) couvertes par l'enquête Eurostat ProdCom qui recueille auprès d'un échantillon d'environ 21 500 entreprises, couvrant 240 sous-secteurs de les secteurs des mines, des carrières et de l'industrie manufacturière. Certaines sorties de produits dans la base de données ProdCom sont mesurées en unités catégorielles plutôt qu'en unités de masse, ce qui les rend utiles uniquement comme guide aux côtés des autres références de support. Les références des chiffres de production de verre provenant de cette étude sont résumées dans le tableau 1. Les tonnages annuels sont indiqués par rapport à l'utilisation finale, c'est-à-dire que le tonnage de la nouvelle production de verre est appelé "flux entrant" et le tonnage de verre en fin de vie généré. par an est désigné par "sortie". Les chiffres de production ont été rassemblés à partir d'une analyse documentaire approfondie et de communications directes avec la chaîne de valeur du verre.

Tableau 1 Sources de données pour la production de verre au Royaume-Uni et les chiffres de collecte de verre au Royaume-Uni -Tableau pleine grandeur

Les données rassemblées dans le tableau 1 ont été tracées dans un diagramme de Sankey (Fig. 5) en Python à l'aide du code Plotly disponible gratuitement (Plotly Technologies Ltd. 2015). Les nœuds indiqués sur le diagramme de Sankey représentent un produit ou une étape de transformation. Les largeurs des flèches orientées entre les nœuds sont proportionnelles aux flux massiques entre chaque produit et/ou étape de traitement. Les flux sortants (de gauche à droite) indiquent la demande en matières premières primaires ; distribution successive des préparations commerciales au sein de leurs sous-secteurs pertinents ; et la voie de récupération/d'élimination ultérieure au-delà de la première application. Les flux de retour (de droite à gauche) représentent la quantité de matière qui est récupérée et utilisée dans une nouvelle production pour une application secondaire.

2.2 Bilan énergétique de la production de verre plat aux applications secondaires

2.2.1 Demande principale

Un diagramme de flux d'énergie a été construit pour attirer l'attention sur les entrées et les sorties d'énergie associées à la production de 1 kg de sortie de verre plat dans une application principale (vitrage architectural ou automobile). L'énergie associée à 1 kg de production de verre plat est calculée sur la base d'une répartition des produits FG primaires. La distribution des produits FG primaires a été estimée sur la base des productions manufacturières typiques dans l'UE (Kellenberger et al. 2007 ; Maria et al. 2013) et est illustrée à la Fig. 4.

2.2.2 Scénarios de récupération d'applications secondaires

Les trois scénarios de récupération alternatifs illustrés à la Fig. 4 ont été construits pour comparer et évaluer les effets de la réorientation du verre plat en fin de vie vers de nouveaux produits dans des proportions variables, notamment : le verre plat non revêtu (UFG) ; verre d'emballage (CG); laine de verre (GW); produits d'agrégats de qualité inférieure (AGG); et/ou décharge (LA). Les distributions proportionnelles du produit récupéré à l'application secondaire sont illustrées dans la Fig. 4 et détaillées dans le Tableau 2. Le scénario 1 est représentatif des flux de verre plat existants en fin de vie. Les scénarios 2 et 3 ont été construits pour représenter le cas où des améliorations aux infrastructures de collecte existantes permettent de retraiter des proportions plus élevées de verre plat en fin de vie et de les utiliser dans de nouveaux produits verriers. La consommation d'énergie et les économies associées à l'utilisation de verre plat en fin de vie (c'est-à-dire le calcin de verre plat post-consommation) dans les trois scénarios de récupération alternatifs ont ensuite été évaluées.

Tableau 2 Destination du produit pour 1 kg de verre plat sortant collecté en fin de vie dans les trois scénarios de valorisation construits -Tableau pleine grandeur

2.2.3 Entrées d'énergie

Les apports énergétiques et les émissions correspondantes associées aux étapes 1 et 4, illustrées à la Fig. 1, ont été rassemblées à partir des déclarations environnementales de produits existantes et de la base de données EcoInvent (Wernet et al. 2016). Les données pour les étapes de production 2 à 3 ont été collectées auprès de (Schmitz et al. 2011) qui a mené une analyse approfondie de la consommation d'énergie et des émissions de CO2 de 450 installations de verre européennes sur la base des données de l'EU ETS pour la période 2005–2007. Des facteurs de conversion spécifiques à la source de carburant du gouvernement britannique (BEIS 2020) ont été appliqués pour tenir compte de l'énergie associée à l'approvisionnement en carburant (c'est-à-dire pour convertir l'énergie totale fournie en énergie primaire - voir l'annexe A2). La littérature existante fournit des données sur l'énergie grise et le carbone grisé des produits en verre avec une gamme de contenus recyclés (RC). Lorsque les données pour 0 % de RC n'étaient pas disponibles, les chiffres d'énergie grise et de carbone grisé du tableau 3 ont été mis à l'échelle en fonction des économies d'énergie et d'émissions équivalentes (Beerkens et al. 2011) qui résultent des étapes 1 et 2 de l'utilisation de calcin dans de nouvelles production pour UFG, CG et GW.

Tableau 3 Répartition des apports énergétiques et du carbone incorporé équivalent pour les principales étapes de transformation du verre plat, du verre d'emballage, de la laine de verre et des granulats -Tableau pleine grandeur

La composition des matières premières pour FG et CG est similaire. Pour GW, la composition est légèrement différente (Kellenberger et al. 2007 ; Zier et al. 2021). Aux fins de cette étude, l'énergie associée à l'approvisionnement et au transport des matières premières primaires pour chaque produit verrier a été considérée comme équivalente à 4,05 MJ/kg de verre fondu et 0,32 kgCO2-eq/kg de verre fondu. Ces chiffres sont tirés d'une déclaration environnementale de produit de verre plat qui a déclaré 0% RC (Guardian Europe 2012).

Une étape intermédiaire de retraitement est nécessaire pour produire du calcin d'une qualité acceptable pour les nouveaux produits UFG, CG et GW. Cela nécessite un apport d'énergie supplémentaire et une perte d'énergie non récupérable équivalente. Les chiffres de l'énergie grise et du carbone pour l'approvisionnement en calcin sont tirés de Beerkens et al. et la base de données EcoInvent (Beerkens et al. 2011 ; Wernet et al. 2016). Le chiffre de l'énergie intrinsèque correspond bien à l'énergie associée à la production équivalente de calcin traité dans une installation de récupération de matériaux, où des activités de traitement similaires ont lieu (Denison 1996). Une estimation du transport du calcin du point d'utilisation vers le retraiteur ou le marché des agrégats a été prise à 800 km et 100 km respectivement, sur la base des emplacements des sites de fabrication et de retraitement existants au Royaume-Uni. Les chiffres équivalents d'énergie grise et de carbone gris pour le transport ont été calculés sur la base des chiffres de déclaration des gaz à effet de serre au Royaume-Uni (GOV.UK 2021). L'utilisation directe du verre dans la production de granulats ne nécessite généralement pas d'étape de retraitement. Les calculs pertinents pour les apports énergétiques associés à chaque étape de production sont détaillés à l'annexe A2.

Le tableau 3 met en évidence la différence d'intensité énergétique entre les produits en verre plat non revêtu et les produits en laine de verre. La production du produit final en laine de verre est plus énergivore en raison du processus supplémentaire de fibrage et de durcissement requis pour les produits en laine de verre (IMPEL 2012 ; Maria et al. 2013). Les processus secondaires peuvent augmenter considérablement l'énergie intrinsèque du verre plat non revêtu. Il a été constaté que les processus de revêtement, de laminage et de trempe ajoutent un apport énergétique supplémentaire équivalent à 10 %, 49 % et 49 % de l'énergie intrinsèque du verre plat non revêtu, respectivement (Guardian Europe 2021 ; Guardian Europe 2012).

2.2.4 Énergie récupérable

Les économies d'énergie et d'émissions résultant de l'utilisation du calcin dans la nouvelle production de verre plat découlent des étapes d'approvisionnement en matières premières et de fusion du verre. Sur la base des chiffres présentés dans le tableau 3 et détaillés à l'annexe A3, le remplacement de 100 % de matières premières primaires par 100 % de calcin post-consommation entraînerait une économie d'énergie totale de 27 % et une réduction totale des émissions de 41 % grâce à l'approvisionnement en matières premières. jusqu'à la production en produit final en verre plat non revêtu. Ces valeurs sont considérées comme l'énergie maximale disponible pour la récupération, MRE, et le potentiel maximal d'économie d'émissions, MESP. Toutes les autres entrées d'énergie, y compris celles nécessaires pour fournir des méthodes de traitement supplémentaires pour la production de verre plat telles que le revêtement, le laminage, la trempe et la fabrication dans un vitrage et/ou une unité automobile, sont évaluées comme des pertes d'énergie qui ne sont pas récupérables par le recyclage.

Après une utilisation principale dans les vitrages architecturaux ou les produits automobiles, le verre peut être transféré dans une décharge ou dans l'une des quatre applications secondaires : nouveau verre plat non revêtu (FG), verre d'emballage (CG), laine de verre (GW) ou agrégat (AGG). Dans le cas de l'enfouissement, 0% des EMR sont valorisés. Pour les applications secondaires, l'énergie peut être récupérée à divers degrés, en fonction de l'énergie récupérée équivalente, RE, obtenue à partir de l'utilisation du calcin dans cette application secondaire.

2.2.5 Rendements de production

Le rendement de production représente le pourcentage de verre non défectueux qui passe à l'étape suivante de la production de verre. Les cinq scénarios construits dans cette étude évalueront deux taux de rendement potentiels qui sont présentés dans le tableau 4. Les scénarios 1A, 2A et 3A considèrent un rendement représentatif de la pratique actuelle pour la fabrication de verre plat sur la base d'estimations issues des communications avec les fabricants de verre. Les scénarios 1B, 2B et 3B adoptent une estimation plus ambitieuse des taux de rendement.

Tableau 4 Destination des rendements et des pertes de rendement pour chaque étape de traitement de la production de verre plat -Tableau pleine grandeur

2.2.6 Flux d'énergie de l'application primaire à l'application secondaire

Les flux d'énergie correspondants, basés sur la distribution massique du produit verrier depuis la matière première jusqu'à l'application primaire et secondaire ultérieure, ont été tracés sur des diagrammes de Sankey (Fig. 6 et 7) pour fournir une visualisation des pertes d'énergie associées à la production, et équivalent économies résultant du recyclage du calcin après sa première application. À partir de là, il est possible d'évaluer : les pertes d'énergie primaire de la production de verre plat non revêtu et des méthodes de traitement ultérieures ; les pertes d'énergie secondaire dues à la production de produits d'application secondaire ; énergie totale récupérée (TRE) ; et l'énergie totale non récupérée (TNRE). Un résumé des calculs utilisés pour évaluer ces facteurs se trouve à l'annexe A3.

2.3 Potentiel d'économies d'énergie et d'émissions

Le marché du verre plat a connu une croissance constante au cours des 20 dernières années. Une sortie de 600 kt et 200 kt de verre plat en 2021 (l'année de référence pour l'analyse) a été considérée comme une estimation haute et basse basée sur les taux de production annuels de l'année 1996 et une durée de vie de 25 ans d'un vitrage automobile et croissance soutenue du marché du verre automobile (Hestin et al. 2016 ; Kellenberger et al. 2007 ; Maria et al. 2013). Ces deux chiffres ont été utilisés pour fournir un indicateur du potentiel de réduction d'énergie et d'émissions équivalent qui pourrait être atteint en incorporant du verre plat post-consommation dans la production de nouveaux produits verriers.

3.1 Carte des flux de production de verre au Royaume-Uni et des émissions de CO2 associées

La production de verre consomme des quantités importantes de ressources naturelles. Les flux massiques de production de verre depuis les ressources naturelles jusqu'à l'application primaire et la récupération dans l'application secondaire sont illustrés à la Fig. 5.

Les flux massiques représentés sur la Fig. 5 sont basés sur les flux de ressources entrants et sortants associés à la production totale de produits finis sur chaque marché du verre (verre plat, verre d'emballage, laine de verre et autres produits verriers) en 2019. Le tonnage total produit de produit fini sur chaque marché est détaillée dans le tableau 5.

Tableau 5 Tonnage total et émissions de CO2 associés à chaque sous-secteur du verre, de la matière première à l'application primaire -Tableau pleine grandeur

En raison de la nature de la composition des matières premières, chaque produit verrier produit des émissions de CO2 via la décomposition thermique des matières premières carbonatées. Le pourcentage de déchets sous-produits sous forme d'émissions de CO2, également appelés émissions de procédé dans le tableau 5, est inversement proportionnel au pourcentage d'utilisation de calcin dans les matières premières du lot.

3.2 Bilan énergétique de la production de verre plat

Les figures 6 et 7 ont été tracées pour fournir une visualisation du bilan énergétique des scénarios de récupération 1 et 2 sur la base du même rendement de production conservateur (A) détaillé dans le tableau 4.

Le tableau 6 détaille les apports d'énergie, les pertes d'énergie associées, l'énergie récupérée (ER) et l'énergie non récupérée (ENR) pour les cinq scénarios présentés introduits dans la Sect. 2.2.

Tableau 6 Apport d'énergie et flux équivalents d'énergie valorisable et non valorisable pour 1 kg de produit primaire en référence aux 5 scénarios pré-construits -Tableau pleine grandeur

3.3 Réduction des émissions du secteur du verre

Le tableau 7 présente le potentiel d'économie d'émissions de chaque scénario de récupération, où chaque scénario de récupération est représentatif d'une distribution spécifiée de la production primaire dans l'application secondaire (voir Fig. 4 et Tableau 4). Les économies d'émissions annuelles totales pour chaque scénario de récupération ont été calculées en se référant au tonnage annuel de référence des produits verriers répertorié dans le tableau 5. Le scénario de rendement ambitieux donne une réduction de 2,7 % des émissions annuelles totales par rapport au scénario de rendement conservateur. Les économies d'émissions équivalentes présentées dans le tableau 7 ont été calculées en référence à (i) la référence de rendement conservatrice pour la production de FG (ii) la référence de rendement aspirationnelle pour la production de FG.

Tableau 7 Potentiel d'économie d'émissions équivalent des scénarios de récupération alternatifs sur la base des sorties annuelles estimées de verre plat -Tableau pleine grandeur

4.1 Voies de fin de vie existantes

Le flux de ressources présenté à la Fig. 5 fournit une visualisation claire des voies de valorisation existantes pour les produits verriers en fin de vie et de la mesure dans laquelle chaque marché du verre tire parti de l'utilisation du calcin recyclé dans les processus de production de verre concernés. . Plusieurs facteurs externes ont conduit à une augmentation significative des pourcentages de calcin post-consommation utilisés dans la nouvelle production de CG au cours des 25 dernières années. L'introduction d'un régime de responsabilité élargie des producteurs (REP) en 1997 a mobilisé d'importants investissements dans des mécanismes efficaces de collecte du verre d'emballage, y compris la collecte en bordure de rue et la collecte des bouteilles.

Grâce à ces programmes, 76,5 % du verre d'emballage est désormais collecté pour être recyclé au Royaume-Uni (British Glass 2020). Les progrès technologiques dans les installations de récupération des matériaux ont permis le tri efficace des déchets ménagers mixtes pour obtenir du calcin de verre d'emballage qui peut ensuite être retraité à une qualité acceptable pour le marché du GC. Le marché du CG utilise ainsi environ 55 % de calcin post-consommation dans la nouvelle production, ce qui se situe dans la moyenne des verriers européens (FEVE 2018).

Par conséquent, il y a une demande réduite de ressources en matières premières primaires, qui, dans le cas du GC, peuvent contribuer jusqu'à 28 % de l'apport énergétique (voir tableau 3). Cependant, il existe un déséquilibre important entre les types de CG produits et les types de verre consommés puis collectés au Royaume-Uni (Edgar et al. 2008 ; Lee et al. 2019). La production britannique de CG clair est plus du double de celle du verre d'emballage vert ou ambré (Edgar et al. 2008 ; WRAP 2008a ; WSP Parson Brinkerhoff et GL 2015). Le calcin collecté à partir de la collecte verte ou ambrée ne peut pas être réintroduit dans la production de verre d'emballage clair et est souvent exporté vers des marchés extérieurs (Beerkens et al. 2011 ; JRC European Comission 2011).

Le marché du verre plat représentait environ 23 % de la production de verre au Royaume-Uni en 2019. Les estimations des retraiteurs au Royaume-Uni suggèrent qu'environ 80 à 100 kt de verre plat sont collectés séparément des autres déchets par an pour être recyclés (Potters Ballotini Ltd. Reprocessors, communication téléphonique, 7 décembre 2020 ; Potters Ballotini Ltd. Reprocessors, communication par e-mail, 30 juin 2022 ; URM Ltd. Reprocessors, communication téléphonique, 29 novembre 2021). Malgré sa recyclabilité, le verre de construction en fin de vie est rarement recyclé dans de nouveaux produits en verre plat (voir Figure 5). Comme alternative, le verre plat post-consommation collecté et trié est retraité pour d'autres applications.

Le calcin retraité qui répond à une qualité acceptable est renvoyé sur le marché du verre d'emballage, où les critères d'acceptabilité sont moins stricts que sur le marché du verre plat (JRC Commission européenne 2011). Le calcin qui ne répond pas aux exigences de qualité est vendu sur des marchés alternatifs, comme le marché des granulats ou des billes de verre. Des communications privées avec des entreprises de retraitement du verre au Royaume-Uni et aux Pays-Bas ont révélé la capacité existante de retraiter facilement le verre plat post-consommation pour les marchés du verre d'emballage et de la laine de verre (Shark Solutions 2022) (URM Ltd. Reprocessors, communication téléphonique, 29 novembre 2021 ; Maltha Glasrecycling Nederland BV, communication par e-mail, 31 décembre 2021).

Certains fabricants de FG ont plus récemment développé des partenariats avec des installateurs locaux de vitrages isolants pour récupérer les FG post-consommation à utiliser comme calcin dans la nouvelle production de FG (Saint Gobain 2020 ; Morley Glass & Glazing 2019). Le verre plat qui n'est pas trié des autres matériaux de construction sur le site d'utilisation est soit recyclé en le concassant avec d'autres matériaux de construction inertes pour être utilisé dans la production de granulats/noyau dur sur site, soit envoyé à la décharge. L'enfouissement est faisable en raison des propriétés inertes du verre : le verre est éligible au taux inférieur de la taxe d'enfouissement britannique (3,15 £/tonne au lieu de 98,60 £/tonne). Par conséquent, les coûts d'élimination du verre plat sont souvent moins chers que le coût de la collecte et du traitement séparés du verre plat pour le rendre apte au recyclage.

La demande de fibres de verre pour la production de laine de verre a augmenté au cours des 20 dernières années. Cela s'explique en grande partie par une demande accrue de produits d'isolation qui répondent aux objectifs de performance énergétique des bâtiments. La production de laine de verre incorpore généralement jusqu'à 55 % de calcin pré et post-consommation dans la nouvelle production. Le calcin destiné à être utilisé dans la production de laine de verre doit également répondre à des critères d'acceptabilité stricts, quoique moins stricts que le marché du verre plat (JRC Commission européenne 2011). Ainsi, une grande partie du calcin utilisé dans la production de laine de verre est du calcin interne et du calcin pré-consommation retraité du secteur du verre plat (Knauf Insulation 2021).

4.2 Bilan énergétique et potentiel de réduction des émissions

4.2.1 L'effet des pertes de rendement

Le calcin résultant des pertes de rendement dans les différentes étapes de la production de verre est incorporé dans la nouvelle production de verre en tant que calcin interne et/ou pré-consommation. Ces pertes de rendement sont soit renvoyées directement à l'étape de fusion du verre, soit, comme c'est le cas pour une petite marge des chutes du procédé de fabrication du verre plat, elles sont d'abord retraitées avant de retourner sur le marché du verre plat ou de la laine de verre.

Un aperçu utile tiré des Fig. 6 et 7 et du Tableau 6 est que pour la même unité de production finale, l'utilisation de calcin pré-consommation dans la nouvelle production ne réduit pas nécessairement la demande de matières premières primaires provenant des ressources naturelles. En fait, cela augmente l'énergie totale et les émissions par unité de production, où l'unité de production est un produit qui remplit une application principale. Les rendements alternatifs présentés comme conservateurs (A) et aspirationnels (B) dans le tableau 6 en fournissent une preuve supplémentaire. Sur la base du scénario de rendement prudent (A), la production de 1 kg de verre plat (dans les applications de vitrage et automobiles) équivaut à une consommation d'énergie de 25,9 MJ/kg de sortie et de 1,76 kgCO₂-eq/kg de sortie, soit 9,2 % et 8,0 % plus élevé, respectivement, que le scénario de rendement ambitieux (B) où la même distribution de produits verriers avec des rendements plus élevés (c'est-à-dire des niveaux inférieurs de génération de déchets de fabrication) est prise en compte. Cette marge peut encore augmenter si l'on tient compte des coûts énergétiques associés au transport de retour du calcin pré-consommation vers les fabricants de verre.

La sensibilité des économies d'énergie aux changements de rendement souligne l'importance de tenir compte des pertes de rendement potentielles lors de l'évaluation des avantages de l'utilisation de plus grandes proportions de verre recyclé post-consommation (Beerkens et al. 2011). Si des proportions plus élevées de calcin post-consommation conduisent à un rendement réduit, les économies d'énergie associées peuvent être diminuées. Les taux de rendement devraient donc continuer à être optimisés dans le but de réduire l'apport d'énergie et d'accroître l'efficacité des ressources tout au long de la chaîne de valeur du verre.

4.2.2 Utilisation de calcin de verre plat post-consommation dans des applications secondaires

L'utilisation de calcin dans une nouvelle production est depuis longtemps reconnue comme avantageuse en termes de réduction de l'apport d'énergie et des émissions de processus et de combustion correspondantes. L'infrastructure de collecte existante pour le verre plat en fin de vie est sous-établie, ce qui signifie que ces avantages sont souvent laissés inexploités : une grande partie du verre plat finit sous forme de granulats ou en décharge. Le bilan énergétique associé à la voie de valorisation typique existante pour le verre plat a été démontré à travers le scénario 1A (voir Fig. 4 et Tableau 6 pour la distribution des applications secondaires). Il a été constaté que 0,4 % de l'énergie utilisée dans la nouvelle production est récupérée grâce à la réutilisation des déchets de verre dans le scénario 1A, où 74 % du verre collecté finit sous forme de produit agrégé.

L'énergie associée au transport et au retraitement du calcin collecté s'est avérée non négligeable. Les résultats présentés dans les tableaux 6 et 7 sont basés sur un apport énergétique total de 2,66 MJ/kg de groisil et de 0,17 kg de CO₂/kg de groisil, en référence à une distance totale de transport de 800 km et une estimation des méthodes de retraitement pour fournir du calcin. d'une qualité appropriée pour FG, GW ou CG basée sur Beerkens et al. (2011), Denison (1996) et GOV.UK (2021). Ces chiffres restent inférieurs à l'énergie et aux émissions associées à l'approvisionnement et au transport des matières premières primaires qui se sont avérées être de 4,05 MJ/kg et 0,316 kg CO₂-eq/kg, respectivement, où la production de carbonate de sodium s'avère être le principal contributeur.

Le scénario 2A fournit un exemple des avantages associés à des pratiques de collecte améliorées qui permettent de transformer un pourcentage plus élevé de verre plat en calcin adapté à d'autres marchés du verre. Grâce à l'amélioration de la collecte et de la distribution sur les marchés du verre à forte valeur ajoutée, le pourcentage d'énergie récupérable disponible passe de 0,4 % (S1A—11 % de verre collecté retraité en calcin prêt à fourner) à 14,2 % (S2A—90 % de verre collecté retraité en calcin -calcin prêt). Ce chiffre est comparable à la littérature disponible. Par exemple, une étude a évalué les implications énergétiques du recyclage des contenants de verre aux États-Unis, y compris les distances de transport, et a calculé que la consommation totale d'énergie primaire diminue à mesure que le pourcentage de verre recyclé augmente d'une économie maximale de 13 % (Gaines et al. 1994). Les méthodes alternatives de transport et les distances de transport pour le verre collecté resteront un facteur clé à surveiller afin d'évaluer les sensibilités dans les économies d'énergie et d'émissions calculées. Des recherches supplémentaires sur les emplacements des installations de retraitement, des sites de collecte et des installations de fabrication de verre au Royaume-Uni, ainsi que sur leurs capacités de production et leurs rendements de retraitement seraient utiles.

Les scénarios 2A et 2B envisagent des voies de récupération en fin de vie qui diffèrent des scénarios 1A et 1B. Dans les scénarios 2A et 2B, 30 % du verre plat collecté est siphonné vers le marché du CG. Le reste est distribué à FG, GW et AGG à 30 %, 30 % et 10 %, respectivement. Le scénario 3B considère une situation où 90% du calcin collecté est siphonné vers FG et 10% vers AGG. Les scénarios 2B et 3B se traduisent par un pourcentage d'énergie récupérée de 15,5 % et 16,4 %, respectivement. La différence marginale souligne que l'utilisation des FG collectés sur des marchés alternatifs où les exigences en matière de qualité du calcin sont moins strictes pourrait encore contribuer de manière significative à réduire la demande énergétique du secteur du verre dans son ensemble.

Le marché du verre plat devrait croître en raison de la volonté continue de rénover les constructions existantes afin d'atteindre de nouveaux objectifs de performance énergétique : il est prévu que 44 % du stock de verre existant dans l'UE soit du simple vitrage (Glass for Europe 2018). La figure 5 fournit un exemple représentatif des pratiques de collecte existantes pour le verre plat sur la base d'un débit sortant estimé à 485 kt. Cette estimation a été considérée comme raisonnable, sur la base du chiffre de production de verre plat de 1996 de 690 kt au Royaume-Uni (Kellenberger et al. 2007 ; Maria et al. 2013) et étant donné que (Kellenberger et al. 2007) ont estimé que les IGU représentent entre 40 –50 % du marché du vitrage architectural en masse avec une durée de vie attendue typique d'un vitrage isolant (IGU) de 25 à 30 ans.

Le débit sortant estimé de 485 kt indiqué sur la Fig. 5 s'aligne donc également dans une certaine mesure avec la prévision de débit sortant de 215 kt pour l'année 2025 évaluée par (Hestin et al. 2016) où ils ont utilisé une méthode descendante pour estimer le stock de verre basé sur la masse typique des vitrages isolants (IGU) seuls, c'est-à-dire où cela pourrait être considéré comme 40 à 50 % du marché total du verre architectural. Dans le tableau 7, deux estimations alternatives ont été envisagées pour les sorties de stock de verre plat par an, sur la base des chiffres de production de verre plat en 1996 et du potentiel d'économie d'énergie et d'émissions de CO2 pour les différents scénarios construits dans cette étude. L'estimation basse du débit sortant à 200 kt entraînerait 1,9 % d'économies d'émissions de CO2 dans le secteur du verre et 5,5 % d'économies dans le seul secteur du verre plat pour le scénario 2A. Pour le même scénario, l'estimation de débit sortant haut de gamme de 600 kt entraînerait des économies d'émissions de 5,6 % dans le secteur du verre et de 16,5 % dans le seul secteur du verre plat. L'évolution vers un rendement de fabrication plus ambitieux (B) pourrait réduire les émissions de 1 à 2 % supplémentaires.

Une recherche ascendante du stock de verre existant est nécessaire pour formaliser les projections des sorties de verre. Les chiffres du tableau 1 sont basés sur les produits verriers finaux mis sur le marché. Il convient de noter que la production de verre automobile n'a pas lieu au Royaume-Uni : les produits en verre plat automobile sont importés pour être fabriqués dans leur application de produit final. Néanmoins, les produits verriers automobiles finis sont mis sur le marché et ont donc été pris en compte dans cette étude. Les valeurs exactes des entrées et des sorties de produits verriers provenant des importations et des exportations n'ont pas été incluses dans cette étude. Il a été constaté que les importations et les exportations de l'UE-27 représentaient 10 à 20 % de la production et de la consommation de verre plat du Royaume-Uni (Glass Alliance Europe 2021).

4.3 Obstacles à l'utilisation du calcin post-consommation

Les craintes entourant l'incorporation de calcin post-consommation dans la production de verre plat sont nées de préoccupations concernant la contamination par la vitrocéramique, les matières organiques et les métaux. L'incorporation de compositions de calcin inconnues et non contrôlées peut entraîner des pertes de production importantes et retarder la production de verre plat de plusieurs jours. Ces problèmes peuvent inclure : des perturbations de la fusion du verre par moussage ou un transfert de chaleur limité dans le verre fondu provoqué par une modification de la teneur en carbone du calcin entrant via des polymères ; l'accumulation d'inclusions céramiques qui ont un très faible taux de dissolution dans le bain de verre ; l'accumulation d'inclusions de sulfure de nickel formées en raison de la contamination de la fonte de verre par des flocons d'acier inoxydable ; réduction de la silice en inclusions de silicium en raison de l'effet réducteur des contaminants d'aluminium ; et/ou le forage vers le bas des magmas de métaux présents dans le calcin (Beerkens et al. 2011 ; IMPEL 2012).

De tels problèmes peuvent conduire à des difficultés de raffinage ; durée de vie réduite du four ; changements de couleur du produit ; résistance mécanique réduite due aux coefficients de dilatation thermique différents entre le verre et les inclusions ; fumées de contamination organique; et les émissions de matières particulaires résultant principalement de la volatilisation et de la condensation subséquente des matières volatiles du lot (Maria et al. 2013). Les effets des contaminants polymères sur la teneur en carbone altérée du verre fondu peuvent être atténués dans une certaine mesure en ajoutant du nitrate de sodium ou de potassium comme agent oxydant pour stabiliser l'état redox du verre (Beerkens 1999; Maria et al. 2013; Zier et al. 2021). Cependant, cela augmentera par conséquent les émissions d'oxyde d'azote (NOx) (Maria et al. 2013).

Pour éviter ces problèmes, une purification et un tri préalables du calcin post-consommation sont normalement nécessaires (Maria et al. 2013 ; Zier et al. 2021). Cela peut impliquer une série d'étapes de retraitement : les déchets de verre sont soumis à une série de techniques de séparation comprenant des aimants, des écrans, des cyclones, des séparateurs à courants de Foucault, des caméras et des équipements à rayons X, afin de trier et de classer la qualité du calcin retraité. Les méthodes de retraitement nécessaires et la qualité du calcin qui en résulte peuvent varier considérablement et dépendent fortement des processus secondaires qui ont été utilisés et de l'état au moment de la collecte. Par exemple, le verre trempé proprement collecté et exempt de matériaux d'interface peut être facilement retraité et recyclé en calcin « prêt pour le four ». Alternativement, le verre fritté en céramique est difficile à recycler en raison de la température de fusion élevée de la céramique conduisant à des inclusions de céramique dans le produit en verre final.

Les inquiétudes concernant la réintroduction du verre feuilleté directement dans le réservoir de verre flotté sont nées de l'intercalaire en polyvinylbutyral organique - qui peut représenter jusqu'à 7% en poids de la feuille de verre feuilleté - altérant l'état redox finement contrôlé du verre ( Beerkens et al. 2011 ; Beerkens 1999). Ainsi, le verre feuilleté nécessite des techniques de retraitement plus spécialisées pour séparer le verre de la couche intermédiaire polymère avant utilisation. Cela implique généralement de briser le verre à l'aide d'un rouleau ou d'une action mécanique similaire, suivi du retrait du verre (Fernández Acevedo et al. 2008 ; Tupy et al. 2014). Chaque étape de retraitement supplémentaire peut entraîner des coûts supplémentaires et des pertes de rendement. Les options d'applications secondaires alternatives incluent le verre mousse, les abrasifs de verre et les billes de verre, où les exigences de qualité sont moins strictes (Brusatin et al. 2004 ; JRC Commission européenne 2011 ; Kasper 2006 ; Lebullenger et Mear 2019). Cependant, il a été constaté que ces applications génèrent des économies environnementales nettement inférieures à celles des applications de verre à plus grande valeur (Enviros Consulting Ltd 2003 ; Hartwell et Overend 2019).

Une meilleure compréhension de la capacité à améliorer la collecte et le retraitement du verre post-consommation vers les principaux marchés du verre est essentielle. Alors que les niveaux actuels de calcin post-consommation restent relativement faibles sur tous les marchés du verre, il serait avantageux d'envisager de classer le calcin de verre plat post-consommation pour ensuite le distribuer sur les marchés concernés en fonction de sa qualité. Le rendement du retraitement associé à la génération de calcin « prêt pour le four » à partir de différents types de produits en verre plat nécessitera des recherches supplémentaires. Parallèlement, des méthodes techniques permettant d'augmenter l'efficacité du tri et du retraitement des produits en verre plat contenant des polymères/scellants adhérents contribueraient à augmenter les taux de rendement du calcin retraité.

Un approvisionnement constant et fiable de calcin retraité d'une qualité acceptable sera essentiel pour atténuer le risque associé à l'incorporation de contaminants dans la nouvelle production de verre, et par la suite faciliter la transition vers l'incorporation de pourcentages plus élevés de verre post-consommation. Il ressort clairement de la différence dans l'énergie totale requise par unité de production dans les scénarios de rendement conservateur (25,9 MJ/kg de production) et ambitieux (23,7 MJ/kg de production) mis en évidence dans le tableau 6, qu'une augmentation du calcin post-consommation ne doit pas se produire à au détriment des pertes de rendement accrues au stade de la fabrication du verre.

Outre les opportunités environnementales, les opportunités financières stimulées par les mécanismes du marché et/ou la législation externe resteront le principal moteur de l'adoption du recyclage des déchets de verre post-consommation. Deux facteurs clés doivent être évalués pour réaliser les opportunités de marché pour le calcin de verre plat post-consommation et assurer la compétitivité avec les matières premières primaires. Premièrement, le coût de la collecte, du retraitement et du transport devra être évalué en parallèle avec les coûts annulés pour la quantité équivalente de matières premières. Plusieurs sites de retraitement existent au Royaume-Uni et dans les pays européens voisins. Les coûts supplémentaires associés à la collecte et au transport vers les sites concernés nécessitent une enquête plus approfondie.

Le deuxième facteur crucial pour démontrer la faisabilité économique est les économies financières directes et indirectes qui découlent de la production de produits en verre qui utilisent des proportions plus élevées de calcin post-consommation. Les coûts énergétiques représentent une part importante des dépenses d'exploitation dans les industries à forte intensité énergétique au Royaume-Uni (Griffin et al. 2016). L'utilisation de calcin post-consommation d'une qualité acceptable réduira les coûts énergétiques directs en raison de la baisse des températures de fonctionnement du four. De même, les émissions annulées grâce à l'utilisation de calcin post-consommation ont le potentiel de réduire les coûts indirects encourus par les fabricants de verre via le système britannique d'échange d'émissions (ETS). Les conséquences financières des économies d'énergie et d'émissions nécessitent des recherches plus approfondies. Cela pourrait aider à orienter la politique britannique sur l'ETS, les taxes sur le carbone et les subventions/prêts nécessaires qui soutiennent l'infrastructure de reprise nécessaire (Norman 2013).

Dans le cas où les opportunités de marché pour le calcin n'ont pas été exploitées, des révisions de la législation externe (volontaires et/ou involontaires) seront nécessaires. L'organisation VlakGlas aux Pays-Bas facilite un régime de responsabilité élargie des producteurs (REP) pour les produits en verre plat (VlakGlas 2021). Les fabricants de vitrages isolants paient une redevance sur les produits finis qui prend en charge la mise à disposition d'un réseau de sites de collecte et la logistique de soutien. Le verre d'emballage britannique a mis en œuvre la législation sur les obligations de responsabilité des producteurs (déchets d'emballages) en 1997 (récemment mise à jour pour 2023) pour s'aligner sur la directive européenne sur les déchets d'emballages publiée en 1994. Les réglementations imposent aux producteurs et aux manutentionnaires d'emballages la responsabilité d'obtenir des mises à jour périodiques. objectifs de recyclage. Les taux de recyclage élevés dans l'industrie du verre d'emballage sont, en partie, le reflet du succès de ce programme.

L'efficacité de ces régimes dans le contexte du secteur du verre plat au Royaume-Uni nécessite une enquête plus approfondie. Une législation supplémentaire pour le traitement des déchets de verre en fin de vie nécessite également une attention particulière. Glass for Europe estime que les objectifs actuels en matière de déchets de construction présentés dans la directive-cadre sur les déchets de l'UE n'incitent pas suffisamment à recycler le verre, car le verre représente moins de 5 % des déchets de C&D (Parlement européen et Conseil 2008 ; Glass for Europe 2018). Ils suggèrent des objectifs spécifiques aux matériaux pour les déchets et/ou l'introduction de dispositions obligatoires pour démanteler et trier le verre des bâtiments. Les programmes de certification BREEAM basés au Royaume-Uni exigent que 95 % des matériaux de construction soient réutilisés sous une forme ou une autre. Il n'y a actuellement aucune spécification pour le type de réutilisation, par conséquent, l'utilisation du verre plat dans les produits agrégés recevrait le même crédit que l'utilisation dans des produits de plus grande valeur.

Les futures révisions de la législation et/ou des systèmes d'accréditation tels que BREEAM contribueraient à partager la responsabilité du recyclage à haute valeur ajoutée tout au long de la chaîne de valeur du verre. Une telle approche nécessiterait des audits au stade de la démolition ou de la rénovation pour détailler le type et les dimensions des produits verriers par exemple, feuilletés ou trempés. Ce processus pourrait être automatisé à l'avenir grâce à la mise en œuvre de passeports de matériaux dans les modèles BIM et/ou au suivi RFID (en tenant compte de la contamination potentielle des matériaux utilisés dans les étiquettes RFID), pour fournir des détails sur la composition du verre, les méthodes de traitement et la réutilisation/ potentiel de recyclage (Honic et al. 2021 ; Luscuere et al. 2019 ; Rose et Stegemann 2018).

La taxe sur les granulats est une taxe britannique sur l'exploitation des matières premières primaires. Par inadvertance, cela crée une attraction du côté de la demande du marché global du verre plat concassé. Le verre est également admissible au niveau inférieur de la taxe sur les décharges en raison de ses propriétés inertes. Une meilleure prise de conscience des coûts environnementaux et économiques des voies de récupération existantes pour le verre plat vers ces applications en fin de vie à faible valeur est nécessaire, afin de fournir des informations à l'appui des révisions de la politique. La politique doit être soigneusement étudiée de manière à ne pas réduire la compétitivité nationale ou à promouvoir le commerce international dans les régions où les processus de fabrication sont moins éconergétiques (Peters et al. 2011).

4.4 Itinéraires alternatifs pour minimiser l'apport d'énergie

Les économies d'émissions annuelles pour le scénario 3B présentées dans le tableau 7 montrent que même dans le cas où 90 % du verre plat est collecté et retraité à partir d'un débit annuel de 600 kt, les émissions associées à la production annuelle (950 kt) pourraient être réduites d'un maximum de 18,6 % lorsque toutes les étapes de production du verre (étapes 1 à 4) sont considérées (Fig. 2 et Tableau 3). Au-delà de l'utilisation de calcin post-consommation, d'autres économies d'énergie dépendront de : la source d'énergie ; type de four/technique de chauffage ; méthode de récupération de chaleur pour le traitement primaire ; et le choix des méthodes de traitement secondaire.

Les études existantes ont passé en revue la consommation d'énergie et les options de décarbonisation disponibles via le type de four et les sources de combustibles alternatives, notamment : la fusion oxy-combustible, les biocarburants, l'hydrogène, la fusion entièrement électrique et les fours hybrides (Griffin et al. 2021 ; Ireson et al. 2019 ; Maria et al. 2013 ; Zier et al. 2021). Il a été constaté que le type, l'âge, la capacité et le débit du four affectent considérablement l'efficacité énergétique du four à verre (Glass Technology Services Ltd 2004 ; Maria et al. 2013 ; Zier et al. 2021). Les sources de carburant alternatives ont la capacité de réduire la consommation d'énergie sur site pour la production de verre. Cependant, ils doivent être soigneusement pris en compte en termes de disponibilité, d'électricité nécessaire pour les générer (émissions de portée 2-3) et d'autres coûts/avantages environnementaux.

Une source de combustible qui économise de l'énergie sur le site, mais entraîne indirectement des émissions plus importantes en amont, peut ne pas être un choix favorable. Par exemple, l'électricité est utilisée pour la purification de l'oxygène à utiliser comme source de carburant. Il a été suggéré que les économies de CO₂ résultant de l'utilisation de fours oxycombustibles sont généralement faibles lorsque les émissions en amont sont prises en compte (Ireson et al. 2019), cependant, les émissions de NOx fortement réduites méritent d'être notées (Zier et al. 2021). Une meilleure prise en compte des émissions indirectes de CO₂ revêt une importance particulière dans le secteur industriel mondial, où les émissions des champs d'application 2 et 3 ont presque doublé entre 1995 et 2015 (Hertwich et Wood 2018).

Sur la base de la distribution existante des produits en verre plat, les pertes d'énergie d'application primaire (PAE) (résultant des méthodes de traitement primaires et secondaires) représentent 70 à 73 % de l'apport énergétique total pour 1 kg de verre plat dans son application principale (voir Fig. 6 et 7 et tableau 6). Les pertes d'énergie primaire peuvent être récupérées grâce à des méthodes de récupération de chaleur (Maria et al. 2013 ; Norman 2013 ; Zier et al. 2021) Environ un tiers de l'apport d'énergie à un four à gaz sort sous forme de chaleur perdue dans les gaz de combustion. British Glass (2021) souligne que la majorité des fours verriers au Royaume-Uni disposent de régénérateurs qui récupèrent la chaleur perdue qui est utilisée pour préchauffer l'air de combustion. Il a été proposé que cette chaleur perdue puisse être utilisée pour préchauffer les matières premières à l'aide d'un préchauffeur de lot et/ou de calcin, améliorant ainsi l'efficacité du processus de fusion (British Glass 2021).

Il a été constaté que les méthodes de traitement secondaire contribuaient jusqu'à 23 % à l'apport d'énergie d'origine sur la base de la distribution typique des produits en verre plat (voir le tableau 6) évalués dans cette étude. Cela est dû en grande partie aux processus de trempe et de laminage. La production de butyral de polyvinyle est un facteur important dans les coûts énergétiques relativement élevés du laminage. Ainsi, les options pour l'utilisation de couches intermédiaires plus minces ou de matériaux alternatifs doivent être étudiées. Le verre trempé implique des températures élevées inévitables pour le traitement. Une prise de conscience accrue du coût environnemental de la spécification des méthodes de traitement secondaire aiderait à garantir que les options de conception sont optimisées pour fournir une fonction suffisante avec un apport énergétique minimal.

Des options alternatives pour l'efficacité des matériaux, telles que la réutilisation directe du verre plat, pourraient réduire considérablement les pertes de PAE en évitant le recours à la refusion du calcin et aux méthodes de traitement secondaire à forte intensité énergétique. Cependant, comme démontré par Afolabi et al. (2016), Datsiou et Overend (2017), des défauts réduisant la résistance peuvent s'accumuler sur les surfaces de verre exposées pendant sa durée de vie. Par conséquent, la pertinence de la réutilisation en tant qu'option de récupération viable nécessite une enquête plus approfondie pour évaluer tout compromis potentiel en termes de performances et de méthodes de reconditionnement possibles. Les coûts énergétiques associés aux options de transport et de stockage pour la réutilisation doivent également être pris en considération.

4.5 Limites des données et portée

Aux fins de cette étude, certaines hypothèses ont été faites qui affecteront les économies d'énergie et d'émissions de CO₂ présentées. Lorsque les données énergétiques du Royaume-Uni n'étaient pas disponibles, les données utilisées pour calculer l'apport énergétique de référence et les émissions de CO₂-eq par an pour chaque secteur du verre sont basées sur un ensemble de données moyen pour la technologie des fours dans l'UE en 2005-2007 (Schmitz et al. 2011) . Les fours disponibles dans l'industrie du verre et dans chaque sous-secteur varient considérablement en termes de taille, de débit, de technique de fusion, de conception, d'âge, de matières premières utilisées et de techniques de réduction appliquées. Par exemple, une fournaise moins efficace pourrait générer des économies d'énergie plus importantes. Par conséquent, les valeurs absolues de l'énergie récupérée et des émissions calculées dans cette étude ne doivent pas être considérées comme exhaustives.

L'utilisation de calcin a été prise pour réduire la consommation d'énergie de 3 % pour chaque augmentation de 10 % de calcin sur la base de (Beerkens et al. 2011). En réalité, ce chiffre peut varier : Glass Technology Services Ltd (2004) a évalué l'utilisation du calcin dans les fours à conteneurs et a constaté une variation des économies d'énergie entre 2 et 4 % pour chaque augmentation de 10 % du calcin, en fonction de la taille du four, de l'âge, de l'humidité teneur et pourcentage total de calcin.

Cette étude fournit des informations sur l'influence des processus secondaires sur les étapes incorporées et de fin de vie du cycle de vie du produit en verre plat. Pour obtenir une vision plus globale des compromis entre les intrants énergétiques et l'application et la réutilisation du produit final, il sera nécessaire de prendre en compte d'autres étapes du cycle de vie telles que l'exploitation et l'utilisation, où leur déploiement peut réduire considérablement les coûts énergétiques opérationnels dans les bâtiments. , par exemple (Maria et al. 2013 ; O'neill et al. 2020 ; Rayment 1989).

Afin d'initier des investissements publics et/ou privés pour promouvoir des systèmes efficaces de collecte et de retraitement, il est essentiel de mieux comprendre les opportunités environnementales existantes d'une utilisation accrue du calcin dans la chaîne de valeur du verre. Cette étude visait à cartographier la chaîne d'approvisionnement du verre au Royaume-Uni, des ressources naturelles à la récupération et à l'élimination en fin de vie. Sur cette base, il a en outre cherché à comprendre le coût environnemental de la production et à évaluer la faisabilité d'améliorer les taux de collecte et de recyclage du verre plat comme moyen de réduire les émissions de GES du secteur du verre au Royaume-Uni. Par la suite, les principales influences législatives, technologiques, de la chaîne d'approvisionnement et économiques qui conduisent à la grande variation dans l'utilisation du calcin à la place des matières premières primaires entre les sous-secteurs du verre ont été examinées de manière critique.

Une distinction claire entre le calcin interne/pré-consommation et le calcin post-consommation est nécessaire lorsque l'on considère le contenu recyclé d'une unité de production de verre plat. L'utilisation de calcin post-consommation est le seul facteur susceptible de générer des économies d'énergie dans la nouvelle production de verre plat. Alors que l'utilisation de calcin interne ou pré-consommation réduit la quantité de déchets de fabrication à mettre en décharge, l'analyse des taux de rendement de production alternatifs (conservateurs et aspirationnels) fournit la preuve que la production de déchets internes/pré-consommation augmente l'apport énergétique total requis par production unitaire de produit verrier fini (voir tableau 6). L'apport d'énergie supplémentaire attribué à la production de déchets internes et de pré-consommation, c'est-à-dire le verre qui ne passe pas une période de temps d'utilisation, doit donc être inclus dans le reporting de l'énergie totale par unité de production de produit verrier fini.

L'utilisation de calcin post-consommation dans la nouvelle production de verre est la seule option disponible sur le plan technologique pour réduire les émissions du procédé. D'autres options pour réduire les émissions de procédés telles que l'utilisation de matières premières alternatives ou les technologies d'élimination du dioxyde de carbone (CDR) en sont à leurs premiers stades de développement. Les fabricants de verre d'emballage utilisent des pourcentages relativement élevés de calcin post-consommation dans leur nouvelle production, en raison des régimes de responsabilité élargie des producteurs établis de longue date et de l'infrastructure de collecte et des processus de tri. La collecte des produits verriers plats en vue de leur recyclage en fin de vie est estimée à un taux de 10 % de la nouvelle production de verre plat.

À l'exception de quelques initiatives à petite échelle, le verre plat collecté est rarement remis sur le marché du verre plat. Ainsi, les fabricants de verre fonctionnent généralement à < 1 % de calcin post-consommation. L'une des principales limites à l'incorporation de pourcentages plus élevés de verre plat post-consommation dans une nouvelle production est le critère d'acceptabilité rigoureux du calcin qui existe pour éviter les pertes de rendement. Compte tenu du déséquilibre connu dans les types de CG produits et consommés au Royaume-Uni, les résultats de cette étude soulignent que l'option d'incorporer du verre plat collecté dans des produits en verre d'emballage pourrait générer des économies d'énergie importantes soutenues par la demande du marché. Dans cette étude, il a été constaté que des économies d'émissions de CO2 de 5,6 % (30 % pour FG, 30 % pour GW, 30 % pour CG, 10 % pour AGG) et 5,8 % (90 % pour FG, 10 % pour AGG) pourraient être atteint sur l'ensemble de la filière verrière, soit 16,5 % et 17,3 % sur l'ensemble de la filière verre plat, grâce à la seule valorisation améliorée du verre plat.

Ces chiffres sont basés sur un débit estimé haut de gamme de 600 kt de verre plat collecté. Il attire l'attention sur le fait que d'importantes économies d'énergie et d'émissions peuvent être réalisées grâce à la réutilisation du calcin dans les applications de verre d'emballage et de laine de verre, dans les cas où les critères d'acceptabilité pour le verre plat ne peuvent pas être remplis. Des incitations pertinentes peuvent être requises pour les fabricants qui ont fabriqué le produit en verre plat d'origine. Des mécanismes alternatifs pour des réseaux de collecte de verre plat plus efficaces devraient être étudiés. Il serait avantageux de suivre le calcin récupéré depuis les sites de collecte jusqu'au retraiteur pour comprendre quelle qualité est réalisable et ainsi promouvoir les méthodes de collecte les plus efficaces.

L'accès au calcin de verre plat au Royaume-Uni est actuellement limité : une meilleure compréhension de l'opportunité de marché existante pour faire avancer les améliorations dans les pratiques de déconstruction et de collecte existantes est nécessaire. Cette étude a identifié les principaux éléments financiers qui influenceront la transition de l'utilisation de matières premières primaires à des pourcentages plus élevés de calcin post-consommation. Ceux-ci incluent, mais ne sont pas limités à : des coûts supplémentaires pour le transport, le retraitement et le stockage du calcin ; des économies sur les coûts des matières premières primaires ; économies sur les taxes liées aux émissions de CO2 grâce à la réduction des émissions de production ; et des économies en taxes de décharge évitées. Des recherches supplémentaires devraient chercher à développer un modèle économique qui considère ces facteurs collectivement, pour attirer les investissements pertinents et/ou fournir des preuves pour soutenir la politique si nécessaire. Tous les coûts supplémentaires pour les fabricants de verre devront être répartis sur l'ensemble de la chaîne de valeur pour garantir que le Royaume-Uni reste compétitif et évite de promouvoir les importations en provenance de zones de fabrication moins économes en énergie.

Le processus de production existant pour le verre nécessite intrinsèquement l'utilisation d'énergie pour faire fondre les matières premières constitutives, y compris le calcin. Ainsi, de nouvelles réductions des émissions au-delà du recyclage nécessiteront sans aucun doute une transition vers des sources d'énergie à faible émission de carbone et de nouvelles technologies de fours. Le travail de Glass Futures UK vise à étendre la capacité des sources de carburant alternatives. La demande britannique de sources d'énergie renouvelables continuera d'augmenter alors que le Royaume-Uni cherche à décarboniser tous les secteurs. Ainsi, toutes les options d'amélioration de l'efficacité énergétique devront être envisagées de manière globale.

En concentrant les options de décarbonation centrées sur l'apport d'énergie et les émissions de GES associées à la seule production de verre (émissions de portée 1), une réduction directe peut être compensée par une augmentation dans d'autres domaines de la chaîne de valeur tels que l'approvisionnement en carburant ou l'approvisionnement en matières premières. Cet effet de « fuite de carbone » peut impliquer une augmentation globale des émissions mondiales. Pour cette raison, cette étude inclut l'approvisionnement/le traitement des matières premières et l'apport d'énergie et les émissions associées à l'approvisionnement en carburant afin de réduire le fardeau de la demande de sources d'énergie alternatives. D'autres approches intéressantes pour réduire l'apport d'énergie devront : mieux comprendre la faisabilité de faciliter la réutilisation du verre plat, puisque cela élimine le besoin de refusion ; optimiser les voies d'approvisionnement pour les matières premières primaires, par exemple l'approvisionnement, la transformation et le transport ; et accroître la sensibilisation et la disponibilité des méthodes de traitement secondaire qui offrent des performances fonctionnelles suffisantes à un coût environnemental minimal.

07 février 2023

Une correction à cet article a été publiée : https://doi.org/10.1007/s40940-023-00218-z

Ce travail a été soutenu par le UK Engineering and Physical Sciences Research Council (EPSRC) pour le University of Cambridge Centre for Doctoral Training in Future Infrastructure and Built Environment (EPSRC grant reference number EP/L016095/1). Les auteurs tiennent à exprimer leurs remerciements au Dr José Cruz Azevedo pour avoir partagé son expérience dans la cartographie des flux de ressources matérielles dans les premiers stades de développement de cette recherche.

Auteurs et affiliations

Contributions

Rebecca Hartwell : Conceptualisation, Méthodologie, Préparation du matériel, Enquête, Collecte de données et analyse formelle, Visualisation, Rédaction—ébauche originale, Rédaction—révision et édition, Administration du projet. Graham Coult : Conceptualisation, Méthodologie, Rédaction—révision et édition. Mauro Overend : Conceptualisation, supervision, rédaction—révision et édition.

auteur correspondant

Correspondance à Rebecca Hartwell.

Conflit d'intérêt

Les auteurs déclarent qu'ils n'ont pas d'intérêts financiers concurrents ou de relations personnelles connus qui auraient pu sembler influencer le travail rapporté dans cet article.

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