Rappels sur les processus générateurs d'impacts environnementau

calculateur d'ACV simplifié (Cariolle 2008; Didelot 2008).

La mise en œuvre des simulations relève de deux objectifs principaux :

• Quantifier les émissions au champ pour la réalisation ultérieure d'ACV de chantiers d'épandage de boues issues du traitement des eaux usées ;

• Pouvoir relier les indicateurs de services rendus proposés par la tache T3 à ces émissions, les améliorer et les valider, i.e. pouvoir identifier des correspondances entre qualité de services rendus des épandeurs et émissions au champ. Il s'agira dans ce cadre de discuter de la partie III du livrable T3a qui propose une méthode à partir de formules pour réaliser l'inventaire des flux.

Il est important de préciser que l'objectif principal de cette étude n'est pas de quantifier précisément les pertes d'azote à l'échelle d'un système de culture mais bien de pouvoir discriminer les procédés d'épandage et a fortiori les machines en termes d'impacts environnementaux.

II.1.2.

Rappels

sur

les

processus

générateurs

d'impacts

environnementaux

Quatre principaux types d'émissions génératrices d'impacts sur l'environnement ont été recensées : émissions d'ammoniac (NH3) par volatilisation, émissions de protoxyde d'azote

(N2O) par dénitrification, émissions de nitrates (NO3) par lixiviation et ruissellement et

II.1.2.1. Volatilisation d'ammoniac

Dans le domaine des épandages agricoles, les pertes d'ammoniac se font à la surface de solutions liquides sous forme de deux composés : le gaz ammoniac NH3 et les ions

ammonium NH4+. On trouve ces solutions en association avec des effluents d'élevage,

liquides ou solides. La concentration en ammoniac est en équilibre dynamique avec NH4+ et

H+ dans l'effluent (Sommer, Hutchings 2001).

L'émission des composés ammoniacaux est une fonction de transfert de l'ammoniac à l'air libre depuis l'air à proximité de la solution ammoniacale. La concentration en ammoniac de l'air au contact immédiat de l'effluent est en équilibre dynamique avec l'ammoniac dissout (Genermont, Cellier 1997). Quand de l'air atmosphérique passe près de la surface de l'effluent, l'ammoniac est transporté horizontalement par advection (transport d'une quantité scalaire conservée par un champ vectoriel) et verticalement par diffusion turbulente.

Sommer et al. identifient quatre familles de facteurs directs des émissions (Sommer, Hutchings 2001) :

• La concentration de NH3 à la surface de l'effluent ;

• Les capacités de transfert de la surface de l'effluent vers l'atmosphère ;

• La surface d'effluent en contact avec l'air ;

• Le temps d'exposition à l'air.

Ces facteurs sont eux-mêmes à mettre en lien avec les caractéristiques physiques et chimiques de l'effluent épandu. Ainsi, à défaut d'informations disponibles concernant les pertes par volatilisation lors de la manipulation et de l'épandage de fumiers solides, Sommer et al. émettent l'hypothèse que les pertes sont plus importantes pour les produits solides car ces pertes peuvent avoir lieu pendant le chargement, le transport et l'épandage en lui-même alors que pour le lisier, la volatilisation ne peut a priori avoir lieu que pendant le temps de l'épandage au champ (Sommer, Hutchings 2001).

L'utilisation de modèles servira à estimer les pertes d'ammoniac qui sont générées après le dépôt du produit sur le sol jusqu'à son incorporation, en faisant l'hypothèse que les émissions d'ammoniac sont négligeables après incorporation ou enfouissement.

La principale difficulté réside dans l'application de ce modèle à d'autres composés épandables dans le sens où les caractéristiques physiques (d'émiettement notamment) vont influer fortement sur la cinétique de dissolution de l'azote ammoniacal dans la solution du sol, cet azote étant à la base du formalisme du modèle Volt'air. Pour les engrais minéraux, Le Cadre et al. (2004) parlent après dissolution de granulés de la création d'un microsite spécifique granulé d'engrais-sol avec une forte teneur en azote. La diffusion horizontale de NH4+ est

ensuite progressive autour de ce microsite. Pour d'autres composés telles que des boues ayant des propriétés physico-chimiques différentes auxquelles s'ajoutent des conditions particulières d'émiettement liées à l'épandage, il est difficile d'utiliser ce formalisme qui admet une dissolution rapide des particules. Les "miettes" de matières organiques n'ont certainement pas du tout les mêmes cinétiques de libération d'ammoniac à cause de leur aspect compact limitant le contact avec l'atmosphère.

II.1.2.2. Lixiviation des nitrates

La lixiviation des nitrates résulte du produit de deux phénomènes : le drainage soumis aux propriétés hydriques du sol et la minéralisation qui va conditionner la fraction d'azote du sol

lessivable. Les nitrates se déplacent facilement avec l'eau du sol, par transport convectif et dans une moindre mesure par diffusion.

Les principaux facteurs que l'on peut identifier sont le type de sol, le climat, l'assolement et les pratiques de fertilisation. La représentation de la conductivité hydraulique des sols reste un des enjeux majeurs de la modélisation du processus (Lafolie 1997).

Deux modèles ont été identifiés pour répondre à nos objectifs d'estimation de la lixiviation selon différents scénarios d'épandage : le modèle DEAC et le modèle STICS. Nous verrons ultérieurement qu'il sera toutefois difficile d'effectuer une comparaison entre les résultats issus des deux modèles, les mécanismes pris en compte n'étant pas les mêmes.

II.1.2.3. Dénitrification

La dénitrification est la transformation de l'azote nitrique en azote gazeux. Elle nécessite une flore bactérienne particulière (genres Pseudomonas, Agrobacterium…) et des conditions d'anaérobiose, car le nitrate est alors utilisé à la place de l'oxygène pour la respiration des bactéries (Nicolardot, Mary et al. 1997).

L'intensité de la dénitrification dépend (i) du degré d'anaérobiose, étroitement lié au régime hydrique des sols, (ii) de la disponibilité en matières organiques assimilables, source du pouvoir réducteur et de la concentration en nitrates et autres oxydes d'azote, substrats de la transformation et (iii) de la température qui régule à la fois l'intensité des réactions de la dénitrification et celle des autres mécanismes biologiques qui consomment l'oxygène (Cellier, Germon et al. 1997).

Plusieurs modèles permettent d'estimer les émissions d'azote gazeux par dénitrification. STICS (Brisson, Gary et al. 2003), dans sa dernière version inclut un module de dénitrification. Les résultats fournis par le modèle correspondent en fait à la somme des émissions de diazote N2 et de protoxyde d'azote N2O. Le diazote étant un gaz qui n'a pas

d'impact identifié sur l'environnement, il conviendra de déterminer un ratio d'émission N2O/(N2+N2O) permettant d'estimer la quantité de protoxyde d'azote émis par dénitrification.