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substitution en analyse du cycle de vie appliquée aux
digestats de méthanisation et recommandations pour sa
mise en oeuvre
M. Pradel, C. Déchaux
To cite this version:
M. Pradel, C. Déchaux. Etat de l’art des méthodes utilisées pour traiter la substitution en analyse du
cycle de vie appliquée aux digestats de méthanisation et recommandations pour sa mise en oeuvre.
[Rapport de recherche] irstea. 2017, pp.46. �hal-02606655�
ETAT DE L’ART DES METHODES UTILISEES POUR TRAITER
LA SUBSTITUTION EN ANALYSE DU CYCLE DE VIE
APPLIQUEE AUX DIGESTATS DE METHANISATION ET
RECOMMANDATIONS POUR SA MISE EN ŒUVRE
LIVRABLE DE LA SOUS-TACHE 1.2 – PROJET REMIPROPHYTE
(
REDUCTION DES FUITES VERS LES MILIEUX POUR LES PRODUITS RESIDUAIRES ORGANIQUES
EN MODIFIANT LEUR PRESENTATION PHYSIQUE ET LES TECHNIQUES D’EPANDAGE; CAS DES
DIGESTATS DE METHANISATION
)
Marilys Pradel, Claire Déchaux
Avril 2017
Projet de recherche coordonné par : Irstea
Appel à projet de recherche : DOSTE
N° de contrat : 1306C0066
Coordination technique :
Guiziou Fabrice
– Direction\Service : Unité de recherche OPAALE (Optimisation
des procédés en Agriculture, agroALimentaire et Environnement)
CITATION DE CE RAPPORT
Pradel, M. et Déchaux, C. 2017. Etat de l’art des méthodes utilisées pour traiter la substitution en analyse du cycle de vie appliquée aux digestats de méthanisation et recommandations pour sa mise en œuvre – Rapport final. ADEME. 46 pages.
En français :
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Contenu
Résumé
5
1.
Contexte ... 6
1.1.
Le projet RéMiProPHYTE ... 6
1.2.
L’approche environnementale dans le projet RéMiProPHYTE ... 6
1.3.
L’Analyse du Cycle de Vie (ACV) ... 7
1.4.
L’ACV en gestion des déchets ... 10
1.5.
Notion de substitution en ACV ... 10
1.5.1.
La substitution par addition ... 10
1.5.2.
La substitution par soustraction ... 11
1.5.3.
Application de la substitution en gestion des déchets ... 11
1.5.3.1. « Approche ACV de la substitution » versus « Approche agronomique de la substitution » ... 12
1.5.3.2. L’extension des frontières du système... 13
2.
Etat de l’art des méthodes utilisées pour traiter la substitution des engrais minéraux aux digestats de
méthanisation ... 14
2.1.
Objectifs de la sous-tâche 1.2 ... 14
2.2.
Démarche de collecte de la littérature scientifique ... 14
2.3.
Prise en compte dans la littérature des valeurs fertilisantes des digestats apportés au sol ... 15
2.3.1.
Généralités ... 15
2.3.2.
Méthodes de calcul utilisées pour substituer la cofonction « fertilisation » des digestats par la fonction «
fertilisation » avec des engrais minéraux ... 16
2.3.3.
Facteurs de substitution retenus selon les principales méthodes de substitution identifiées ... 17
2.3.3.1. Raisons de la non-substitution d’engrais minéraux (modalité 1) ... 17
2.3.3.2. Substitution basée sur la totalité du potentiel fertilisant du digestat (modalité 3.1) ... 17
2.3.3.3. Substitution basée sur un taux de substitution appliqué au potentiel fertilisant du digestat (modalité 3.2)18
2.3.3.4. Substitution basée sur le coefficient d’équivalence engrais (modalité 3.3) ... 18
2.3.3.5. Substitution basée sur la disponibilité en nutriment présents dans le sol pour la plante (modalité 4) ... 19
2.3.3.6. Variation des facteurs de substitution selon la méthode choisie ... 19
2.3.4.
Engrais minéraux couramment substitués dans les principales méthodes de substitution identifiées ... 20
2.4.
Prise en compte dans la littérature des émissions et rejets liés aux digestats apportées au sol ... 21
2.4.1.
Généralités ... 21
2.4.2.1. Comment les émissions de N2O sont-elles exprimées ? ... 22
2.4.2.2. Quantification des émissions de N2O ... 22
2.4.3.
Emissions de NH3 ... 23
2.4.3.1. Comment les émissions de NH3 sont-elles exprimées ? ... 23
2.4.3.2. Quantification des émissions de NH3 ... 23
2.4.4.
Emissions de NOx ... 24
2.4.5.
Emissions de N2 ... 25
2.4.6.
Rejets de nitrate NO3
-... 25
2.4.7.
Rejets de phosphate PO4
3-... 26
2.4.8.
Devenir du carbone ... 26
2.4.9.
Contenu en ETM ... 27
2.5.
Prise en compte dans la littérature des émissions et rejets liés aux engrais minéraux substitués ... 27
2.5.1.
Emissions et rejets azotés et phosphatés ... 27
2.5.2.
Contenu en ETM ... 27
3.
Recommandations ... 28
3.1.
Quelles recommandations pour la substitution par soustraction de la cofonction « fertilisation » avec des
digestats de méthanisation par une fonction « fertilisation » avec des engrais minéraux? ... 28
3.2.
Recommandations sur la prise en compte des émissions et rejets liés à l’épandage de digestat ... 29
4.
Conclusion ... 30
Références bibliographiques ... 31
Sigles et acronymes ... 35
Tables des illustrations ... 36
Résumé
La tâche 1 du projet RéMiProPHYTE a pour objectif d’évaluer l’impact des post-traitements des digestats de méthanisation sur le bilan environnemental de leur filière de valorisation agronomique. Le présent livrable concerne la sous-tâche 1.2, dédiée à l’analyse de la prise en compte dans la littérature de la substitution des produits organiques par les engrais minéraux. Deux types d’analyses de la littérature sont effectuées au cours de ce livrable :
- L’étude des différentes méthodes de substitution employées pour substituer les fertilisants minéraux aux digestats. Cette partie comprend aussi un recensement des fertilisants minéraux qui sont substitués.
- L’étude de la prise en compte des émissions et rejets liés à l’apport au sol des digestats. Un focus est réalisé sur les émissions générées lors de l’épandage des digestats et des fertilisants minéraux substitués.
41 articles scientifiques portant sur l’ACV de digestats ont été analysés et composent le corpus de références pour cette sous-tâche.
Si l’analyse ne dégage pas de consensus sur les deux types de questions étudiées ici, des tendances ressortent cependant et constituent un riche état des lieux des pratiques employées en ACV.
Abstract
The first task of the RéMiProPHYTE project aims to assess the impact of anaerobic digestate post-treatments on the environmental performance of their agricultural recycling chain. The present report concerns the sub-task 1.2, dedicated to the analysis of the consideration in the literature of the substitution of organic products with mineral fertilizers. Two types of analysis of literature are reported in this deliverable:
- The study of various alternative methods used to substitute mineral fertilizers to digestate. This part also includes an inventory of mineral fertilizers which are substituted.
- The study of the emissions and releases when fertilizing agricultural soils with MAFOR. A focus is made on the emissions generated during spreading of digestate and substituted mineral fertilizers. 41 scientific papers on Life Cycle Assessment dealing with anaerobic digestate were analyzed and formed the literature corpus in this sub-task.
If the analysis does not generate consensus on the two types of issues discussed here, however, trends are provided and constitute a rich inventory of practices used in LCA.
1. Contexte
1.1. Le projet RéMiProPHYTE
La mise en œuvre des politiques publiques et des réglementations aux échelles européennes et nationales dans les domaines environnemental et énergétique conduit à recycler et gérer de nouveaux matériaux organiques pour la fertilisation des sols tels que les digestats. Cependant, les caractéristiques de ces derniers peuvent générer des émissions à l’épandage supérieures aux effluents agricoles traditionnels, ce qui impacte le bilan environnemental de la filière et peut limiter l’intérêt environnemental d’une substitution des engrais minéraux par les digestats. Pour optimiser le recyclage agronomique de ces MAFOR1, une option peut être l’application de post-traitements permettant l’optimisation de leur présentation physique pour les adapter aux outils d’épandage existants et une gestion optimisée de certains éléments fertilisants.
Ainsi, ce projet vise à évaluer la possibilité de réduire les fuites vers les milieux lors de l’usage des produits résiduaires organiques, et plus spécifiquement des produits solides issus des filières de méthanisation agricoles et territoriales, par l’amélioration de la présentation physique des produits et de leurs caractéristiques fluidiques.
Le projet RéMiProPHYTE s’attache
- à compléter les approches de bilan environnemental, en améliorant les méthodes de bilan d’émission de certains gaz (CH4, NH3...) vers l’atmosphère lors des phases de post-traitement et stockage des digestats qui demeurent insuffisantes malgré les programmes en cours. Ces approches devront également intégrer certains aspects à des échelles infra parcellaires (conséquences d’une meilleure répartition au sol),
- à produire des données sur les émissions (NH3 essentiellement et odeurs) lors des étapes de post-traitements ou modifications physiques et lors des étapes de stockage de certaines MAFOR, les digestats. Les postes ciblés concernent les étapes de séparation de phases & centrifugation, les étapes de pré-séchage, les étapes d’agglomération (bouletage, granulation…) et les étapes finales optionnelles éventuellement (refroidissement),
- à évaluer l’impact potentiel de ces post-traitements sur l’épandabilité des produits (qualité de leur répartition au sol) et sur les émissions (NH3 et odeurs) pendant et après leur épandage.
1.2.
L’approche environnementale dans le projet RéMiProPHYTE
L’étude de la littérature montre que la majorité des Analyses du Cycle de Vie (ACV) portant sur la filière méthanisation a identifié la réelle nécessité de mieux prendre en compte les émissions atmosphériques au cours des étapes du post-traitement, du stockage et de l’épandage du digestat. D’autre part, plusieurs questions se posent sur la substitution des produits organiques par les engrais minéraux, notamment la question du taux de substitution de ces différents produits : l’étude bibliographique montre qu’il n’existe pas aujourd’hui de consensus. Par ailleurs, il existe une mauvaise superposition des périmètres considérés pour les fertilisants minéraux avec ceux des MAFOR.
La tâche 1 du projet RéMiProPHYTE a pour objectif d’évaluer l’impact des post-traitements des digestats de méthanisation sur le bilan environnemental de leur filière de valorisation agronomique et de lever les interrogations susmentionnées au travers des deux sous-tâches qui la constituent.
Pour répondre au besoin d’intégration de données d’émissions, la sous-tâche 1.1 va consister d’une part à identifier dans un premier temps les étapes de post-traitement des digestats de méthanisation agricole pouvant avoir un impact sur le bilan environnemental de la filière. Dans un deuxième temps, le bilan environnemental des filières sera effectué au moyen de l’ACV. La sensibilité des émissions des différents postes identifiés dans les autres tâches du projet (stockage au cours du post traitement, dispersion du produit à l’épandage) sera étudiée au regard des émissions totales du bilan environnemental des filières de post-traitement.
La sous-tâche 1.2 consistera à recenser dans la littérature les différentes méthodes de substitution employées pour substituer les engrais minéraux aux digestats de méthanisation. Ces enjeux font l’objet du présent livrable.
Des recommandations pour traiter la substitution seront proposées, en faisant notamment la distinction entre les émissions générées lors de l’épandage de celles générées par la production des engrais minéraux.
1.3.
L’Analyse du Cycle de Vie (ACV)
L’ACV est une méthodologie scientifique d’évaluation des impacts environnementaux des produits et services. Elle est basée sur un bilan comptable (input/output) des flux physiques d’un système, traduits ensuite en impacts environnementaux potentiels (cf. Figure 1).
Figure 1: Principe de l'Analyse du Cycle de Vie, figure inspirée de Evea
L’ACV est une approche « multicritère » car elle permet d’évaluer plusieurs impacts environnementaux et se base sur la « pensée cycle de vie » car elle s’intéresse aux impacts potentiellement générés par l’ensemble des étapes du cycle de vie du produit, service ou procédé étudié (cf. Figure 2). Les impacts environnementaux traditionnellement évalués en ACV sont : la déplétion des ressources, l’acidification, l’eutrophisation, le changement climatique, la toxicité, l’écotoxicité terrestre et aquatique, la création d’ozone photochimique (smog), la déplétion de la couche d’ozone stratosphérique.
Produit
Bilan inputs/outputs
INPUTS
OUTPUTS
Évaluation des impacts environnementaux
0% 20% 40% 60% 80% 100% Changement climatique
Figure 2 : L'ACV, méthodologie multi-étape et multicritère
L’ACV est définie par les normes ISO 14040-ME - Analyse du Cycle de Vie - Principes et cadre, 2006 et ISO 14044-ME - Analyse du Cycle de Vie - Exigences et lignes directrices, 2006. Un troisième document de référence, l’ILCD Handbook guide le praticien ACV à travers les différents aspects méthodologiques de l’ACV. L’ACV, procédure itérative, est constituée de quatre étapes : la définition des objectifs et du champ de l’étude, l’analyse de l’inventaire, l’évaluation de l’impact et l’interprétation (cf. Figure 3).
Figure 3 : Les quatre étapes de l'ACV Définition de l'objectif et du champ de l'étude
Cette première étape est fondamentale pour l'étude ACV car elle conditionne à la fois l'ensemble des calculs mais également les hypothèses sur lesquelles s'appuieront les résultats de l'étude. La définition des objectifs a ainsi pour but de définir la problématique, les applications envisagées et les destinataires de l’étude. Le champ de l'étude, quant à lui, permettra de définir les frontières du système, la fonction attribuée à ce dernier et la modélisation de celui-ci. Cette étape comprend également la définition de l’unité fonctionnelle (UF), quantification de la fonction attribuée au système et à laquelle sont rapportées l’ensemble des données d’inventaire. Les catégories et types de données à collecter et les grandes hypothèses sont également des points clés de cette étape de l’ACV et constituent le point de départ de la deuxième étape de l’ACV.
Extraction des matières premières et de l’énergie Fabrication Distribution Achat, utilisation Fin de vie (recyclage, incinération, compostage, stockage…) Analyse de l’inventaire Définition des objectifs et du champ de l’étude Interprétation Évaluation des impacts • Classification • Caractérisation • (Normalisation) • (Pondération) [ISO 14040]
Analyse de l'inventaire
L'analyse de l'inventaire est la phase la plus longue d'une étude ACV. En effet, chaque étape du cycle de vie consomme de l'énergie et des ressources non renouvelables et génère des émissions sur l'air, l'eau et le sol à un niveau local, régional ou global. Cette étape consiste en la réalisation d’une collecte de données permettant de réaliser le bilan des flux entrants (matière, énergie…) et sortants (émissions, déchets…) du système étudié puis en la réalisation d’un bilan matière et énergie permettant de rendre plus robuste l’inventaire. Un exemple d’inventaire de cycle de vie est donné dans la Figure 4.
Figure 4 : Inventaire des extractions et émissions pour la fabrication d’alumine (Jolliet et al, 2005) Evaluation des impacts environnementaux
Cette troisième étape consiste à traduire les flux entrants et sortants du système en indicateurs d'impacts potentiels. On parle alors de « caractérisation des impacts ». Les flux référencés lors de l'analyse de l'inventaire sont convertis en quantité de substance « équivalente » par un facteur de caractérisation pour chaque impact étudié selon la formule suivante :
n i i i pm
EF
I
Où Ip est la catégorie d'impact potentiel, mi la quantité de substance émise ou prélevée et EFi le facteur de caractérisation de l'impact.
L'ACV propose une approche multicritère permettant d'étudier différentes catégories d'impacts environnementaux, selon deux types de méthodes : les méthodes orientées "problème" (midpoint) permettant d’évaluer des impacts tels que l'eutrophisation, l'acidification, la toxicité humaine, l’écotoxicité terrestre et des milieux aquatiques et marins, l’épuisement des ressources (eau, minéraux, fossiles) ou encore le changement climatique ; et les méthodes orientées "dommage" (endpoint) sur trois aires de protection : les ressources, la santé humaine ou les écosystèmes.
Il existe des méthodes de compilation des résultats de caractérisation des impacts: normalisation, agrégation, pondération, monétarisation… toutes facultatives d’après la norme et faisant l’objet de discussion quant à leur objectivisme. Pour ces deux raisons, ces méthodes ne font pas l’objet d’une description dans ce rapport d’autant qu’elles s’éloignent de la problématique de RéMiProPHYTE.
Interprétation des résultats
Cette dernière phase de l'ACV permet d'analyser les résultats obtenus au regard des hypothèses émises, des méthodes utilisées lors de l’analyse de l’inventaire et de l’évaluation des impacts. Elle permet de présenter les points chauds des filières, les postes les plus impactants. Enfin, dans cette partie sont émises les conclusions de l’étude et des recommandations pour l’amélioration des performances environnementales des filières évaluées.
1.4.
L’ACV en gestion des déchets
A la différence d’une ACV évaluant les impacts d’un produit manufacturé qui prend en compte l’ensemble du cycle de vie dudit produit depuis l’extraction des ressources naturelles jusqu’à la fin de vie (qui peut être une voie d’élimination ou une voie de valorisation), une ACV évaluant les impacts de la gestion d’un déchet (ou ACV « fin de vie ») ne prend en compte que la dernière étape (Figure 5).
Figure 5 : Spécificités des frontières du cycle de vie Produit/Déchets, adapté de (Björklund, 2000) L’ACV est souvent utilisée en gestion des déchets (boues, déchets ménagers…) pour comparer différentes filières. La fonction principale des ACV en gestion de déchets est souvent de traiter/gérer un kg ou une tonne dudit déchet mais certaines fonctions peuvent coexister comme la production d’énergie si le déchet est valorisé énergétiquement ou le recyclage de nutriments s’il est valorisé par un retour au sol.
1.5. Notion de substitution en ACV
En ACV, la gestion de plusieurs fonctions dans un système est un problème méthodologique qui peut être résolu par l’extension des frontières du système également appelée « substitution » (ILCD Handbook, 2011). Cette méthode consiste à gérer les fonctions secondaires d’un système par l’extension de ses frontières. Ceci peut être réalisé soit par addition soit par soustraction. Les règles de substitution dans l’évaluation environnementale des opérations de traitement des déchets ont été largement abordées dans le rapport CleanWast (Aissani L. et al., 2012). Le paragraphe suivant est donc basé sur cette étude.
1.5.1. La substitution par addition
Cette règle de substitution consiste à étendre les frontières d’un système en lui ajoutant des fonctions supplémentaires afin que les deux systèmes comparés assurent au global les mêmes fonctions. La Figure 6 représente un système a : incinération de déchets qui fournit deux fonctions, le traitement des déchets et une production de chaleur ; et un système b : enfouissement des déchets qui fournit la fonction d’élimination des déchets. Pour rendre ces deux systèmes équivalents pour l’unité fonctionnelle « Eliminer les déchets et produire de la chaleur », la fonction production de chaleur par une source alternative est ajoutée au système b.
Figure 6 : Exemple de substitution par « addition » en vue de comparer les systèmes a et b pour les fonctions « élimination des déchets » et « production de chaleur »
1.5.2. La substitution par soustraction
Cette règle de substitution consiste à réduire le nombre de fonctions assurées par un système. Dans le cas d’une comparaison entre deux systèmes, les deux systèmes comparés répondent à une UF commune grâce à cette méthode. Dans la Figure 7, le système a (incinération) fournit deux fonctions : le traitement des déchets et la production de chaleur. Il est comparé au système b (enfouissement) qui fournit uniquement la fonction d’élimination des déchets. La fonction production de chaleur (par une source alternative) et les pressions environnementales associées sont retranchées au système a, qui fournit alors seulement la fonction d’élimination des déchets et peut ainsi être comparé au système b.
Figure 7 : Exemple de substitution par « soustraction » en vue de comparer les systèmes a et b pour la fonction « élimination de déchets »
1.5.3. Application de la substitution en gestion des déchets
Même si les modes actuels de gestion des déchets ont souvent pour fonction principale de traiter des déchets, il n’en demeure pas moins qu’ils produisent des cofonctions :
► L’incinération produit de la chaleur, de l’électricité et permet de récupérer des mâchefers valorisables et des ferrailles,
► Le centre de stockage produit du biogaz qui peut être valorisé en tant que tel, en électricité ou en chaleur,
► L’unité de compostage produit du compost,
► L’unité de méthanisation produit du biogaz qui peut être valorisé énergétiquement et un digestat qui peut être épandu ou composté avant épandage.
Système a Incinération Fonction d’élimination des déchets Production de chaleur = Fonction d’élimination des déchets Enfouissement Production de chaleur Source alternative de chaleur + Système b Incinération Fonction d’élimination des déchets Production de chaleur Fonction d’élimination des déchets Enfouissement Production de chaleur Source alternative de chaleur - = Système a Système b
La règle communément retenue dans le cadre de la gestion des déchets est la règle de substitution par soustraction. Il est couramment choisi de retrancher les pressions environnementales potentiellement évitées résultant des co-fonctions. Cette notion introduit alors celle d’impacts évités.
Les impacts potentiellement évités sont les pressions environnementales associées au système alternatif répondant à la fonction soustraite lors de l’application de la substitution par soustraction. Par exemple, si l’incinération est étudiée pour la fonction de traitement des déchets, alors la co-fonction de production d’énergie peut être prise en charge par la règle de substitution par soustraction. Les pressions environnementales associées à la production d’électricité par un système « traditionnel » peuvent être soustraites aux pressions environnementales associées à la production de la même quantité d’énergie électrique par l’incinérateur. Ces impacts apparaissent sous forme négative dans les résultats d’impacts. Les termes « impact potentiel », « impact potentiellement évité » et l’emploi du conditionnel sont essentiels lors de l’interprétation des résultats d’impact d’un système substitué. En effet, si l’application de la substitution rend l’équivalence des fonctions, rien n’assure qu’un système sera effectivement évité. Par exemple, si un incinérateur est construit et fournit de l’énergie électrique au réseau, rien ne garantit que moins d’électricité sera produite sur le réseau par le système qui existait auparavant. Ce surplus d’électricité généré par l’incinérateur peut en effet être utilisé à d’autres fins.
1.5.3.1.
« Approche ACV de la substitution » versus « Approche agronomique de
la substitution »
En ACV, les fertilisants minéraux sont substitués aux produits résiduaires organiques (PRO) car l’apport au sol d’une matière fertilisante est en général regardé comme une co-fonction possible d’un système de traitement de déchet (la fonction principale étant généralement de traiter ledit déchet). Cet apport au sol est géré via la substitution à un fertilisant minéral (Figure 8).
Figure 8 : Approche « ACV » de la substitution
En agronomie, l’apport de produits organiques au sol est effectué de manière à ne pas apporter de fertilisants minéraux. L’apport au sol d’une matière fertilisante apporte des éléments nutritifs aux plantes (N, P, K). En fonction des besoins de ces plantes, l’apport des éléments fertilisants de la matière fertilisante peut suffire. Si ce n’est pas le cas, un complément en éléments fertilisants par l’apport d’engrais minéraux peut-être réalisé. Dans ce cas précis, l’engrais organique apporté se substitute à une fertilisation « tout minéral » où 100% des besoins des plantes seraient satisfaits par l’apport d’engrais minéraux (Figure 9).
Production d’un fertilisant minéral + épandage de ce fertilisant Traiter un déchet Apporter un fertilisant au sol Apporter un fertilisant au sol Digestion anaérobie +
Figure 9 : Approche « agronomique » de la substitution
1.5.3.2.
L’extension des frontières du système
Lors de l’application de cette règle, il faut penser à étendre suffisamment les frontières du système pour soustraire un système totalement équivalent. Si les frontières ne sont pas suffisamment étendues, cela crée souvent un biais dans les ACV et notamment dans le cas de l’épandage (Figure 10). La substitution de digestats ou de composts à des engrais minéraux est généralement réalisée de manière incomplète à cause du nombre important d’étapes du cycle de vie à substituer et de la méconnaissance du devenir des fertilisants organiques et minéraux dans le sol après épandage, et donc de leurs impacts environnementaux.
Figure 10 : Modélisation a) approximative et b) rigoureuse de la substitution de composts par des engrais minéraux (les cases pleines représentent les procédés étudiés, les cases hachurées représentent les
procédés qui sont substitués et apparaissent comme impacts « évités ») Compostage Transport Epandage sur sols agricoles Evolution dans le sol Production d’engrais Transport Compostage Transport Epandage sur sols agricoles Evolution dans le sol Production d’engrais Transport Epandage sur sols agricoles Evolution dans le sol
2.
Etat de l’art des méthodes utilisées pour traiter la substitution des
engrais minéraux aux digestats de méthanisation
2.1. Objectifs de la sous-tâche 1.2
En évaluation environnementale, l’apport de produits organiques sur les sols peut être mis en évidence par la substitution à des fertilisants minéraux. Cependant, cette substitution est aujourd’hui généralement grossièrement approchée à trois niveaux :
- L’équivalence du pouvoir fertilisant des MAFOR et des fertilisants minéraux substitués n’est pas toujours vérifiée
- Le périmètre de l’épandage du fertilisant minéral substitué ne se superpose pas exactement à celui de la MAFOR (paragraphe 1.5.3.2 et Figure 11)
o au niveau des émissions gazeuses et des rejets par lessivage et ruissellement lors de l’épandage des MAFOR et des fertilisants minéraux
o au niveau du contenu des produits épandus (éléments traces métalliques ETM notamment). Il résulte de ces manques des difficultés dans la constitution de bilans environnementaux permettant de comparer et d’optimiser les filières de post-traitement des digestats d’un point de vue environnemental.
Figure 11 : Equivalence dans la superposition des systèmes substitués Le travail s’attachera ici à :
- Recenser dans la littérature les différentes méthodes de substitution employées pour substituer les engrais minéraux aux digestats de méthanisation.
- Proposer des recommandations pour traiter la substitution en faisant notamment la distinction entre émissions générées lors de l’épandage de celles générées par la production des engrais minéraux, afin de substituer deux produits couvrant le même périmètre : à la fois la production et les émissions lors de l’épandage.
2.2. Démarche de collecte de la littérature scientifique
Afin de recenser les différentes méthodes de substitution employées dans la littérature, une recherche bibliographique a été lancée au mois d’avril 2015 dans le moteur de recherche Web of Science (WOS,
http://apps.webofknowledge.com) avec différentes requêtes recoupant différents mots-clés :
1. Requête 1 : [“system expansion” OR “allocation”] AND [“lca” or “life cycle assessment” or “lci” or “life cycle inventor*” or “life cycle analysis”] AND [“fertili*er*”] => 61 articles retenus
2. Requête 2 : [digestat* OR digestate] AND [“lca” or “life cycle assessment” or “lci” or “life cycle inventor*” or “life cycle analysis”] AND [“mineral fertili*er*”] => 5 articles retenus
3. Requête 3 : [digestat* OR digestate] AND [“mineral fertili*er*”] => 29 articles retenus 4. Requête 4 : [digestat* OR digestate] AND [subsitut*] => 34 articles retenus
Après suppression des articles scientifiques en doublon, une base de données Endnote a été constituée avec 132 références à analyser.
Lixiviation, ruissellement Contenu en ETM
Lixiviation, ruissellement Contenu en ETM
Sur les 132 références collectées, seulement 41 articles scientifiques présentent de manière détaillée : les méthodes de substitution employées d’une part,
et/ou les émissions et rejets liés à l’apport de MAFOR au sol d’autre part. Ils ont donc été retenus pour une analyse plus approfondie sur ces deux aspects. Un tableau de synthèse a ensuite été élaboré avec :
La référence de la publication La date de publication
La MAFOR considérée dans la publication
Comment est prise en compte la substitution des engrais minéraux ? o quel engrais minéral est substitué ?
o quelles sont les hypothèses de substitution (valeur NPK substituée) ? Comment sont prises en compte les émissions à l’épandage ?
o quelle est la base de calcul pour les émissions ?
o est-ce que les émissions évitées liées aux engrais minéraux évités sont prises en compte ? Sur les 41 articles lus et analysés qui portaient spécifiquement sur les digestats, 35 articles ont été exploités pour analyser les méthodes de substitution employées – dont l’analyse est détaillée dans le §2.3 et 29 articles pour les émissions et rejets liés à l’apport de digestat au sol – dont l’analyse est détaillée dans le §2.4.
En parallèle, des articles complémentaires, provenant en majorité des sources citées dans les 41 articles analysées, ont été analysés respectivement pour les méthodes de substitution et les valeurs d’émission afin de pouvoir connaître en détail l’origine des sources utilisées par les auteurs.
Les 41 articles retenus sont présentés en Annexe 1. Les articles complémentaires sont présentés en Annexe 2 et Annexe 3.
2.3. Prise en compte dans la littérature des valeurs fertilisantes des digestats
apportés au sol
2.3.1. Généralités
L’analyse de la littérature s’est en premier lieu focalisée sur les méthodes de calcul mises en place et les modalités de substitution par soustraction de la cofonction « fertilisation » des ACV appliquées aux digestats par une fonction « fertilisation » avec des engrais minéraux.
Le travail d’analyse a donc porté sur la méthode utilisée par les auteurs pour évaluer l’équivalence entre les deux fonctions « fertiliser avec des digestats » et « fertiliser avec des engrais minéraux ».
Ainsi, parmi les 41 articles retenus pour l’analyse, seulement 35 d’entre eux ont pu être analysés car ils prenaient en compte et/ou présentaient de manière plus ou moins détaillée une méthode de substitution. Certains articles étudiant des digestats ayant plusieurs origines, c’est au total un jeu de 41 données, appelées occurrences dans la suite du rapport, qui a pu être analysé (sur la même base que le jeu de données présenté au chapitre suivant, voir Figure 13).
Comme pour les facteurs d’émissions détaillés dans le paragraphe 2.4, beaucoup d’articles utilisent des facteurs de substitution, généralement pour les engrais N, sans préciser la source, la valeur et parfois la méthode de calcul qu’ils choisissent pour mettre en œuvre ces facteurs de substitution.
L’analyse que nous avons faite des méthodes de substitution s’intéresse à plusieurs questions :
- Quelle méthode de calcul est utilisée pour substituer la cofonction « fertilisation » des digestats par la fonction « fertilisation » avec des engrais minéraux ?
- Quels facteurs de substitution sont retenus ? Varient-ils en fonction de la méthode choisie ? - Quels engrais minéraux sont couramment substitués ?
2.3.2. Méthodes de calcul utilisées pour substituer la cofonction « fertilisation » des
digestats par la fonction « fertilisation » avec des engrais minéraux
Parmi les 35 articles étudiés, nous avons recensé 5 modalités de substitution différentes quelle que soit l’origine du digestat utilisé. Il n’a pas été possible de faire de corrélation entre la modalité de substitution et le digestat étudié. Ces 5 modalités peuvent être classées en trois catégories : substitution dont la méthode n’est pas détaillée ou pas de substitution réalisée (modalité 1), substitution au sens « agronomique » du terme (modalité 2), substitution au sens « ACV » du terme (modalités 3 à 5).
Les 5 modalités de substitution sont présentées dans le Tableau 1.
Tableau 1 : Synthèse des 5 modalités de substitution rencontrées dans la littérature
Modalités Nombres d’articles
concernés 1. La substitution est mentionnée mais aucun détail ne permet de connaître
les modalités de calcul ou la substitution n’est pas réalisée
2. La substitution réalisée est une substitution « agronomique » : le digestat remplace une partie des engrais minéraux dans la fertilisation (fertilisation organo-minérale et non pas 100% minérale) mais ces derniers ne sont pas « substitués » au sens ACV du terme (cf. § 1.5)
3. La substitution est basée sur le potentiel fertilisant du digestat (i.e la teneur en nutriment du digestat) selon plusieurs sous-modalités :
3.1. Substitution basée sur la totalité du potentiel fertilisant du digestat 3.2. Substitution basée sur un taux de substitution appliqué au
potentiel fertilisant du digestat
3.3. Substitution basée sur le coefficient d’équivalence engrais
4. La substitution est basée sur la disponibilité en nutriment présents dans le sol pour la plante
5. La substitution est basée sur d’autres méthodes
3 articles 4 articles* 7 articles 7 articles 5 articles* 7 articles 3 articles * Un article utilise deux modalités de substitution différente selon le nutriment concerné
La grande majorité des articles (72% des articles) mettent en avant la substitution basée sur le potentiel fertilisant du digestat et sur la disponibilité des nutriments dans le sol pour la plante (modalités 3 et 4).Les articles restant utilisent d’autres méthodes de substitution (
Figure 12).
Les principales méthodes de substitution rencontrées, relatives aux modalités 3 et 4 sont donc détaillées ci-dessous avec les facteurs correspondants. De même, la modalité 1 sera détaillée pour comprendre pourquoi certains auteurs ne pratiquent pas la substitution.
Figure 12 : Répartition des articles selon les modalités de
substitution rencontrées 8% 11% 19% 19% 14% 19% 8% Modalité 1 Modalité 2 Modalité 3.1 Modalité 3.2 Modalité 3.3 Modalité 4
2.3.3. Facteurs de substitution retenus selon les principales méthodes de
substitution identifiées
2.3.3.1.
Raisons de la non-substitution d’engrais minéraux (modalité 1)
Deux raisons sont invoquées pour ne pas substituer les engrais minéraux dans les ACV réalisées lorsque l’on épand des digestats.
Selon Bacenetti et al. (2013), les crédits “ESFS” (Energy Saved of Fertilizer Substituted) et “CRFS” (Credits of Fertilizer Substituted), acquis lorsque les digestats (lisier de porc seul, lisier de porc et ensilage de maïs ou ensilage de maïs seul) remplacent les engrais minéraux, sont égaux à la consommation d’énergie fossile et aux émissions de GES liées à la production des engrais minéraux. Dans les trois systèmes de biogaz étudiés par les auteurs, les crédits ESFS and CRFS sont considérés nuls du fait i) que le digestat produit est totalement utilisé comme fertilisant organique avant semis de maïs et ii) que la quantité de lisier de porc produite est utilisée comme fertilisant pour la production de fourrage et donc exclus de l’analyse car cet engrais aurait été appliqué dans tous les cas même sans système de production de biogaz.
Selon Battini et al. (2014), le digestat de fumier est entièrement utilisé comme engrais sur l’exploitation agricole. Du fait que les propriétés fertilisantes du digestat épandu sont considérées comme équivalentes sur le long terme à celui des engrais minéraux, les auteurs considèrent qu’aucun crédit de substitution des engrais minéraux en remplacement du digestat ne doit être considéré.
2.3.3.2.
Substitution basée sur la totalité du potentiel fertilisant du digestat
(modalité 3.1)
7 articles font état d’une substitution basée sur la totalité du potentiel fertilisant du digestat. Le potentiel fertilisant correspond à la teneur en éléments fertilisants contenus dans le digestat. En utilisant la totalité du potentiel fertilisant comme base de substitution, les auteurs considèrent que 100% des éléments fertilisants du digestat se substituent à ceux des engrais minéraux.
Les teneurs en éléments fertilisants des digestats sont données dans 4 articles sur 7. Hormis pour Havukainen et al (2012), Soratana et al. (2014) et Remy and Jekel (2012) qui indiquent utiliser le contenu en éléments fertilisants sans en détailler les valeurs, les autres auteurs utilisent la teneur en éléments fertilisants du digestat ramenée en kg d’éléments fertilisants par tonne.
Les valeurs des contenus en éléments des digestats sont très variables car elles dépendent notamment des types d’intrants en entrée de digesteur.
Beavis et Lundie (2003) proposent des valeurs d’éléments fertilisants en kg par ml de boue uniquement pour l’azote et le phosphore. Alvarado-Morales et al. (2013) et Rehl and Müller (2011) proposent des valeurs d’éléments fertilisants en kg par tonne pour chacun des éléments fertilisants N, P et K. Manninen et al. (2013) proposent des teneurs en azote ammoniacal uniquement sous la forme d’un pourcentage.
Les résultats sont synthétisés dans le Tableau 2.
Tableau 2 : Valeur du potentiel fertilisant total du digestat (Modalité 3.1)
Origine du
digestat Référence
Valeurs du potentiel fertilisant total utilisées pour le digestat Valeur N Valeur P Valeur K
Boues de STEP
Remy and Jekel (2012) n.d. (2)
Manninen et al. (2013) 0.2 et 0.3% N-NH4 de la boue
Beavis and Lundie (2003) 1.6 et 3.3 kg N/ml boue 0.58 et 0.74 kg P/ml boue ?
Résidus de cultures Soratana et al. (2014) n.d. Alvarado-Morales et al. (2013) 7.95 kg N/t algues 8.08 kg N/t ensilage d’algues 8.75 kg P/t algues 8.75 kg P/t ensilage d’algues 36.6 kg of K/t algues 36.6 kg of K/t ensilage d’algues Mix de fumier/lisier/ résidus de cultures/ biodéchets
Rehl and Müller (2011) 1.27, 3.31 et 4.43 kg NH4 + /t digestat 0.43, 1.12 et 2.82 kg P2O5/t digestat 2.66, 3.60 et 4.71 kg K2O/t digestat Havukainen et al. (2012) n.d.
(-) Le nombre entre parenthèse correspond au nombre d’occurrences quand plusieurs occurrences ont la même valeur et la même référence
2.3.3.3.
Substitution basée sur un taux de substitution appliqué au potentiel
fertilisant du digestat (modalité 3.2)
7 articles font état d’une substitution basée sur le potentiel fertilisant du digestat (i.e. contenu en éléments fertilisants) auquel s’applique un taux de substitution pour chacun de ces éléments fertilisants (ex : substitution de 40% de la teneur en azote total du digestat).
Sur les 7 articles, seulement 3 articles détaillent les teneurs en éléments fertilisants contenus dans les digestats.
Les taux de substitution de l’azote varient de 40 à 70%, hormis pour Lantz and Borjesson (2014) qui utilisent un taux de substitution de 100% basé sur l’azote ammoniacal. Les taux de substitution du phosphore et du potassium sont généralement de 100% hormis pour Blengini et al (2011) où les taux sont de 75% pour P et 75% pour K.
Les valeurs des contenus en éléments fertilisants des digestats sont très variables car elles dépendent notamment des types d’intrants en entrée de digesteur. Les résultats sont synthétisés dans le Tableau 3.
Tableau 3 : Contenu en éléments fertilisants du digestat et taux de substitution utilisé (Modalité 3.2)
Origine du
digestat Référence
Valeurs du potentiel fertilisant utilisées et taux de substitution appliqué pour le digestat Valeur + taux N Valeur + taux P Valeur + taux K
Biodéchets/ déchets verts
Bernstad and
Jansen (2011) 3.7 kg N/t digestate + N:70% 0.5 kg P/t digestate + P: 100% 0.6 kg K/t digestate + K: 100% Boldrin et al. (2011) n.d. + N:40% n.d. + P: 100% n.d. + K: 100% Moller et al. (2009) Fruergaard and Astrup (2011) Résidus de cultures Pourbafrani et al.
(2013) 120 kg N/t digestate + N:40% 26 kg P/t digestate + P: 100% 0.5 kg K/t digestate + K: 100% Mix de fumier/lisier/ résidus de cultures/ biodéchets Lantz and Borjesson (2014) n.d. + N-NH4+: 100% n.d. + P: 100% Blenghini et al., (2011) 4.3 kg N/t harvested crop + 3 kg N/t fresh manure + N: 75% 0.5 kg P/t harvested crop + 3 kg P/t fresh manure + P: 75% 5 kg K/t harvested crop + 8 kg KN/t fresh manure + K: 75%
2.3.3.4.
Substitution basée sur le coefficient d’équivalence engrais (modalité 3.3)
5 articles font état d’une substitution basée sur le coefficient d’équivalence engrais. Pour chaque élément fertilisant, le coefficient d’équivalence engrais exprime l’efficacité de l’engrais organique par rapport à un engrais minéral de référence tel que l’ammonitrate ou le superphosphate. Le coefficient d’équivalence engrais est d’autant plus élevé que le digestat contient de l’azote minéral et de l’azote organique rapidement minéralisable. Il dépend aussi de la culture réceptrice, de la période d’apport, et s’il est enfoui ou non.En pratique, il faut multiplier la dose totale d’élément fertilisant apportée par le coefficient d’équivalence engrais pour obtenir la fourniture réelle en éléments fertilisants à la culture. Ceci n’est toujours par forcément clairement exprimé dans les articles utilisant cette méthode de substitution.
Les coefficients d’équivalence pour l’azote (pour lesquels les résultats sont synthétisés dans le Tableau 5) varient de 65 à 85% alors que les coefficients d’équivalence pour le phosphore et le potassium sont généralement de 100%.
Tableau 4 : Coefficient d’équivalence engrais retenu pour substituer le digestat (Modalité 3.3)
Origine du
digestat Référence
Valeurs du coefficient d’équivalence engrais utilisées pour le digestat Coefficient N Coefficient P Coefficient K
Fumier/lisier
Hamelin et al (2012) 85%
Lijo et al. (2014b)
65% 100% 100%
De Vries et al (2012)
Résidus de cultures van Zanten et al. (2014) 65% 100% 100%
Lijo et al. (2014b) Mix de fumier/lisier/ résidus de cultures/ biodéchets De Vries et al. (2012) 65% 100% 100%
Lijo et al. (2014a)
2.3.3.5.
Substitution basée sur la disponibilité en nutriment présents dans le sol
pour la plante (modalité 4)
7 articles font état d’une substitution basée sur la disponibilité des nutriments présents dans le sol pour la plante une fois le digestat épandu.
Dans les 7 articles, l’azote et le phosphore sont systématiquement substitués alors que le potassium n’est substitué que dans 3 articles.
Les coefficients de disponibilité pour l’azote (pour lesquels les résultats sont synthétisés dans le Tableau 5) varient de 48 à 80% alors que les coefficients d’équivalence pour le phosphore et le potassium varient respectivement de 50 à 100% et de 80 à 100%.
Tableau 5 : Coefficient de disponibilité des nutriments présents dans le sol (modalité 4)
Origine du
digestat Référence
Valeurs du coefficient de disponibilité utilisées pour le digestat Coefficient N Coefficient P Coefficient K
Fumier/lisier Rodriguez-Verde et al. (2014) 50% 70% Boues de STEP Hospido et al. (2010) 50% 70% Biodéchets/ déchets verts Evangelisti et al. (2014) 48% 50% 80% Mix de fumier/lisier/ résidus de cultures/ biodéchets Lansche and Müller (2012) 80% 100% 100% Thibodeau et al. (2014b) 50% 90% Poeschl et al. (2012a) 45% 100% 100% Poeschl et al. (2012b)
2.3.3.6.
Variation des facteurs de substitution selon la méthode choisie
Sur l’ensemble des 35 articles, au final seulement 19 articles proposent des taux de substitution pour l’azote, 18 articles pour le phosphore et 15 articles pour le potassium.
Les taux de substitution présentés dans les modalités 3 et 4, dès lors qu’elles sont exprimées en %, sont relativement proches pour le phosphore et le potassium, la majorité des auteurs proposant un coefficient de 100% pour ces deux éléments. Les valeurs pour l’azote restent très variables, entre 40 à 85%.
Toutefois, la difficulté de l’analyse réside dans le fait qu’il est difficile à la lecture des articles de connaitre la méthode utilisée pour obtenir ces taux de substitution. Les sources, quand elles sont disponibles, ne sont pas suffisamment étayées pour permettre de dire si ces pourcentages sont comparables car obtenus sur la même base (données expérimentales, données calculées…).
2.3.4. Engrais minéraux couramment substitués dans les principales méthodes de
substitution identifiées
Dans les Analyses du Cycle de Vie, lorsque des engrais minéraux sont substitués par du digestat, le choix de l’engrais minéral substitué peut avoir une grande importance sur les résultats obtenus.
Dans la plupart des articles étudiés et lorsque l’information est disponible, seule la fabrication des engrais est prise en compte, les autres étapes, telles que le transport, l’épandage et les émissions générées ne sont pas prises en compte dans la substitution. Seuls 7 articles prennent en compte les émissions générées par l’épandage d’engrais minéraux évités (voir §2.5.1)
Sur les 35 articles analysés, 18 articles détaillent le type d’engrais azoté substitué (51% des articles), 18 articles détaillent le type d’engrais phosphaté substitué (51% des articles) et 14 articles détaillent le type d’engrais potassique substitué (40% des articles).
Les engrais minéraux substitués sont présentés dans le Tableau 6.
Tableau 6 : Engrais minéraux substitués dans les articles analysés Engrais minéraux substitués (nombre d’articles concernés)
Engrais N Engrais P Engrais K
Nitrate d’Ammonium (7)
Urée (4) Non précisé (2)
Nitrate d’Ammonium calcique (3) Sulphate d’Ammonium (1) Phosphate de Diammonium (1) Triple Superphosphate (5) Superphosphate (5) Non précisé (4) Phosphate de Diammonium (3) Chlorure de Potassium (6) Sulphate de Potassium (4) Non précisé (3)
Les principaux engrais substitués sont le nitrate d’ammonium pour l’azote, le superphosphate ou triple superphosphate pour le P et le chlorure de potassium pour le K.
Ces engrais sont généralement ceux qui sont les plus utilisés, du moins, est-ce le cas pour la France comme le montrent les statistiques de l’UNIFA (Union des Industries de la Fertilisation) sur les livraisons en France métropolitaine pour la campagne 2013/2014 des engrais minéraux2. Selon cette source, les engrais minéraux représentent : Ammonitrates : Urée : Triple superphosphate : Autres superphosphates : Chlorure de potassium : Phosphate de Diammonium :
46% des tonnages d’engrais simples N livrés en France représentant 44% des quantités d’azote livrées par ces types d’engrais,
12% des tonnages d’engrais simples N livrés en France représentant 17% des quantités d’azote livrées par ces types d’engrais,
53% des tonnages d’engrais simples P livrés en France représentant 70% des quantités de phosphore livrées par ces types d’engrais,
35% des tonnages d’engrais simples P livrés en France représentant 24% des quantités de phosphore livrées par ces types d’engrais,
51% des tonnages d’engrais simples K livrés en France représentant 84% des quantités de potasse livrées par ces types d’engrais,
21% des tonnages d’engrais binaires livrés en France représentant respectivement 25% et 52% des quantités d’azote et de phosphore livrées par ces types d’engrais.
2.4. Prise en compte dans la littérature des émissions et rejets liés aux digestats
apportées au sol
Dans un objectif d’exhaustivité pour pouvoir préconiser des recommandations pour la modélisation des émissions à l’épandage en ACV, le travail ne s’est pas limité aux émissions et rejets azotés liés à l’apport au sol des digestats, mais a également pris en compte le devenir du phosphore, ainsi que la séquestration du carbone biogénique dans les sols. Aussi, les émissions à l’épandage incluses dans le périmètre de l’étude sont : les émissions d’azote sous forme NH3, N2O, NOx, NO3
-, N2-, les émissions de phosphore sous forme PO43- ainsi que le devenir du carbone. La prise en compte du contenu en éléments traces métalliques (ETM) des digestats apportés au sol a également été un point d’attention.
2.4.1. Généralités
Parmi les 41 articles retenus, 29 articles prennent en compte une ou plusieurs des émissions et rejets cités précédemment lors de l’épandage, en proposant des valeurs, principalement issues de la bibliographie. Certaines références étudiant plusieurs MAFOR, ce sont au total 40 jeux de données tels que représentés sur la Figure 13 qui sont recensés dans cette étude.
Figure 13 : Représentation schématique d’un jeu de données
A l’examen de ces 40 jeux de données, plusieurs constats ont été faits, qu’il convient de préciser avant de détailler la prise en compte des émissions et rejets.
Lorsque plusieurs MAFOR épandues sur les sols sont étudiées dans une même référence, il est fréquent que les mêmes facteurs d’émissions ou de rejets soient utilisés d’une MAFOR à l’autre.
Beaucoup d’articles utilisent des facteurs d’émissions sans préciser la valeur qu’ils choisissent pour ces facteurs d’émissions. Or, si les sources utilisées par les auteurs pour ces facteurs sont en général fournies, l’identification de la valeur choisie relève parfois de l’interprétation du lecteur, faute de suffisamment d’informations dans l’article initial.
Par ailleurs, il arrive que plusieurs sources soient citées pour un même facteur d’émission, alors que ces sources ne fournissent pas les mêmes valeurs de facteurs d’émission. Là encore, l’interprétation du lecteur intervient.
L’analyse s’intéresse à plusieurs questions :
- Comment les émissions et rejets sont-ils exprimés (principalement par rapport à l’azote total ou au phosphore total épandu, ou bien par rapport à d’autres formes azotées ou phosphatées) ?
- Quels facteurs d’émission sont retenus ? Les facteurs d’émission sont-ils caractéristiques des digestats ?
2.4.2. Emissions de N
2O
Les émissions de N2O sont comptabilisées et quantifiées dans presque la majorité des cas recensés (28 articles sur 29, soit 36 jeux de données sur 39).
2.4.2.1.
Comment les émissions de N
2O sont-elles exprimées ?
Les auteurs prennent en compte :
- Les émissions directes de N2O (28 articles sur 29, soit 36 jeux de données sur 39)3. Ces émissions directes sont en général exprimées en pourcentage de l’azote épandu, mais elles peuvent également être exprimées en pourcentage de l’azote épandu restant après volatilisation du NH3.
- Les émissions indirectes de N2O, issues des émissions de NH3 et NOx (12 articles sur 29, soit 18 jeux de données sur 39).
- Les émissions indirectes de N2O suite au lessivage et/ou ruissellement de l’azote sous forme de nitrates (9 articles sur 29, soit 17 jeux de données sur 39).
2.4.2.2.
Quantification des émissions de N
2O
Les facteurs d’émission de N2O utilisés dans les ACV présentent peu de variabilité (Tableau 7).
Tableau 7 : Quantification des émissions de N2O post-épandage de digestat dans la littérature ACV
Valeurs Nombre
d’articles Sources
Emissions directes
[0,17%-2%] du N épandu ou du N épandu restant après volatilisation de NH3 Sur les jeux de données :
Moyenne=1,37% et écart-type=0,47% Sur les articles :
Moyenne=1,27% et écart-type=0,40%
28 12 sources différentes
Emissions indirectes
issues NH3 et NOx 1% du N émis sous forme NH3 et NOx 10
IPCC (2006) et IPCC (1997), facteur EF4
Emissions indirectes issues NO3
-0,75% du N lessivé sous forme NO3- 2,5% du N lessivé sous forme NO3-
6
2 IPCC (2006), facteur EF5 Trois sources principales sont utilisées pour la quantification des émissions de N2O :
- IPCC (2006), volume 4, chapitres 10 et 11. 13 articles se basent sur cette référence. 3 autres articles se basent sur les valeurs de l’IPCC (1997)
- 4 articles se basent sur la référence Brentrup (2000). - 3 articles se basent sur la référence Bruun (2006).
L’IPCC (2006) distingue les émissions directes, indirectes issues de l’émission de NH3 et NOx, et indirectes suite au lessivage/ruissellement de l’azote sous forme de nitrates. Le facteur d’émission directe de N2O est de 2% (soit 0,02 kg de N-N2O émis par kg de N épandu) dans le cas des troupeaux laitiers ou non, des volailles et des porcs. Il est de 1% pour les autres animaux ainsi que les moutons. Pour les autres types de substrats épandus au sol (fertilisants minéraux, amendements organiques, résidus de cultures), le facteur d’émission directe de N2O est de 1% (il était de 1,25% dans le rapport IPCC (1997)). Concernant les émissions indirectes de N2O, l’IPCC (2006) propose un facteur de 1% lié aux émissions de N2O issues de l’émission de NH3 et NOx, c’est-à-dire 0,01 kg de N2O émis par kg de NH3+NOx émis. Le facteur d’émission indirecte de N2O consécutive au lessivage et ruissellement de nitrate est de 0,75%, c’est-à-dire 0,0075 kg de N2O émis par kg de NO3- lessivé/en ruissellement (ce taux était de 2,5% dans l’IPCC (1997)).
Brentrup (2000) et Bruun (2006) considèrent uniquement les émissions directes de N2O.
Bentrup (2000) s’appuie sur la littérature pour insister sur le fait qu’il existe des variations d’émissions de N2O suite à l’épandage de MAFOR mais, faute de données, recommande d’utiliser le facteur d’émission directe de
3 Lorsqu’un facteur d’émission de N
2O est proposé dans un article sans préciser s’il s’agit d’émissions directes ou indirectes de N2O, il a été considéré que ce facteur est relatif à des émissions directes, et que les émissions indirectes n’ont pas été prises en compte.
N2O recommandé par l’IPCC (1997). Les auteurs présentent les facteurs pédoclimatiques ayant une influence sur le taux d’émission de N2O.
Bruun (2006) propose des facteurs d’émission de N2O dans le cas de digestat de FFOM, appliqués sur différents types de sol, pour 2 climats différents et différents types de fermes. Ces données sont issues du modèle danois Daisy (Hansen, 2012). Il s’agit d’un modèle global sur les écosystèmes agricoles, qui permet d’effectuer des bilans énergétique, hydrique, azoté, ainsi que sur la croissance des cultures et le devenir de fertilisants minéraux.
2.4.3. Emissions de NH
3Les émissions de NH3 sont prises en compte dans la majorité des cas (24 articles sur 29, représentant 33 jeux de données sur 39). Cependant, il est impossible d’accéder aux valeurs retenues dans les ACV pour 3 articles, ceux-ci faisant référence soit à un modèle, soit à un ensemble de paramètres influençant les émissions de NH3 (Brentrup, 2000). Dans ces deux cas, des informations manquent dans les articles ACV pour déterminer les facteurs d’émission retenus par les auteurs.
2.4.3.1.
Comment les émissions de NH
3sont-elles exprimées ?
Les émissions de NH3 sont en général exprimées en fonction de la quantité de l’azote ammoniacal contenu dans la MAFOR épandue (12 articles, soit 16 jeux de données sur les 33 fournissant une quantification des émissions de NH3). L’utilisation de cette unité traduit directement la relation entre l’ammoniac émis et l’azote ammoniacal contenu dans la MAFOR épandue. Les autres articles expriment les émissions de NH3 en fonction de l’azote total contenu dans la MAFOR épandue, ou plus anecdotiquement en fonction de l’azote disponible ou de l’azote présent au stockage.
2.4.3.2.
Quantification des émissions de NH
3Afin de déterminer si, d’après la littérature ACV, des taux d’émission de NH3 peuvent se dégager par type de digestat, le Tableau 8 recense les valeurs retenues dans les articles, en fonction des types de digestat épandus.
A partir du Tableau 8, il apparaît que les taux d’émission de NH3 concernant les digestats de FFOM, biodéchets et déchets verts sont compris dans un intervalle entre 3,7 et 7,5% de l’azote épandu. Ces taux sont plus faibles que pour les autres digestats, pour lesquels il est impossible de dégager des intervalles de taux d’émission par type, étant donné les disparités des valeurs (de 1 à 25,8% de l’azote total épandu ou de 5 à 60% de l’azote ammoniacal contenu dans le digestat, pour les valeurs disponibles) et le trop faible nombre de références par type de digestat.
Tableau 8 : Quantification des émissions de NH3 post-épandage de digestat dans la littérature ACV MAFOR Code article % du Ntot % du N-NH4 Autre Digestat FFOM o8 3,7% 5%
Digestat 2/3 FFOM - 1/3 déchets verts o12 7,5% 15%
Digestat de FFOM o17 5,0% 7,5%
Digestat de FFOM o19 7,5% 15%
Digestat de fumier o13 16,0% 24%
Digestat de lisier o16 2% du Ndispo
Digestat de lisier o21 10,9% 14%
Digestat de lisier (fraction solide) o21 10,0% 40%
Digestat de lisier (fraction liquide) o21 11,8% 18%
Digestat d'ensilage de maïs o13 16,0% 24%
Digestat de cultures énergétiques o20 50%
Digestat de résidus de cultures ou cultures énergétiques o26 4,0%
Digestat de maïs + sorgho + triticale + miscanthus + fumier bovin o10 15% du N à l'étape
de stockage
Digestat de fumier + ensilage de maïs o13 16,0% 24%
Digestat de lisier + cosubstrat o16 2% du Ndispo
Digestat de lisier bovin, maïs et foin o29 30%
Digestat de fumier et déchets d'IAA o30 5%
Digestat (fumier bovin, paille, ensilage de maïs, d'herbe, de blé, résidus
de nourriture, marc, boues d'abattoir, graisses) o37 4,0%
Digestat (fumier + ensilage de maïs) o40 10-30%
Digestat (déchets de cuisine et eaux grises) o45 22,0%
Digestat d'eaux usées + déchets de cuisine - épandage par injection o46 1-17% Digestat d'eaux usées + déchets de cuisine - épandage par "splash plate" o46 22,0%
Boue digérée o24 25,8% 60%
Digestat d'eaux usées o41 6,3%
Digestat d'eaux usées (phase liquide) o41 6,3%
Boues de STEU o18 25,8% 60%
Eaux usées o41 8,0%
Boues de STEP o45 8,0%
Boues o46 8,0%
2.4.4. Emissions de NO
xPour les NOx, peu de références proposent un facteur d’émission (10 articles au total, soit 14 jeux de données). D’autre part, lorsqu’une référence propose un facteur d’émission, le même facteur est utilisé quelle que soit le digestat épandu. A partir de ces informations, il est donc impossible d’établir un facteur d’émission en fonction du type de digestat épandu.
Cependant, à l’examen des facteurs d’émission de NOx employés dans les articles ACV (Tableau 9), il apparaît que les facteurs d’émission de NOx sont très faibles. En effet, ces facteurs d’émission sont compris dans l’intervalle [0,13%-1,20%] en fonction de la quantité d’azote total épandu. La moyenne étant de 0,39% mais l’écart-type est élevé (0,36%).
Tableau 9 : Quantification des émissions de NOx post-épandage de digestat dans la littérature ACV Code
article
% du Ntot épandu
% du N restant au sol après volatilisation de NH3
% de N-N2O
émis source
o6 0,55% Stehfest and Bouwman (2006)
o10 0,05% EEA (2005) ?
o20* 0,13% 10% Audsley (2003)
o21* 0,42% 21% Wolfensberger and Dinkel (1997)
o26* 0,26% 21% Wolfensberger and Dinkel (1997)
o37* 0,26% 21% Wolfensberger and Dinkel (1997)
o40 1,20% Stehfest and Bouwman (2006)
o41 0,70% Remy (2010)
o45* 0,21% 21% Wolfensberger and Dinkel (1997)
* Ces articles expriment les émissions de NOx en fonction de la quantité émise de N-N2O. Les facteurs d’émissions en fonction de la quantité d’azote total épandu ont été calculés à partir des informations disponibles dans les articles. La référence Wolfensberger and Dinkel (1997) est disponible dans le rapport n°15 Ecoinvent (Nemecek and Kägi, 2007)
2.4.5. Emissions de N
2Seuls 3 articles proposent un facteur d’émission de N2. Ce facteur est exprimé en fonction de la quantité d’azote épandu (8% selon Dämmgen (2000) et 9% selon Brentrup (2000)), ou bien en fonction de la quantité de N2O émis (3% du N-N2O émis dans le cas d’un sol sableux d’après le modèle SimDen ; modèle de quantification des émissions de N2O et de dénitrification (Vinther, 2005)).
2.4.6. Rejets de nitrate NO
3-16 articles, représentant 23 jeux de données, déclarent prendre en compte les rejets de NO3
-. Cependant, les valeurs retenues ne sont accessibles que pour 8 articles, représentant 14 jeux de données.
Parmi ces 8 articles (Tableau 10), la plupart proposent des fourchettes de valeurs, car les taux de lessivage et ruissellement dépendent du type de sol. Par ailleurs, on compte presque autant de manières de comptabiliser les rejets de nitrates que d’articles qui les prennent en compte. Ces quantités de NO3
rejetées dans le milieu aquatique sont exprimées :
- Sans distinction du lessivage/ruissellement : o en fonction de l’azote total épandu
o en fonction du surplus d'azote (différence entre l’azote apporté par la fertilisation et l’azote capté par les cultures)
- Pour la fraction lessivée :
o en fonction de l’azote épandu,
o en fonction de l’azote restant au sol après la volatilisation de NH3,
o en fonction de l’azote ammoniacal épandu restant au sol après la volatilisation de NH3. - Pour la fraction rejetée par ruissellement :
o en fonction de l’azote épandu
Des modèles sont également utilisés, mais les valeurs issues de ces modèles ne sont pas retranscrites dans les articles ACV.
A l’issue de cette analyse de la comptabilisation des rejets de nitrate, nous pouvons donc dire qu’il n’y a pas de consensus sur le calcul de ces rejets, ni sur l’unité dans laquelle ces rejets doivent être exprimés.
Parmi les articles ACV donnant une quantification des rejets de nitrates, seule une référence fournit une quantification différenciée de ces rejets selon le type de digestat épandu (Hamelin et al, 2011).
