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Evaluation de l’impact eutrophisation selon deux
nouvelles méthodes de calculs pour l’Analyse du Cycle
de Vie. Etude de cas : la filière de méthanisation
territoriale de la CARENE (44)
Nicolas Faure
To cite this version:
Nicolas Faure. Evaluation de l’impact eutrophisation selon deux nouvelles méthodes de calculs pour
l’Analyse du Cycle de Vie. Etude de cas : la filière de méthanisation territoriale de la CARENE (44).
Sciences de l’environnement. 2016. �hal-02605717�
ECOLE DES METIERS DE L’ENVIRONNEMENT
Campus de Ker-Lann – Rennes
www.ecole-eme.fr
Mémoire de fin d’étudesFormation Ingénieur en Génie de l’Environnement
NICOLAS FAURE Correcteur : CATHERINE RICORDEL
ANNEE : 2016-2017
Stage réalisé du 01/03/16 au 14/09/16 Version n°2 du 18/09/2016
Evaluation de l’impact eutrophisation selon deux nouvelles méthodes
de calculs pour l’Analyse du Cycle de Vie
Etude de cas : la filière de méthanisation territoriale de la CARENE (44)
Institut national de recherche en sciences et technologies pour l’environnement et l’agriculture 17 Avenue de Cucillé – CS 64427 – 35044 Rennes
Institut national de la recherche agronomique - UMR-SAS 65 rue de St-Brieux – 35042 Rennes
ECOLE DES METIERS DE L’ENVIRONNEMENT
Campus de Ker-Lann – Rennes
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Preface
Je souhaite remercier mes maîtres de stages Lynda Aissani et Samuel Le Féon de l’IRSTEA au même titre que Joël Aubin et Laure Nitschelm de l’INRA pour leurs conseils lors des réunions, leur disponibilité, leur sympathie et leur confiance.
Je tiens aussi à remercier l’ensemble de l’équipe de l’IRSTEA qui m’a beaucoup appris sur la méthanisation en ayant l’occasion de discuter et d’aider aux lancements de manipulations.
Un grand merci à Thierry Bioteau (IRSTEA) et Pascal Pichelin (INRA) qui ont su prendre de leurs temps pour m’initier au SIG, véritable clé de voûte de la spatialisation. Je remercie particulièrement Thierry qui a su me montrer les ficelles du métier.
Merci aussi à Claire Dechaux pour le temps qu’elle a su consacrer aux stagiaires pour nous former à la pratique du logiciel GaBi ainsi que pour tous ses conseils quant à la présentation de mes résultats.
Je remercie le personnel de l’INRA et plus particulièrement Chantal Gascuel-Odoux pour ses explications sur les modèles Nutting’N et Nutting’P que l’on a ensuite pu intégrer aux calculs de spatialisation pour mon stage. Merci à Tristan Senga-Kiesse pour ses suggestions sur la possible quantification les incertitudes de données et de méthodes. Elles ont su enrichir les perspectives d’amélioration des méthodes.
Je tiens également à remercier les Groupements d’Intérêts Publics Loire Estuaire et Seine-aval pour leurs confiances quant au partage de leurs données bathymétriques, fruits de plusieurs années de mesures. Merci également au pôle IRSTEA de Lyon pour le partage des données de SYRAH, preuve d’une culture de l’esprit de recherche.
Merci enfin à l’équipe des stagiaires 2016, aux permanents et non permanents, aux doctorants de l’IRSTEA pour tous les moments partagés dans la bonne humeur.
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Avant-Propos
Présentation de l’Unité de Recherche en Optimisation des Procédés en Agriculture,
Agroalimentaire et Environnement – OPAALE – et l’Unité Mixte de Recherche « Sol Agro
et hydrosystème Spatialisation » – UMR SAS
L’unité OPAALE fait partie du centre IRSTEA1 de Rennes. Les domaines de recherche de l’unité de
recherche OPAALE concernent la gestion environnementale des déchets et l’amélioration des procédés industriels agro-alimentaire. Elle rassemble environ 60 permanents dont la moitié de chercheurs et ingénieurs, avec des compétences dans les domaines complémentaires dont fait appel la recherche expérimentale en procédés de traitement de déchet organique et en agroalimentaire, à savoir des compétences en microbiologie, chimie analytique, mécanique des fluides, évaluation environnementale, et géomatique, pour n’en citer que quelques exemples. Cette équipe est consolidée par des doctorants et post-doctorant ainsi que des stagiaires pour un budget annuel d’environ 2 millions d’euros (fonctionnement-équipement). L’unité regroupe quatre équipes de recherche autrefois regroupées en deux unités : GERE – gestion environnementale et traitement biologique des déchets – pour les deux premières équipes et TERE – Technologies des équipements agroalimentaires – pour les deux autres :
- SAFIR : Stratégie d’amélioration des filières et de réduction des impacts
- PANDOR : Procédé de valorisation agronomique et énergétique des déchets organiques - IRMFood : Caractérisation par RMN/IRM des bioproduits et de leurs transformations - ACTA : Aéraulique et contrôle des atmosphères turbulentes
L’équipe SAFIR a pour objectif d’étudier les impacts environnementaux et sanitaires de la gestion des effluents et déchets organiques ainsi que les aspects organisationnels et techniques des filières. Il s’agit d’étudier l’impact des procédés unitaires à l’échelle de la filière globale sur les enjeux majeurs tes que les émissions gazeuses (NH3, gaz à effet de serre et odeurs) ou tels que les émissions d’azote et de phosphore
à l’origine des phénomènes d’eutrophisation si bien connu en Bretagne. Compte-tenu des problèmes environnementaux liées à l’agriculture et par voie de conséquence à la gestion des déchets, l’amélioration de leur évaluation au sein de l’Analyse de Cycle de Vie (ACV) est essentielle.
Ce stage est à l’origine d’une collaboration entre l’équipe SAFIR et l’UMR SAS de l’INRA dont l’intérêt pour la spatialisation de l’ACV et les travaux menés respectivement dans les deux équipes à ce sujet rapprochent naturellement.
L’UMR SAS est sous la cotutelle de l’INRA2 et d’Agrocampus Ouest. Implantée sur le site
d’Agrocampus Ouest à Rennes, elle dispose d’une antenne supplémentaire à Quimper. Elle comprend environ 70 permanents avec des compétences en sciences du sol, hydrologie, agronomie, évaluation environnementale, zootechnie, bioclimatologie et géomatiques. L’objectif de l’unité est de comprendre le fonctionnement du milieu naturel et les interactions avec des systèmes des productions actuels à dominante végétale (grandes culture, légumes, prairies) ou animale (élevages liés au sol, hors sol, terrestres ou aquatiques), dans le but de contribuer à l’élaboration de systèmes de production agricole durable. Par une approche intégrative et spatialisée des territoires ruraux, les recherches se concentrent sur deux aspects : les cycles hydrologiques et biogéochimiques (C, N, P) dans les agrosystèmes et l’évaluation multicritère de ces derniers.
1 IRSTEA : Institut national de Recherche en Sciences et Technologies pour l’Environnement et l’Agriculture 2
Table des Matières
Introduction ... 1
I.
Contexte et enjeux ... 3
I.1. La méthanisation ... 3
I.1.1. Description de la méthanisation ... 3
I.1.2. Valorisation du biogaz ... 5
I.1.3. Valorisation du digestat ... 5
I.1.4. Politique actuelle vis-à-vis de la méthanisation en France ... 6
I.2. L’eutrophisation : mécanismes et enjeux ... 7
I.3. L’ACV territoriale spatialisée ... 9
I.3.1. Méthodologie générale de l’ACV ... 9
I.3.2. Calcul de l’impact eutrophisation en ACV ...11
I.3.3. Limites du cadre méthodologique de l’ACV ...12
I.3.4. Vers une spatialisation continue ...13
I.3.5. L’ACV de la méthanisation territoriale ...14
II. Matériel et méthode ...16
II.1. Définition de la maille géographique ...16
II.2. Présentation des méthodes ex-post et ex-ante ...16
II.3. La méthode ex-ante ...17
II.3.1. Détermination du facteur de devenir ...17
II.3.2. Détermination des facteurs de sensibilité ...23
II.3.3. Intégration à un facteur de caractérisation spatialisé ...28
II.4. La méthode ex-post ...29
II.4.1. Détermination des facteurs de sensibilité ...29
II.4.2. Intégration à un facteur de caractérisation spatialisé ...32
II.5. Présentation de la filière de méthanisation territoriale de la CARENE ...32
III.
Application de la méthode ex-ante au cas d’étude : la filière méthanisation de la
CARENE ...35
III.1. Calcul de la sensibilité des milieux ...35
III.1.1. Cours d’eau ...35
III.1.2. Estuaire de Saint Nazaire et Baie de Seine ...37
III.2. Calcul du devenir des nutriments ...38
IV.
Résultats d’impacts et discussions...39
IV.1. Résultats comparatifs des approches et interprétations ...39
IV.2.Avantages et incovénients des deux méthodes ...43
IV.3.1. Le devenir des émissions azotées atmosphériques ...45
IV.3.2. L’évaluation des incertitudes ...45
Conclusion ...47
Bibliographies ...48
Liste des illustrations
Figures
Figure 1 : Principe général et grandes étapes de la méthanisation (Groupe Vol-V biomasse
SAS)
... 3
Figure 2: Potentiel méthanogène de différentes substrats organiques (Source : Bélin et al.,
2010)
... 4
Figure 3 : Réacteur à cellules libres agité avec recyclage de biomasse (voie sèche)
... 5
Figure 4 : Schéma des voies de valorisation du digestat (Source: ADEME, 2014) ... 6
Figure 5 : Dessin d’une algue du genre Ulva (Source : IFREMER) ... 7
Figure 6 : Schéma des étapes menant à l'eutrophisation (Source :Issues in Ecology, 1998) . 7
Figure 7 : Les étapes du cycle de vie (Source : ELSA-PACT)
... 9
Figure 8 : Les interactions des étapes de l’ACV (Source: Jolliet et al., 2012) ... 9
Figure 9 : Processus d’évaluation des impacts (source : Jolliet e al. 2005) ... 11
Figure 10 : Calcul des potentiels d'eutrophisation des différents nutriments impliqués dans
l'eutrophisation à partir du ratio de Redfield (Source : Heijungs et al., 1992)
... 12
Figure 11 : Exemple des dimensions spatiales et temporelles affectant différents impacts
environnementaux (Source : J.C. Bare, 2014)
... 13
Figure 12 : Principe du continnum de spatialisation (Source: ADEME, 2015) ... 14
Figure 13 : La méthanisation : un système multifonctionnel ... 14
Figure 14 : Représentation du principe de devenir des nutriments ... 17
Figure 15 : Schéma générique du modèle Nutting
... 18
Figure 16 : Structure du modèle Nutting'N
... 19
Figure 17 : Structure du modèle Nutting’P... 20
Figure 18 : Principe du transfert des éléments N et P dans un secteur hydrographique
continental sans prise en compte du transfert de N vers les eaux côtières
... 22
Figure 19 : Schéma du principe de devenir de N pour une émission en secteur continental 23
Figure 20 : Schéma illustrant la hauteur maximale sur terrain naturel (Source : REO version
6.0, 2014) ... 25
Figure 21: Représentation schématique du taux de plan d’eau pour un tronçon (avec en bleu
foncé : le lit majeur ; en rouge : le lit mineur ; en bleu clair : le plan d’eau ; en bleu clair rayé :
la surface de plan d’eau dans le lit majeur) ... 26
Figure 22 : Principaux paramètres décrivant le fonctionnement hydrologique d’une zone
littorale (Source : Håkanson et al., 2008)
... 27
Figure 23: Représentation schématique des distances de l’hypothèse de linéarisation
émission – devenir ... 32
Figure 24 : Résultats d’impact eutrophisation marine selon la méthode ex-post avec et sans
post-traitement (UF : traiter 1an déchet CARENE) (Source : Giraud, 2015)
... 33
Figure 25 : Synoptique de la filière avec les secteurs hydrographiques d’émission ... 34
Figure 26 : Résultats du facteur morphologique lié à l’ombrage ... 36
Figure 27 ; Représentation de l’impact eutrophisation marine des différents scénarii selon les
méthodes ex-ante (à gauche), ex-post (au milieu) et CML (à droite) ... 39
Figure 28 : Représentation de l’impact eutrophisation d’eau douce des différents scénarri
selon les méthodes ex-ante (à gauche) et ex-post (à droite) ... 40
Figure 29 : Représentation des contributions des différents scénarii pour les impacts
eutrophisations d’eau douce selon les méthodes ex-ante (à gauche) et ex-post (à droite) ... 40
Figure 30 : Représentation des contributions des différents scénarii pour les impacts
eutrophisations marines selon les méthodes ex-ante (à gauche) et ex-post (à droite) ... 41
Figure 31 : Répartition des impacts de la filière méthanisation territoriale en étape du cycle
de vie (en % relatif)... 42
Equations
Équation 1 : Equation caractéristique du modèle Nutting
... 19
Équation 2 : Flux interannuel moyen de nitrate estimé ... 19
Équation 3 : Flux interannuel moyen de phosphore total estimé ... 20
Équation 4 : Facteur de devenir des nitrates ... 21
Équation 5 : Facteur de devenir des composés phosphorés
... 22
Équation 6 : Estimation du facteur de devenir de l’azote pour une émission en secteur
continental
... 23
Équation 7: Facteur de sensibilité à l’eutrophisation eau douce selon la méthode ex-ante ... 24
Équation 8 : Simplification du facteur morphologique lié aux seuils et ouvrages
... 25
Équation 9 : Facteur de sensibilité à l’eutrophisation marine selon la méthode ex-ante ... 28
Équation 10 : Facteur de sensibilité à l’eutrophisation eau douce selon la méthode ex-post 30
Équation 11 : Facteur de sensibilité à l’eutrophisation marine pour secteurs littoraux selon la
méthode ex-post ... 31
Équation 12 : Facteur de sensibilité à l’eutrophisation marine pour secteurs continentaux
selon la méthode ex-post ... 31
Tableaux
Tableau 1 : Définition de l’indice de sensibilité à l’eutrophisation lié à l’ombrage (source :
Agence de l’eau Rhône-Méditerranée-Corse ... 26
Tableau 2 : Classification des zones côtières en fonction de leurs expositions (Ex), (Source :
Lindgren et Håkanson, 2007)
... 28
Tableau 3: Valeurs seuil des classes d’état écologique des normes SEQ-Eau (articles
R.212-10,R.212-11 er R.212-18 du code de l’environnement) ... 30
Tableau 4 : Valeurs seuil du bon état écologique des masses d’eau marine (articles R.
212-10, R. 212-11 et R. 212-18 du code de l'environnement)
... 30
Tableau 5 : Périodes productives des façades maritimes (articles R. 212-10, R. 212-11 et R.
212-18 du code de l'environnement)
... 31
Tableau 6 : Substances émises par les étapes de valorisation du digetat (Source : Giraud,
2015)
... 34
Tableau 7 : Facteurs de sensibilité
des eaux de surface à l’eutrophisation selon les
méthodes ex-ante et ex-post
... 36
Tableau 8 : Facteurs de sensibilité des eaux côtières à l’eutrophisation selon les méthodes
ex-ante et ex-post
... 38
Tableau 9 : Facteurs de devenir des impacts eutrophisation d’eau douce (P) et marine (N)
selon la méthode ex-ante
... 38
Cartes
Carte 1 : Indicateur du potentiel d’eutrophisation côtière des rivières et fleuves européens
(Source : Billen et al.2011) ... 8
Carte 2 : Carte des scénarri d’épandage du compost (Source : ArcMap) ...33
Carte 3 : Carte de la zone côtière de l’Estuaire de la Loire (Source : ArcMap) ...37
Liste des abréviations:
ACV (Anglais : LCA) : Analyse du Cycle de Vie (Ang : Life Cylce Assessment) ADEME : Agence de l’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie
BD : Base de Données
BDTOPO® : Base de données topographique de l’IGN BFI : Base Flow Index
BV ; Bassin versant CH4 : Méthane
CML : Méthode de caractérisation de l’université de Leiden, Pays-Bas DCE : Directive Cadre sur l’Eau
DCO : Demande Chimique en Oxygène EEA : European Environment Agency
EMAA Plan Energie Méthanisation Autonomie Azote FC : Facteur de Caractérisation
FD : Facteur de Devenir FS : Facteur de Sensibilité GES : Gaz à Effet de Serre GIP : Groupement d’Intérêt Public GNV gaz naturel pour véhicules Ha : Hectare
ICV : Inventaire du Cycle de Vie
IFEN: Institut Français de l’Environnement
IFREMER : Institut Français de Recherche pour l’Exploitation de la Mer IGN : Institut National de l’information géographique et forestière ILCD : International Reference Life Cycle Data System
ISO: International Standard Organization
Ketp ( kilo tonne d’équivalent pétrole ) : unité de mesure de l’énergie MEEDDM : Ministère de l’Ecologie, du Développement Durable et de la Mer MNT: Modèle Numérique de Terrain
MO : Matière Organique
N2O : Protoxyde d’azote (oxyde nitreux)
ONEMA : Office National de l’eau et des milieux aquatiques RAINS : Regional Air Pollution Information et Simulation SAGE : Schéma d’Aménagement et de Gestion des Eaux
SDAGE ;: Schéma Directeur d’Aménagement et de Gestion des Eaux SEQ : système d’évaluation de la Qualité
SIG : Système d’Information Géographique
SOes : Service de l’Observation et des Statistiques
SYRAH : Système Relationnel d’Audit de l’Hydromorphologie des Cours d’Eau UF : Unité Fonctionnelle
1
Introduction
L’Analyse du Cycle de Vie (ACV) est une méthodologie d’évaluation des impacts environnementaux potentiels d’un système (produit, service, procédé, filière) tout au long de son cycle de vie. Son utilisation pour des systèmes de plus en plus complexes et variés grandi et s’accompagne d’une prise de conscience de ces limites. L’ACV ayant été initialement développé pour l’évaluation de produits, elle présente des limites à l’élargissement de son champ d’application à des filières, notamment par manque de contextualisation de la méthodologie. L’ACV présente néanmoins une pertinence particulière pour l’évaluation des performances d’une filière du fait de son caractère holistique (pensée Cycle de Vie et évaluation multicritère) permettant de diagnostiquer de potentiels transferts de pollution. Son utilisation pour l’évaluation de l’insertion de filière, par exemple de production d’énergie renouvelable, de valorisation des déchets ou de production agricole, au sein d’un territoire est donc des plus pertinentes.
Les faiblesses de la méthodologie ACV entendues par manque de contextualisation correspondent au positionnement du système étudié dans son contexte spatial. Cette contextualisation passe par une prise en compte systématique des caractéristiques territoriales, appelée également « différenciation spatiale ou spatialisation ». En ACV « classique », la planète est considérée comme un système unitaire homogène où l’émission de substance impacte uniformément les territoires de la même manière quel que soit leurs caractéristiques et leurs distance du lieu d’émission. Dans le cas d’émissions à impacts globaux, tel que le dioxyde de carbone pour l’effet de serre, cette considération n’est pas dérangeante. Mais dans le cas d’impacts locaux tel que l’eutrophisation, cela peut très fortement modifier les résultats et donc les prises de décision qui s’en suivent.
Depuis une dizaine d’année, la méthanisation s’est développée en France, notamment dans l’objectif de produire de l’énergie renouvelable et d’atténuer les émissions de Gaz à effet de serre (GES) dans le domaine de la gestion des résidus organiques agricoles ou ménagers. La méthanisation est ainsi perçue comme un système alternatif au traitement actuel des déchets et effluents permettant différents types de valorisation (énergétique et matière). Cependant, les conséquences environnementales ou économiques, positives ou négatives de l’insertion d’une unité de méthanisation au sein d’un territoire varient beaucoup en fonction des caractéristiques de ce dit territoire.
La considération des caractéristiques territoriales se révèle pourtant nécessaire pour la modélisation des scénarii et l’évaluation des impacts environnementaux locaux de filières technologiques en lien avec les contraintes et besoins des territoires. Dans cette optique, l’IRSTEA et l’UMR SAS ont respectivement misent aux points deux méthodes (ex-post et ex-ante) capables de prendre en compte les considérations spatiales d’un territoire, quant aux émissions eutrophisantes. L’objet de ce stage consiste alors à comparer ces deux méthodes existantes à un même cas d’étude, celui de la filière méthanisation de la CARENE3 (44), sur trois territoires différents.
Problématique
Comparer deux nouvelles approches de spatialisation de l’impact eutrophisation en
ACV
Cas d’étude : ACV de la filière de méthanisation sur le territoire de la CARENE (44)
3
2
Pour répondre à cette problématique, une synthèse bibliographique est réalisée en première partie afin de présenter le processus de méthanisation, les concepts liés à l’ACV et les mécanismes en causes dans les phénomènes d’eutrophisation. Dans une seconde partie, le détail des deux méthodes de caractérisations de l’impact eutrophisation est fourni afin de comprendre ce que chacune des méthodes impliquent. Une troisième partie relate l’application de la méthode ex-ante au cas d’étude de la méthanisation territoriale avec les détails des scénarii et des calculs. Une dernière partie permet de présenter les résultats comparatifs des deux méthodes et de discuter des avantages et limites de chacune quant à l’évaluation de l’impact eutrophisation sur un territoire.
3
I.
Contexte et enjeux
I.1. La méthanisation
I.1.1. Description de la méthanisation
La méthanisation, également appelée digestion anaérobie est un processus biologique permettant de dégrader la matière organique. Cette dégradation produit du biogaz, composé principalement de méthane (55 à 70% en pourcentage volumique), et dioxyde de carbone (45 à 30%), et un digestat (Béline et al. 2013) (Figure 1). C’est une transformation naturelle qui se réalise dans tous les milieux où l’on trouve de la matière organique en absence d’oxygène, et où les conditions physico-chimiques sont compatibles avec celles du vivant. Ce processus se réalise naturellement dans les marais, les intestins des animaux et insectes, les rizières ou encore le fond des lacs. Pour être utilisé par l’homme, certaines conditions sont nécessaires pour arriver à répliquer ce phénomène biologique. La maîtrise de ce phénomène ouvre des possibilités tant dans le traitement des déchets organique que dans la production d’énergie verte ainsi que dans la production d’un engrais, le digestat. Le digestat constitue en effet le résidu de la digestion anaérobie. Il est composé d’eau, de minéraux et de matière organique non dégradée comme la lignine et les composés ligno-cellulosiques. Son état liquide ainsi que son impact lors de l’étape de retour au sol, présenté comme bénéfique du fait qu’il se substitue à l’usage d’engrais chimique, sont des limites majeures à la méthanisation et sont, par conséquent, sujets de nombreux travaux d’étude à l’IRSTEA (Aissani et al, 2013)
Figure 1 : Principe général et grandes étapes de la méthanisation (Groupe Vol-V biomasse SAS)
Un avantage de la méthanisation est que ce processus est capable de « digérer » une très large gamme de substrats allant des matières de l’exploitation (effluent d’élevage, résidus de culture, ensilages…) aux déchets d’industries agro-alimentaires et de collectivités (déchets de fromagerie, boue de STEP, tontes de pelouses…). Or, toute la matière organique (MO) ne possède pas le même potentiel énergétique : il n’existe pas de correspondance entre la teneur en MO et la quantité de méthane produit. De plus, toute la MO n’est pas forcément dégradée. Cette grandeur doit donc être mesurée. Pour cela, des tests normalisés permettent de déterminer le potentiel méthanogène des MO (BMP, Biochemical Methane Potential), c’est-à-dire la quantité maximale de méthane qu’elles sont susceptibles de produire lors de leur dégradation (Bernet et Buffière, 2008) (Figure 2). Malgré des BMP relativement faibles (<50m3 CH4/t de Matière Brute), les effluents d’élevage (lisier) sont des
4
stabiliser le procédé. Les déchets à fort BMP (>150m3 CH4/tMB) peuvent alors servir de substrat
complémentaires (co-substrat) pour améliorer la production énergétique et rendre économiquement envisageables des projets d’unité de méthanisation à base d’effluents d’élevage. La performance d’une unité de méthanisation repose sur un juste équilibre des co-substrats, apportant bactéries, nutriments, pouvoir tampon, et performance énergétique (Girault et al., 2013). Dans ce sens, le modèle allemand développé à l’échelle de la ferme se base sur la co-digestion d’effluents d’élevage et d’ensilage de maïs tandis que le modèle danois met en jeu des unités centralisées permettant la co-digestion d’effluents d’élevage et de déchet industriel et de collectivité. En France, la filière est encore en cours de développement mais semble se situer à mi-chemin entre ces deux modèles emblématiques.
Figure 2: Potentiel méthanogène de différentes substrats organiques (Source : Bélin et al., 2010)
Certains types de substrats tels que les déchets carnés (déchets de cuisine, IAA,...) nécessitent, du fait de leurs compositions, un prétraitement par digestion aérobie, encore en phase de recherche (Fisgativa et al. 2016), ou par hygiénisation, très consommatrice d’énergie (chauffage 70°C) et soumise à réglementation (CE 1069-2009) mais qui assure l’élimination de toute flore potentiellement pathogène. Le risque des déchets carnés (muqueuse de porc) et des déchets tels que les œufs, le golza, les crucifère, la chaux, riche en souffre (H2S) est la création d’acide chlorhydrique
(HCl) posant alors problème pour les installations.
Après d’éventuels prétraitements, les MO sont introduites pour une durée de 40 à 60 jours dans le digesteur où le consortium méthanogène dégrade, en quatre étapes bio-chimiques successives, l’ensemble des polymères de carbone en méthane et gaz carbonique. C’est une véritable chaine trophique microbienne dont l’activité enzymatique spécifique de chaque maillon permet une dégradation par étapes détaillées en Annexe 1 (Béline et al., 2010). La biomasse est ensuite soit broyée, soit transférée vers un post-digesteur (décanteur) voire même vers des membranes d’ultrafiltration. Elle est ensuite dirigée vers un post-traitement (compostage, déshydratation…) ou épandue (Figure 1).
La méthanisation peut être mise en œuvre de différente manière :
- Mode continu : le réacteur est alimenté en permanence à un régime constant et une quantité égale de digestat est parallèlement évacué (le plus courant).
- Mode discontinu (batch) : le réacteur est initialement rempli et ensemencé, puis la réaction se déroule sans échange de matière avec l’extérieur. A la fin, le réacteur est vidangé et une nouvelle fermentation peut démarrer.
L’humidité du substrat organique conditionne le mode d’homogénéisation et de mélange à mettre en œuvre dans le méthaniseur. Ce paramètre permet de distinguer les procédés de
5
méthanisation par voie humide de ceux pas voir sèche où les intrants présentent respectivement un taux minimum de matière sèche (MS) de 10 à 15% par voie humide et de 15 à 40% par voie sèche. Dans les deux cas, l’humidité est maintenue dans le digesteur grâce à la recirculation d’une partie du digestat. En voie humide, le méthaniseur est une cuve cylindrique dans laquelle le mélange est infiniment brassé. Elle est couramment rencontrée en exploitation agricole (Figure 3). Cependant, la voie sèche commence à prendre de l’ampleur du fait qu’elle permet, par remplissage décalé de plusieurs digesteurs, de produire un volume de biogaz globalement constant. Elle se présente sous la forme de silos ou caissons sur lequel le percolât est aspergé sur le dessus du tas afin de faciliter l’action des bactéries
.
Figure 3 : Réacteur à cellules libres agité avec recyclage de biomasse (voie sèche)
I.1.2. Valorisation du biogaz
La forte teneur du biogaz en méthane lui permet d’être valorisable comme source d’énergie, et ceux de différentes manières :
- Par cogénération : production d’électricité et de chaleur. L’électricité peut servir à chauffer les habitations ou industries alentours. Le surplus peut être injecté dans le réseau sous basse tension. La chaleur sert à maintenir le digesteur à température (25% de la chaleur produite) et peut être injecté dans un réseau de chaleur.
- Par épuration : production d’un gaz pure en méthane à 97%. Il peut alors être injecté dans le réseau de gaz de ville ou servir de carburant au véhicule GNV (Gaz Naturel pour véhicule) dont l’avantage est qu’il peut être utilisé dans les moteurs à quatre temps (essence) et moteurs diesel modifiés. Une perspective réside dans l’idée de compresser et liquéfier le dioxyde de carbone, normalement perdu, pour ensuite pouvoir l’exporter et ainsi chauffer des habitations pas forcement relié au réseau gaz.
I.1.3. Valorisation du digestat
Le digestat, composé de matière minéralisé, de la matière organique non dégradée (lignine) et d’eau peut être valorisé de différentes manières (Figure 4). La plupart des techniques de traitement du digestat étant onéreuses à l’investissement et au fonctionnement, il est nécessaire, en premier lieu d’identifier les besoins agronomiques des sols locaux. Le retour au sol est ainsi assuré par épandage local tandis que le surplus est exporté après post-traitement (séchage, compostage ….) Cependant, lors d’un post-traitement par compostage, l’azote du disgestat peut se volatiliser sous forme d’ammoniac (NH3) et protoxyde d’azote (N2O) et des modalités particulières de stockage et
d’épandage doivent alors être mises en œuvre pour éviter de trop fortes émissions (Aissani et al., 2013).
6
Figure 4 : Schéma des voies de valorisation du digestat (Source: ADEME, 2014)
I.1.4. Politique actuelle vis-à-vis de la méthanisation en France
Les procédés de méthanisation et le biogaz sont connus depuis plus d’un siècle. Toutefois, il faut attendre l’après-guerre pour voir se développer les premiers méthaniseurs artisanaux en Europe. C’est ensuite dans les années 80 que l’industrie et les stations d’épuration vont commencer à utiliser la méthanisation comme procédé de dépollution et de production d’énergie.
A l’heure actuelle, la nécessité de préserver l’environnement et nos ressources naturelles, liée aux contraintes réglementaires sur la qualité des rejets, impose aux producteurs de déchets organiques de mettre en œuvre des traitements sûrs tel que la méthanisation. Dans ce sens, la politique nationale mise en œuvre par l’ADEME a permis la création de fonds de subventions, donnant un nouvel élan à la méthanisation, particulièrement pour le secteur agricole. Sans ce système de subventions, il est impossible aux projets de méthanisation à la ferme de voir le jour. En cause, des projets qui engendrent un fort endettement et une valorisation peu optimisée au sein des unités à la ferme, notamment lié à l’isolement géographique.
Ainsi, le gouvernement, par le biais du Grenelle de l’Environnement, s’est fixé un scénario de référence pour atteindre en 2020 l’objectif de 20% d’énergies renouvelables dans la consommation totale d’énergie finale fixé par la directive européenne 28/CE/2009. En 2005, la production de chaleur de la filière biogaz était de 86 ktep (1 TWh). Les objectifs de production de chaleur pour 2015 et 2020 sont respectivement de 260 ketp (3 050 GWh) et 555 ketp (10 000 GWh). Concernant la production d’électricité, elle était de 478 GWh en 2005, alors que les objectifs de production pour 2015 et 2020 sont respectivement de 2129 GWh et de 3701 GWh (MEEDDM, 2010).
D’autre part, depuis 2013, le Ministère du Développement durable et de l’Agriculture ont conjointement créé le Plan Energie Méthanisation Autonomie Azote (EMAA) dont l’objectif est une meilleur gestion de l’azote au sein des territoires et le développement d’une filière française de méthanisation. Le plan EMAA ambitionne la construction de 1000 méthaniseurs à la ferme en France d’ici à 2020, notamment grâce aux réévaluations successives du prix d’achat de l’électricité en 2006 et en 2011, ainsi qu’une amélioration de la gestion des effluents azotés produits par l’agriculture et une diminution du recours aux engrais synthétiques. Dans ce sens, on peut dire que la spatialisation de l’impact eutrophisation s’inscrit dans cette optique puisque qu’elle a pour but ultime, la réorientation des flux de digestats, sources d’azotes, vers des zones de moindre sensibilité.
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I.2. L’eutrophisation : mécanismes et enjeux
L’eutrophisation constitue un état de surcharge en nutriment entrainant un déplacement de l’équilibre du système. Ce phénomène se traduit par une croissance excessive de plantes nuisibles et d’algues (Figure 5) qui entrainent une désoxygénation et un verdissement de l’eau, perturbant ainsi les écosystèmes naturels et asphyxiant les poissons. La directive européenne 91/676/CEE du 12/12/97 concernant la protection des eaux contre la pollution par les nitrates à partir de source agricole définie l’eutrophisation comme « l’enrichissement de l’eau en composés azotés, provoquant un développement accéléré des algues et des végétaux d’espèces supérieures qui perturbe l’équilibre des organismes présents dans l’eau et entraine une dégradation de la qualité de l’eau en question ».
En effet, les végétaux produisent de l’oxygène par photosynthèse et en
consomment par respiration. La nuit, seule la respiration se poursuit. Si la masse de végétaux présente est trop importante, tout l’oxygène dissous peut être consommé, ce qui engendre le mort des espèces animales dépendent de l’oxygène. Il en résulte une profonde dégradation de la structure et du fonctionnement du réseau trophique (Figure 6).
Cependant, le développement de quantités importantes d’algues dépend de plusieurs facteurs qui doivent être simultanément réunis pour que l’eutrophisation advienne. Ainsi, outre les paramètres physiques (lumière, température, pluviométrie…), biologiques et écologiques (espèce d’ulve, faune herbivore…) sur lesquels l’homme ne possède aucun contrôle direct, ce sont les paramètres chimiques (apport en azote, phosphore, silicium) qui apparaissent comme les premiers facteurs indispensables à la prolifération algale. En l’absence de tels apports, il n’existe, en théorie, aucun cas recensé de prolifération algale massive. De plus, Billen et Garnier (2007) soulignent que la proportion relative de ces éléments joue un rôle dans l’eutrophisation ou non d’un milieu. Les travaux de Redfield et al. (1963) ont défini les proportions relatives de carbone, azote, et de phosphore optimaux (160 :16 :1)4 pour la croissance du plancton marin. Dans le cas des diatomées, la silice s’ajoute au ratio atomique dont les proportions en C :Si :N :P sont 106 :20 :16 :1 dans le milieu marin et 106 :40 :16 :1 dans l’eau douce (Dupas et al, 2015). Ce ratio est utilisé comme indicateur de l’eutrophisation dans les eaux marines et dans les eaux douces. Billen et Garnier (2007) ont développé l’ICEP (Indicator for Coastal Eutrophication Potential) pour prédire le risque d’eutrophisation côtière lié au flux de nutriments tandis que Dupas et al. (2015) adaptent ensuite cet indicateur pour son utilisation dans le cas des eaux de surfaces. Ils produisent ainsi l’IFEP (Indicator for Freshwater Eutrophication Potential) Une valeur positive pour l’ICEP ou l’IFEP indique un excès de N ou P par rapport à Si, vis-à-vis du ratio de Redfield et donc un risque d’eutrophisation. Cet indicateur est à nuancé car il ne prendre en compte que les flux de nutriments et oubli d’autres paramètres tels que les caractéristiques hydrologiques et climatiques. La notion de potentiel d’eutrophisation met en avant cette limite. De plus, différentes hypothèses peuvent être
4 Ces proportions sont en nombres d’atomes (rapports « molaires »). Si on les exprime en masse, ces
proportions relatives sont d’environ de 7 :1 :18
Figure 5 : Dessin d’une algue du genre Ulva (Source : IFREMER)
Figure 6 : Schéma des étapes menant à l'eutrophisation (Source :Issues in Ecology, 1998)
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formulées quant à la biodisponibilité des nutriments selon les formes sous lesquels ils sont présents et donc quant à leur prise en compte ou non dans les flux.
La Carte 1 présente les valeurs de l’ICEP calculées pour différentes zones géographiques européennes. Il apparait sur cette carte que la Bretagne est potentiellement une des zones avec le plus risque d’eutrophisation.
Quels que soient les sites ou les espèces végétales, qu’il s’agisse d’eaux douces ou d’eaux marines littorales, de micro ou de
macroalgues, ces phénomènes de
développement végétal excessif ont très souvent pour cause un enrichissement du milieu aquatique en composés azotés et/ou phosphorés, les nutriments. Cet enrichissement peut avoir diverses origines parmi lesquelles on trouve principalement les rejets industriels, urbains (sources ponctuel) ou les rejets agricoles et d’élevage (sources diffuses). Il est admis par la communauté scientifique que, dans les régions tempérées d’Europe, les eaux douces de surfaces sont généralement limitées en phosphore, tandis que l’azote est limitant dans les écoystèmes marins (Crouzet et al., 1999) compte tenu de la disponibilité importante en phosphore dans les sédiments. Cependant, certaines études ont mis en évidence l’existence de mers fermées où le phosphore est limitant. C’est le cas de la Méditerranée (Berland et al., 1980) et de la baie de Vilaine (Queguiner et al., 1986) par exemple.
Dans cette étude, il est considéré que, les composés azotés participant à l’eutrophisation des eaux côtières sont les formes inorganiques d’azotes à savoir : nitrate (NO3
-), nitrite (NO2
-) et ammonium (NH4
+). La majorité des espèces utilisent en priorité l’ammonium, forme la plus réduite, donc la plus
avantageuse du point de vue énergétique.
Les composés inorganiques phosphorés participant à l’eutrophisation des eaux de surface sont majoritairement les orthophosphates (H2PO4
- ; HPO4 2- ; PO4 3-) du fait de leurs biodisponibilités.
Carte 1 : Indicateur du potentiel d’eutrophisation côtière des rivières et fleuves européens (Source : Billen et al.2011)
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I.3. L’ACV territoriale spatialisée
I.3.1. Méthodologie générale de l’ACV
L’Analyse de Cycle de Vie (ACV) est une méthode d’évaluation capable de quantifier les impacts environnementaux d’un produit, un service ou un système, en prenant en compte l’ensemble des étapes menant à la réalisation de celui-ci. Le slogan « Du berceau à la tombe » résume le concept, soit l’évaluation – du début à la fin – des impacts environnementaux d’une filière générant des produits ou des services (Figure 7).
Figure 7 : Les étapes du cycle de vie (Source : ELSA-PACT)
Par son approche multicritère, l’ACV permet de déterminer la contribution de chaque étape aux impacts environnementaux. Recommandée par la Commission européenne (Guide ILCD), l’ACV est normée ISO 14040 et 14044 (AFNOR, 2006, AFNOR, 2006), ce qui harmonise sa réalisation et lui donne de la crédibilité en matière décisionnelle. La réalisation d’une ACV se décompose en quatre étapes (Figure 8) :
Figure 8 : Les interactions des étapes de l’ACV (Source: Jolliet et al., 2012)
1) La définition des objectifs et du système étudié où l’on fixe une Unité Fonctionnelle (UF). Elle est définie par la norme ISO 14040 comme étant la « performance quantifiée d’un système de produits destinée à être utilisé comme unité de référence ». Elle autorise la comparaison de
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différents scénarii remplissant strictement la même fonction (en qualité et quantité). L’UF doit être une grandeur mesurable et additive. Son expression commence forcément par un verbe à l’infinitif : l’UF d’une paire de chaussures pourrait ainsi être : « fournir une paire de chaussures en état fonctionnel pendant un an » (Jolliet O. 2010). A ce stage sont fixées les frontières du système en distinguant ce qui fait et ce qui ne fait pas partie du cycle de vie à analyser. Le but de l’étude est également déterminer par cette 1ere étape (ex : comparaison de produit)
2) L’Inventaire du Cycle de Vie (ICV) du système recense l’ensemble des émissions vers l’environnement et des consommations de ressources envisageables (matière et énergie). Le recueil des données d’inventaire nécessite un long travail de collecte. Les données peuvent provenir de mesures, d’industriels, de bases de données voire même issues de modèles ou de la littérature. En général, les processus intervenant lors du cycle de vie se déroulent de manière différée dans le temps et dans l’espace. Ainsi, l’émission de 5kg de SO2 dans l’air peut consister
en 1 kg émis en Inde en 1970, 0,1 kg émis en Suisse en 1995, 3kg émis au Brésil en 2010 et 0,9 kg émis sur le « marché mondial » (sans spécification géographiques) en 1996. De nombreuses informations sont donc à traiter, plusieurs substances étant émises en quantités différentes en des lieux et temps différents.
Pour réduire le travail à effectuer, une agrégation est généralement nécessaire. La 1ère étape de cette agrégation se fait souvent implicitement lors de l’inventaire en additionnant toutes les émissions de la même substance. Cette agrégation se base sur le principe que l’impact d’une substance est lié aux propriétés intrinsèques de celle-ci et à son émission totale, plutôt qu’aux modes d’émissions, ce qui est un raccourci. En effet, le fait que qu’une substance soit émise en différents lieux entraine des différences de devenir des polluants (par exemple dues à des différences de climat ou de sol), d’exposition de la population (proximité d’une zone peuplé ou non) et de toxicité (écosystèmes sensibles). Si ces facteurs sont déterminants, la quantité totale mais également le lieu et le mode d’émission doivent être explicités lors de la seconde agrégation, effectuée par la suite dans l’analyse de l’impact environnemental. L’objectif de l’agrégation est de rendre les différentes émissions comparables. L’agrégation des polluants émis à différents endroits de France n’a, au regard de l’impact eutrophisation, pas de sens, d’où l’intérêt de démarre la spatialisation à cette étape en ce qui concerne cet impact. En classifiant les flux selon leur localisation dès l’ICV, il est alors possible de leur associer, l’étape suivante, les facteurs de caractérisations (FC) adéquats. A noter qu’il est associé à chacune des émissions un facteur d’émission représentant la part d’élément émis participant réellement à l’impact.
L’ICV se fait relativement à l’UF.
3) La quantification des impacts environnementaux se fait à l’aide de méthodes de caractérisation, modèles permettant de faire le lien entre émissions d’un système et impacts environnementaux. Premièrement, les polluants sont classés selon les catégories d’impacts auxquels ils contribuent (Figure 9). Un impact potentiel est ensuite calculé pour chaque catégorie par la multiplication de chaque émission par un facteur de caractérisation (FC) défini par molécule ou classe de molécules. Le FC est déterminé comme représentant la pression exercée sur l’environnement par une unité d’émission d’une substance (Basset-Mens, 2006). L’indicateur d’impact est obtenu par agrégation de la contribution relative de chaque substance à l’impact en question, selon l’équation suivante (Heijungs et al,1992) :
𝑆𝑢 = ∑∑∑ 𝑄𝑢,𝑥,𝑘,𝑖× 𝑀𝑥,𝑘,𝑖
Où Su est le score d’impact pour la catégorie u par UF, Qu,x,k,i et le facteur de caractérisation de la catégorie d’impact u pour l’émission d’une substance x dans le compartiment k (eau, sol, air) de la région i et Mx,k,i l’émission de la substance x dans le compartiment k de la région i par UF.
Il existe une variété de méthodes de caractérisation dont la plus utilisée est la méthode CML développée en 1992 à l’université de Leiden aux Pays-Bas. Depuis, un certain nombre de
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méthode ont été mises au point, telles qu’EDIP 2003 (Potting et Hauschild, 2006), ReCIPE 2008 (Goedkoop et al., 2009), ou IMPACT World+. Chacune d’entre elle présent des points forts et faibles selon l’impact considéré, la validité spatiale des résultats, ou la forme d’expression des impacts.
Figure 9 : Processus d’évaluation des impacts (source : Jolliet e al. 2005)
Cette étape permet de réduire la complexité d’un problème de comparaison de systèmes à x dimensions (nombre de substances émises ou prélevées de l’environnement) en un problème à moins d’une vingtaine de dimensions ayant chacune une signification environnementale. Chaque catégorie d’impact représente ainsi les ICV et leur variabilité de manière plus ou moins exhaustive, chaque méthode de caractérisation apportant un supplément d’incertitude. 4) L’interprétation des résultats avec l’évaluation des résultats en termes de cohérence et
d’exhaustivité, l’analyse des résultats en termes de pertinence et de robustes et la formulation de recommandations. Cette étape vise à identifier les limites de l’étude mais aussi et surtout à identifier les leviers d’intervention possible pour améliorer la performance environnementale d’un système.
L’ACV est un outil holistique qui peut être adapté à un large domaine d’application, ce qui en fait sa force, mais nécessite des modifications d’application en fonction des cas, ce qui en fait une de ces limites. Ainsi, on réalise ce qu’on nomme une ACV comparative basée sur un scénario de référence pour comparer deux systèmes tandis d’une ACV attributionnelle mène une évaluation de performances environnementales d’un système (produit, service, système socio-economique) en conditions de status-quo (pas de changement étudié, donc pas de scénario de référence).
I.3.2. Calcul de l’impact eutrophisation en ACV
La formule classique de détermination de l’eutrophisation selon la méthode CML (Heijung, 1992) s’exprime de la sorte :
𝐸𝑢𝑡𝑟𝑜𝑝ℎ𝑖𝑠𝑎𝑡𝑖𝑜𝑛 = ∑ 𝑃𝐸𝑖× 𝑚𝑖
Avec PEi le Potentiel d’Eutrophisation de la substance i et mi la masse de substance i émise.
L’eutrophisation est exprimée sous la forme d’un indicateur en kg équivalent PO4
3-. Epi représente le potentiel propre à chaque substance à participer au processus d’eutrophisation et s’exprime comme suit :
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𝑃𝐸𝑖=
𝑉𝑖/𝑀𝑖
𝑉𝑃𝑂4/𝑀𝑃𝑂4
Où Vi et VPO4 représente la contribution potentielle à l’eutrophisation d’une mole de la
substance i et de PO4
respectivement, et Mi et MPO4 (kg.mol -1
) la masse moléculaire de ces deux substances. Les EPs sont basés sur le ratio de Redfield : C106H263O110N16P. Dans cette même
méthode, Hijungs et al. (1992) considère que seules les émissions de N et P contribuent à l’impact eutrophisation. La contribution respective de chacun des composés à la formation de biomasse est déterminée en considérant une disponibilité illimitée des autres nutriments. Dans cette approche, la création d’une mole de biomasse nécessite 16 moles de N et 1 mole de P. La dégradation de la matière organique ainsi créée est dépendante de la disponibilité en oxygène, et la consommation de ce dernier est exprimée en termes de demande chimique en Oxygène (DCO). Il est admis que la dégradation d’une mole de N requiert 138 moles d’oxygène. En conséquence, si la contribution à l’eutrophisation d’une mole de P, VP, est de 1, la contribution d’une mole de N, VN est de 1/16 et la
contribution de la DCO (soit 02), VDCO est de 1/138 (Figure 10). La contribution d’une mole est ensuite
convertie en contribution massique par multiplication avec la masse moléculaire. La substance de référence PO4
3- est utilisée afin de créer un indicateur du Potentiel d’Eutrophisation (PE) commun et
comparable. Cette approche a été adoptée dans le but d’obtenir un facteur de caractérisation universel et globalement réutilisable, indépendamment des variations locales. Elle ne fait donc pas de distinction entre les potentiels milieux récepteurs de ces émissions (eaux de surfaces, eaux de nappes, sol ou milieu marin) et ne prend pas en compte la différenciation spatiale des émissions et leur devenir. C’est l’approche implémentée dans la méthodologie d’évaluation d’impact CML classiquement utilisé en ACV. Elle peut par conséquent être perçue comme décrivant le scénario le plus pessimiste, puisqu’il majore l’impact sans prendre en compte l’effet tampon du milieu.
Figure 10 : Calcul des potentiels d'eutrophisation des différents nutriments impliqués dans l'eutrophisation à partir du ratio de Redfield (Source : Heijungs et al., 1992)
I.3.3. Limites du cadre méthodologique de l’ACV
Durant les différentes étapes du cycle de vie d’un produit, il peut y avoir émissions de polluants à différents moments, ce qui correspond spatialement à des endroits différents. La localisation de ces émissions peut avoir une influence significative sur le devenir des polluants et leur intégration dans des compartiments de l’environnement qui y sont sensibles (Potting, 2006). Pourtant, le processus d’agrégation intervenant dans l’ICV entraine la perte des dimensions temporelle et spatiale de ces dernières. De plus, les facteurs de caractérisation permettant de passer des émissions aux impacts sont génériques et relatifs aux propriétés de chaque substance et supposent donc un environnement uniforme et à l’équilibre. La perte de précision qui en découle peut remettre en cause les résultats de l’analyse, par l’omission des mécanismes intervenants entre émissions et impacts : transport, dégradation, transformation (Guinée et al, 2002). Toutefois, les raisons de cette omission des données spatiales et temporelles sont justifiées pour les substances très mobiles ayant un impact global sur la planète tel que le dioxyde de carbone pour l’effet de serre. La localisation de ce type d’émissions n’influe pas sur l’impact final (Ross & Evans, 2002). Si la différence peut être mimine pour les impacts globaux, le contraste entre l’impact estimé et l’impact observé pour les impacts locaux (ex : eutrophisation, acidification, formation d’oxydants photochimique ou toxicité humaine) peut s’avérer significatif (Potting et Hauschild, 2006) (Figure 11). Selon les objectifs défini pour l’ACV, cette
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perte de précision peut sembler marginale, mais pour certains cas (ex : étude d’un territoire), l’obtention d’impact différenciés selon leur localisation peut être important. Dans ce sens, des travaux de recherches sont menés ce jour afin de développer des méthodes de caractérisation permettant une meilleure prise en compte des dynamiques spatiales et temporelles dans l’évaluation des impact « eutrophisation » et « écotoxicité eau-douce » (Jolliet, Helmes et al. 2010 ; Rosenbaum, 2016 ; Westh 2015)
Figure 11 : Exemple des dimensions spatiales et temporelles affectant différents impacts environnementaux (Source : J.C. Bare, 2014)
I.3.4. Vers une spatialisation continue
L’inclusion de la dimension spatiale en ACV est un véritable enjeu qui mobilise la communauté scientifique. La plupart des recherches menées portent sur l’établissement de méthode de caractérisation, soit uniquement sur l’étape 3 de l’ACV. Suivant l’échelle de l’impact que l’on cherche à caractériser, trois niveaux de spatialisation ont été définis : site-generic (impact globaux).,site-specific (impacts régionaux) et site-dependent (impact à effet local). L’eutrophisation faisant partie des impacts à effet local pouvant engendrer des désagréments observables à notre échelle, elle fait très tôt l’objet d’étude de spatialisation via la détermination d’une méthode de caractérisation site-dependent (Potting and Hauschild 1997). En 1998, Potting et al. conçoivent pour la première fois un jeu de facteurs de caractérisation spatialisé pour les émissions européennes participant à la catégorie d’impact acidification. Pour des impacts locaux tels que l’eutrophisation ou l’acidification, l’élaboration de facteurs de caractérisation nationaux a permis d’observer des variations entre pays à l’échelle européenne sur les résultats d’impact. L’intégration de la spatialisation a pour objectif une augmentation de la précision ainsi qu’une diminution des incertitudes des résultats issus de l’ACV. Cependant, la spatialisation fait l’objet de peu de recherche pour les étapes précédant celle de la caractérisation des impacts. D’après Beloin-Saint-Pierre (2012) peu d’études ont été mené sur la réalisation d’inventaires spatialisés voire temporalisés. De ce fait, Le Féon et Aissani (2015) propose une trame de spatialisation, le continnum de spatialisation, permettant de prendre en compte la différenciation spatiale sur l’ensemble des étapes de l’ACV (Figure 12). Dans ce continnum, les auteurs proposent le de coupler l’ACV à un système d’information spatiale, le plus communément utilisé, le SIG5. L’utilisation de cet outil dans les différentes étapes de l’ACV permet d’obtenir des résultats d’impacts spatialisés et géo-référencés. Cependant, la précision des résultats obtenus dépend de la qualité des données spatiales ainsi que des hypothèses et des différents choix de
5 SIG : Système d’information géographique : Les systèmes d’informations géographiques permettent de
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méthodes utilisées au cours de l’ACV. Les SIG peuvent être utilisé dès la première étape de l’ACV pour identifier les différentes activités d’un territoire.
Figure 12 : Principe du continnum de spatialisation (Source: ADEME, 2015)
Dans cette étude, l’ACV de la filière de méthanisation réalisée prend déjà en compte la spatialisation à deux étapes clés : l’inventaire du cycle de vie et la détermination des impacts (méthodes de caractérisation spatialisées ex-post et ex-ante). Une question est néanmoins à garder à l’esprit : Le gain de précision qu’on obtient en spatialisant le facteur de caractérisation surpasse-t-il les incertitudes qu’on rajoute avec agrégation de ce nouveau facteur ?
I.3.5. L’ACV de la méthanisation territoriale
Dans le cas de la filière méthanisation territoriale de la CARENE, les travaux précédents (Esnouff 2014) montrent que la variation de la fonction principale de la filière de méthanisation influence les résultats d’évaluation dans la mesure où elle gouverne les scéanarii de références et les substitutions. En effet, il a été mis en évidence que la filière de méthanisation est multifonctionnelle du fait qu’elle permet de « produire de l’énergie », « traiter des déchets », « produire un fertilisant » et « exporter des nutriments » (Figure 13).
Territoire
Agriculture
Energie
Gestion des déchets
Unité de
méthanisation
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Cette multifonctionnalité représente la principale source de difficultés méthodologiques rencontrées lors de l’évaluation des performances environnementales de systèmes de méthanisation. Sa résolution, à savoir la définition de la fonction principale d’un système, passe par la contextualisation de la méthode, c’est-à-dire par une optimisation fonctionnelle et spatiale des scénarii de méthanisation centralisé selon une approche systémique territoriale couplée à l’ACV (thèse Laurent 2015). Ce travail de thèse propose un cadre conceptuel visant à définir des scénarii de méthanisation contraints par leur territoire d’implantation. Pour cela, une approche systémique territoriale, impliquant les systèmes d’information géographique (SIG) et la modélisation orienté objet, a été développée, justifiée par le caractère complexe inhérent à tout système de méthanisation centralisée. Elle résulte en un modèle spatiale de l’insertion territoriale d’une filière de méthanisation centralisée, qui intègre l’ensemble de ses éléments constitutifs, réseaux ou variables (ressources organiques, consommateurs d’énergie, réseau routier, qualité des eaux, etc.) A l’issue de l’approche systémique a lieu une phase d’optimisation fonctionnelle et spatiale qui met en jeu trois séries successives d’indicateurs, permettant de définir : (i) la fonction principale que remplirait un système de méthanisation au sein du territoire étudié, (ii) les configurations possibles d’un système de méthanisation qui puissent satisfaire à cette fonction principale et (iii) les zones préférentielles d’implantation des scénarii élaborés. Cette méthodologie, conçue de manière à être transposable à tout territoire français, s’intègre aux deux premières étapes de l’ACV, à savoir la définition des objectifs et l’ICV. L’étape suivante est alors la quantification classique puis l’interprétation des impacts environnementaux potentiels imputables aux scénarios générés. Cette méthode ne fera pas l’objet d’une application pour ce stage mais constitue un axe de recherche à l’IRSTEA.
L’unité fonctionnelle choisit pour tester les différentes méthodes de caractérisation (ex-post et ex-ante) est celle de gestion des déchets de la CARENE rapportée à une tonne soit : « traiter 1 t de déchets du territoire de la CARENE par digestion anaérobie ».
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II.
Matériel et méthode
II.1. Définition de la maille géographique
La maille géographique permet de définir l’échelle de précision pour la différenciation spatiale de la sensibilité à l’eutrophisation et du devenir des nutriments. La collecte des données pour les calculs des facteurs de sensibilité et de devenir conditionne le choix de la maille. En effet, plus la maille se réduit, plus la quantité d’informations à acquérir est importante. De plus, il est essentiel que l’entité géographique élémentaire retenue se base sur le fonctionnement du bassin versant, territoire cohérent pour le devenir des flux hydriques, pour l’eutrophisation des masses d’eau superficielles et les masses d’eau côtières pour l’eutrophisation marine.
La France métropolitaine est découpée selon des entités hydrographiques de quatre ordres successifs :
Région hydrographique (ordre 1) Secteur hydrographique (ordre 2) Sous-secteur hydrographique (ordre 3) Zone hydrographique (ordre 4)
Plus l’ordre augmente, plus la taille de l’entité hydrographique diminue. Ce découpage est en cohérence avec la convergence des flux hydriques vers l’exutoire dans l’entité hydrographique (Pelle et aL. 2006).
Pour rendre possible la comparaison des méthodes ex-ante et ex-post, la maille géographique retenue est le secteur hydrographique. A cette maille, les données collectées apparaissent suffisantes et la propagation de la différenciation spatiale aux étapes de l’ACV n’est pas contraignante. Au total, le territoire français correspond à 181 secteurs hydrographiques auxquels les secteurs d’outre-mer ont été exclus (Annexe 2).
Cependant, au vue de la méthode ex-post et à son mode de définition de la sensibilité, il est nécessaire de faire appel à une maille géographique supplémentaire plus fine qu’est la masse d’eau, laquelle sera ensuite agrégée par secteur hydrographique. D’une part, les masses d’eau côtière et masse d’eau de transition sont considérées dans le cas de l’eutrophisation marine (Annexe 3). La délimitation de ces masses d’eaux cohérentes s’est faite sur la base de données hydrodynamiques et sédimentologies provenant d’un travail mené au niveau national par l’IFREMER (Loire-Bretagne, 2003). D’autre part, les masses d’eau superficielles (rivière et plans d’eau) sont considérées dans le cas de l’eutrophisation d’eau douce.
II.2. Présentation des méthodes ex-post et ex-ante
La caractérisation de l’impact eutrophisation est l’étape permettant d’évaluer l’impact eutrophisation des émissions N et P responsable de ce phénomène. Cette étape met en jeu une méthode capable de traduire l’impact eutrophisation potentielle des molécules azotées et phosphorés émisses. Ce travail se focalise sur deux méthodes de caractérisation de l’eutrophisation spatialisées : les méthodes ex-post et ex-ante. Ces deux méthodes proposent de prendre en compte la dimension spatiale au travers de facteur de sensibilité (FS) pondérant le facteur de caractérisation de la méthode CML classiquement utilisée. Ces facteurs sont compris dans l’intervalle [0-1]. Chacune des deux méthodes base les calculs de ces facteurs FS sur des concepts, des paramètres et des données différentes. La méthode ex-post base le calcul de sensibilité de l’environnement sur un unique facteur biologique témoin d’eutrophisation, tandis que la méthode ex-ante se base sur une agrégation de facteurs morphologiques des milieux aquatiques favorable au phénomène d’eutrophisation. Concernant le facteur de devenir (FD), seule la méthode ex-ante propose une prise compte explicitement par l’utilisation d’un modèle tandis qu’il est pris en compte implicitement dans la méthode ex-post au sein du facteur de sensibilité (FS).
