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ACV de la filière Méthanisation territoriale, Etude de la
multifonctionnalité
Antoine Esnouf
To cite this version:
Antoine Esnouf. ACV de la filière Méthanisation territoriale, Etude de la multifonctionnalité. Sciences de l’environnement. 2014. �hal-02605719�
UNITE GERE / EQUIPE SAFIR
ACV de la filière
Méthanisation territoriale,
Etude de la
multifonctionnalité
MEMOIRE D’INGENIEUR
Stage réalisé du 24 MARS – 26 SEPTEMBRE 2014 IRSTEA Rennes 17 Avenue de Cucillé CS 64427 35044 RennesEncadrantes : Lynda AISSANI, Claire DECHAUX, Faustine LAURENT
Tuteur Campus : Arnaud HELIAS Par Antoine ESNOUF
Montpellier SupAgro
Option Chimie et Bioprocédés pour un Développement Durable Soutenu le 19/09/2014 Pour mieux affirmer ses missions, le Cemagref devient Irstea
Remerciements
Je tiens tout d’abord à remercier M. José Martinez, Directeur du centre de recherche, de m’avoir accueilli comme stagiaire au sein du centre Irstea de Rennes.
Je remercie également Fabrice Béline et toute l’équipe ACV du centre. Je remercie en particulier mes maîtres de stage Lynda Aissani et Claire Déchaux, pour leurs conseils et la confiance qu’elles m’ont accordée tout au long de mon stage.
Je souhaite remercier Faustine Laurent, actuellement en fin de thèse, pour l’attention et le temps qu’elle m’a consacré durant la réalisation de l’étude (je te souhaite aussi un bon rétablissement !).
Merci aussi à l’équipe d’Akajoule et aux autres chercheurs du centre pour leurs disponibilités et leurs expertises.
Enfin, je tiens à remercier l’ensemble de l’équipe d’Irstea, permanents et non-permanents, doctorants, stagiaires et colog, pour leur accueil chaleureux, les midi-jeux et les parties de palet breton !
Table des matières
Introduction ... 1
I. Synthèse bibliographique ... 2
I.1. Modèle français du développement de la méthanisation territoriale ... 2
I.1.1. La méthanisation ... 2
I.1.1.1. Une grande variété de substrats potentiels ... 3
I.1.1.2. Les grandes étapes de la digestion anaérobie ... 3
I.1.1.3. Le biogaz ... 4
I.1.1.4. Le digestat ... 4
I.1.2. Les incitations des politiques publiques pour le développement de la filière française ... 5
I.1.3. Généralités sur les unités de méthanisation ... 6
I.1.4. La méthanisation collective ... 7
I.1.5. Des enjeux environnementaux à nuancer ... 8
I.2. ACV de la méthanisation territoriale ... 8
I.2.1. Méthodologie générale de l’ACV ... 8
I.2.2. Les limites de l’ACV appliquée à un système multifonctionnel ... 9
I.2.2.1. Fonction principale d’une unité de méthanisation territoriale ... 10
I.2.2.2. Les règles d’affectation des charges environnementales ... 11
I.3. Contexte et objectifs du stage ... 12
II. Matériel et méthode ... 14
II.1. Scénarios étudiés ... 14
II.1.1. Présentation générale des scénarios étudiés et des unités fonctionnelles ... 14
II.1.2. Scénario Métha ... 16
II.1.3. Scénarios de traitement et de valorisation de déchets organiques ... 17
II.1.4. Scénarios de production locale d’énergie renouvelable ... 18
II.2. Logiciels informatiques utilisés ... 19
II.3. Modélisation du scénario Métha ... 20
II.3.1. Les substrats et leur caractérisation ... 21
II.3.2. Module « Centre de méthanisation » ... 21
II.3.2.1. Procédé d’hygiénisation ... 21
II.3.2.2. Digesteur... 22
II.3.3. Module « épuration du biogaz » ... 23
II.3.3.1. Torchère et émissions de combustion ... 23
II.3.3.2. Obtention et valorisation du biométhane à partir de biogaz ... 23
II.3.4. Module « valorisation du digestat » ... 25
II.3.4.1. Filière de compostage ... 25
II.3.4.2. Epandage direct sur l’exploitation bovin lait et épandage du compost... 26
II.3.5. Modélisation des transports de matières ... 26
II.3.5.1. Gisements et archétypes ... 26
III. Résultats et discussion ... 28
III.1. Comparaison des scénarios sans prendre en compte les co-fonctions ... 29
III.1.1. Comparaison des scénarios de valorisation de déchets organiques ... 29
III.1.2. Comparaison des scénarios de production locale d’énergie renouvelable... 30
III.2. Comparaison en prenant en compte la substitution des co-fonctions ... 31
III.2.1. Comparaison des scénarios de traitement et de valorisation de déchets organiques ... 31
III.2.1. Comparaison des scénarios de production locale d’énergie renouvelable... 32
III.2.1.1. Etudes des impacts évités ... 32
III.2.1.2. Etudes des impacts « évités d’évités » ... 33
III.2.2. Bilan des comparaisons effectuées ... 33
III.3. Etude du bilan environnemental du scénario Métha ... 36
III.3.1. Répartition des impacts entre le premier et l’arrière-plan ... 36
III.3.2. Impacts générés par le premier plan ... 37
III.3.2.1. Résultats par module ... 37
III.3.2.2. Résultats par module avec éclatement des étapes impactantes ... 37
III.3.2.3. Identification des substances responsables des impacts de premier plan ... 38
III.3.3. Impacts générés à l’arrière-plan... 39
III.4. Discussion sur les points d’incertitudes ... 39
Conclusion et perspectives ... 41
1
Introduction
La préservation de l'environnement est une préoccupation croissante de la société. À travers l'évaluation des impacts environnementaux générés par les activités humaines, l'Analyse du Cycle de Vie (ACV) permet d'identifier les principaux postes de pollution et les leviers potentiels d'amélioration lors de la réalisation d'un produit, d'un service. L’outil ACV, appliqué à différents systèmes (produits, processus ou services) remplissant la même fonction, permet de comparer les charges environnementales de ceux-ci. Cette méthodologie rencontre cependant certaines limites lors de l’évaluation environnementale de systèmes répondant à plusieurs fonctions à la fois. Ces systèmes sont appelés « systèmes multifonctionnels ».
La méthanisation est un processus de dégradation de la matière organique par voie anaérobie. Le traitement des résidus organiques n’est pas le seul rôle de la méthanisation. Elle est aussi une voie de production d’énergie renouvelable via la récupération d’un biogaz riche en méthane, ou encore une source de matière fertilisante par la valorisation du substrat organique dégradé.
Les unités de méthanisation peuvent ainsi être considérées comme des systèmes multifonctionnels. Les questions posées par la multifonctionnalité sont actuellement étudiées par l’Institut national de recherche en sciences et technologies pour l’environnement et l’agriculture (Irstea) de Rennes dans le cas de l’évaluation environnementale de filières de méthanisation territoriale (projets portés par différents acteurs d’un territoire).
Le présent rapport se propose ainsi d’analyser les variations que peuvent présenter les résultats obtenus par l’ACV de ces filières, suivant qu’elles soient vues comme des filières de traitement et de valorisation de déchets ou de production locale d’énergie renouvelable. Suivant la fonction considérée, la filière de méthanisation a été comparée à d’autres filières de traitement de déchets ou de production d’énergie renouvelable.
Ce travail de stage se base sur une étude de cas d’un projet de méthanisation territoriale en cours de développement sur le territoire de Saint Nazaire et porté par le bureau d’études Akajoule (actuellement associé à Irstea par une convention de type Cifre).
Une synthèse bibliographique présente tout d’abord le procédé de méthanisation ainsi que les limites méthodologiques rencontrées lors de l’ACV d’un système multifonctionnel. La description des scénarios étudiés et leur modélisation seront ensuite abordées. Les résultats de cette analyse environnementale seront finalement présentés dans une dernière partie.
2
I. Synthèse bibliographique
Dans cette synthèse de la revue bibliographique réalisée, la filière de méthanisation est le premier point développé. Les principales sources bibliographiques sont l’ouvrage La méthanisation de Moletta (Moletta 2008), et des publications de l’ADEME. Une seconde partie présente les questions que pose la réalisation d’une ACV de systèmes multifonctionnels, notamment la gestion des charges environnementales des différents co-produits ou co-fonctions. Les principales sources bibliographiques de cette seconde partie sont les normes ISO 14040 et 14044, l’ILCD Handbook (Wolf M.A 2010), et l’ouvrage ACV - Comprendre et réaliser un écobilan de Jolliet (Jolliet O. 2010).
I.1. Modèle français du développement de la méthanisation territoriale
I.1.1. La méthanisation
La méthanisation est un processus biologique de dégradation de la matière organique par une communauté microbienne en absence d’oxygène. Lors de cette digestion anaérobie, un gaz et un résidu d’une consistance plus ou moins « pâteuse » sont obtenus. Le gaz, aussi appelé biogaz, est composé à hauteur de 50 à 75% (en pourcentage volumique) de méthane (CH4), et 25 à 50% de
dioxyde de carbone (CO2) et est saturé en eau. Le résidu, appelé digestat, est quant à lui composé
d’eau, de minéraux et d’éléments organiques non dégradés tels que la lignine et les constituants ligno-cellulosiques.
Ce processus biologique se produit naturellement dans certains écosystèmes comme les marais, les rizières ou encore dans le système digestif de mammifères et de certains termites. Maîtrisé au sein d’un digesteur anaérobie, ce processus de dégradation peut permettre de traiter des effluents organiques liquides et des déchets organiques solides (réduction de la masse d’effluents et diminution de la charge polluante) tout en produisant un biogaz valorisable sous forme d’énergie et un digestat utilisable en tant que fertilisant (cf. Figure 1).
3
I.1.1.1. Une grande variété de substrats potentiels
A part les biomasses ligneuses qui sont réfractaires à la digestion anaérobie, les différents types de déchets indiqués en Figure 2 (effluents d’élevage, résidus de culture, déchets d’industrie agro-alimentaire (IAA) et de collectivités) sont tous des substrats (intrants) potentiels d’une unité de méthanisation. Chaque substrat est caractérisé par son potentiel méthanogène (BMP) qui correspond à la quantité maximale de méthane qui peut être produite par unité de substrat lors de sa dégradation en milieu anaérobie. Les gisements étant très variés, le choix du mix de substrats introduits dans le méthaniseur, qui dépend de la localisation de l’unité, est
primordial pour assurer le bon fonctionnement du processus biologique.
Malgré des BMP relativement faibles (inférieur à 60 m3 de CH4 par tonne de Matière Brute ou
tMB), les effluents d’élevage sont des substrats intéressants du fait des bactéries qu’ils apportent et de leur pouvoir tampon permettant de stabiliser le procédé. Les déchets à fort BMP (plus de 150 m3 de CH4/tMB) peuvent alors servir de substrats complémentaires pour améliorer la production
énergétique et rendre économiquement envisageables des projets d’unité de méthanisation à base d’effluents d’élevage.
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 méthanisation par voie humide de ceux par voie sèche :
- dans le cas de la méthanisation par voie humide, les intrants présentent un taux maximum de matière sèche (MS) de 10 à 15 % ;
- pour le procédé par voie sèche, le méthaniseur est alimenté par un substrat dont le taux de MS se situe entre 15 et 40 %.
Dans les deux cas, l’humidité est maintenue dans le digesteur grâce à la recirculation des lixiviats générés.
I.1.1.2. Les grandes étapes de la digestion anaérobie
Après d’éventuels prétraitements de la biomasse (hygiénisation, décantation, montée en température…), les matières organiques sont introduites pour une durée de 40 à 60 jours dans le digesteur où quatre étapes principales de dégradation de la matière organique vont se produire simultanément : hydrolyse enzymatique des polymères, acidogénèse, acétogénèse et
Figure 2 : Potentiel méthanogène de différents substrats et co-substrats (source : Solagro)
4
méthanogénèse (cf. Annexe 1). Exceptée l’hydrolyse enzymatique, chacune de ces réactions est réalisée par différents groupes de bactéries (bactéries acétogènes, archées méthanogènes…).
L’ensemble de ces groupes constitue un consortium méthanogène dont la composition peut varier dans le temps. Trois plages de températures de fonctionnement du digesteur permettent de distinguer trois grandes classes de micro-organismes : type psychrophile (15-25°C), type mésophile (30-40°C) et type thermophile (50-65°C). Le type de digesteurs mésophile est le plus courant en France.
I.1.1.3. Le biogaz
La digestion entraîne la production d’un biogaz. La richesse en méthane du biogaz lui permet d’être une source potentielle d’énergie non négligeable. Quatre modes de valorisation du biogaz peuvent être choisis en fonction des contextes locaux :
- production de chaleur seule consommée à proximité du site ;
- cogénération (production de chaleur et d’électricité par un moteur à cogénération) ; - injection dans le réseau de gaz naturel (possible en France depuis fin 2011) ; - utilisation en tant que gaz carburant GNV (Gaz Naturel pour Véhicule).
La valorisation du biogaz à travers un moteur à cogénération est actuellement la plus courante en France, grâce notamment à la révision du tarif d’achat de l’électricité provenant des unités de méthanisation.
Les deux dernières voies de valorisation ne sont possibles qu’après une étape d’épuration du biogaz qui nécessite de lourds investissements. L’élimination des éléments qui peuvent être corrosifs (CO2, H2S, H2O…) est indispensable pour permettre la distribution, le stockage et
l’utilisation du gaz sous pression. L’épuration du biogaz permet aussi d’augmenter et de standardiser la densité énergétique du gaz jusqu’à la production d’un combustible comparable au gaz naturel (environ 97% de méthane) et garantir une qualité constante dans le cadre de transactions commerciales1.
I.1.1.4. Le digestat
A la sortie du méthaniseur, le digestat est le résidu constitué des matières minérales et de la fraction non dégradée de la matière organique (les lignines), ainsi que d’eau. La digestion anaérobie est un procédé considéré comme conservatif pour les éléments n’entrant pas dans la composition du biogaz. Les teneurs en éléments fertilisants majeurs (azote, phosphore et potassium), mais également les polluants potentiels, restent dans la phase solide pendant l’étape de digestion. L’élément azote est l’élément dont la forme chimique varie le plus : à l’origine sous forme organique, il se retrouve partiellement sous forme minérale (ammoniacale) et devient plus facilement mobilisable par les cultures. Cependant, dans certaines conditions, l’azote du digestat peut se volatiliser sous forme d’ammoniac (NH3) et de protoxyde d’azote (N2O) et des modalités
particulières de stockage et d’épandage doivent être mises en œuvre pour éviter de trop fortes émissions.
1
En France, le carburant GNV n’est actuellement proposé aux particuliers que dans une cinquantaine de stations-service. Dans plusieurs grandes villes comme Lille, Strasbourg ou Bordeaux, des flottes de bus GNV commencent à se développer. Concernant l’injection dans le réseau de gaz naturel, le premier projet a abouti en Septembre 2013 et alimente cinq communes d’Ile-de-France.
5 Ce digestat peut être soit épandu directement soit subir des post-traitements, comme une séparation des phases solide et liquide, une évaporation, une étape de compostage… Cependant, étant issus d’Installations Classées pour la Protection de l’Environnement (ICPE), les digestats bruts de méthaniseur agricole et les matières fertilisantes produites à partir des digestats sont encore considérées comme des déchets et ne peuvent pas encore être valorisés en dehors des plans d'épandage des exploitations agricoles. Le statut réglementaire des matières issues d’un post-traitement est en phase d’être redéfini, ce qui permettrait à terme leur mise sur le marché2.
I.1.2. Les incitations des politiques publiques pour le développement de la filière française
En proposant des solutions intéressantes concernant la gestion des déchets organiques tout en permettant la production d’énergies renouvelables à partir de biomasse, les filières de méthanisation offrent des opportunités intéressantes en vue d’une contribution à la transition énergétique à venir. Voici un bref aperçu des différentes mesures incitatives qui se sont succédé en France en faveur des projets de méthanisation.
· Produire localement une énergie renouvelable
Malgré un début prometteur du développement de la filière française au cours des années 70-80, en réponse notamment aux premiers chocs pétroliers successifs, ce n’est que depuis une dizaine d’années qu’un réel regain d’initiatives est observé au sein de cette filière. Les deux réévaluations du tarif de rachat de l’électricité issue du biogaz mises en place en 2006, puis en mai 2011, ont permis de relancer la filière en déclin3.
· Diminuer l’empreinte environnementale des activités humaines
La filière méthanisation s’inscrit dans le Plan Climat-Energie européen adopté début 2008 par la Commission européenne. Ce plan vise un objectif européen dit des 3x20 à l’échéance 2020 qui consiste à atteindre 20 % d'énergies renouvelables dans le bouquet énergétique européen (production de biométhane, d’électricité ou de chaleur), à diminuer de 20 % les émissions de gaz à effet de serre (meilleure gestion des effluents d’élevage) et à réduire de 20 % la consommation d'énergie.
· Diversifier les revenus des exploitants agricoles tout en améliorant la gestion de l’azote
En juillet 2010, la loi de modernisation de l’agriculture et de la pêche a étendu l’activité agricole à la méthanisation (si au moins 50% des matières entrant dans le digesteur proviennent de l’exploitation agricole), ce qui facilite les démarches de projet de méthanisation à la ferme.
2
L’Agence nationale de sécurité sanitaire de l’alimentation, de l’environnement et du travail (ANSES) a remis les premiers avis positifs en décembre 2013 concernant trois demandes d’homologation de matières fertilisantes déposées par une unité de méthanisation (société Géotexia, Saint-Gilles-du-Mené, 22)
3
La première réévaluation faisait suite au Plan Climat français de 2004 qui visait, entre autres, à « favoriser les sources d’énergie non émettrices de carbone » d’origine fossile tandis que la seconde réévaluation a été spécifique à l’électricité produite à partir de biogaz. En 2011, c’est aussi l’injection de biogaz épuré issu des unités de méthanisation dans le réseau de gaz naturel qui est autorisée.
6
C’est finalement le plan Energie Méthanisation Autonomie Azote (Ministère de l'agriculture 2013) qui fixe l’objectif concret d’atteindre les 1 000 méthaniseurs à la ferme d’ici 2020 (138 sont référencés fin août 2014 par la base de données Sinoe de l’ADEME).
Dans l’objectif de réduire la dépendance aux énergies (non renouvelables) fossiles et au nucléaire, mais sans être une panacée, le biogaz pourrait devenir de plus en plus présent dans le mix énergétique français. Des scénarios optimistes comme celui modélisé par l’association Solagro (cf. Figure 3) montrent souvent une part grandissante de l’énergie issue de la biomasse avec une explosion de la production de biogaz (jusqu’à 140 TWh issu de biogaz en 2050).
I.1.3. Généralités sur les unités de méthanisation
Même si les grandes modalités de mise en œuvre de la méthanisation ne varient pas (mise en milieu anaérobie de matière organique), il existe une multitude de configurations de digesteurs possibles. Selon les motivations des porteurs de projet, la localisation de l’installation et le type de biomasse introduit, différents scénarios possibles permettent d’optimiser le traitement des effluents et la production d’un ou plusieurs produits. La Figure 4 répertorie les différentes installations sur le territoire français (une typologie des projets de méthanisation et des substrats associés est présentée en Annexe 2).
Courant 2013, le parc d’unités de méthanisation, tous secteurs confondus, a dépassé une puissance électrique installée de 140 MWe pour une production de plus de 1 000 GWh électriques
TWh
Figure 3 : Un scénario d'utilisation des ressources en biomasse énergie (source : Solagro, modèle Afterre2050)
Figure 4: Implantation des différents type d'unités en France (source : SINOE, août 2014)
Nombre d’unités par région :
7 (consommation électrique d’environ 370 000 foyers français4) et 674 GWh thermiques (ADEME 2013).
Concernant les procédés mis en œuvre, la quasi-totalité du parc d’unités de méthanisation territoriales et d’unités à la ferme utilise la technologie du digesteur « infiniment mélangé » en voie humide dans lequel le brassage de la matière est assuré mécaniquement ou par recirculation du biogaz ou du liquide. Ce type de digesteur fonctionne généralement vers 37°C (plage mésophile). Les autres types d’installation, où les effluents ont souvent une consistance quasi liquide, préfèrent des technologies à réacteur à lit fixé ou fluidisé ou à lit de boues anaérobie à flux ascendant (système UASB).
I.1.4. La méthanisation collective
Les projets de méthanisation collective ou territoriale se distinguent des autres projets en rassemblant différents acteurs d’un territoire. Ainsi les collectivités, agriculteurs, industriels, restaurateurs, grandes et moyennes surfaces de distribution (GMS), utilisateurs de chaleur, utilisateurs de digestat et investisseurs peuvent se retrouver autour d’un même projet. Ces projets permettent ainsi de mutualiser les coûts et les risques, d’obtenir un projet de taille économiquement viable et de traiter des déchets d'une zone géographique déterminée.
Cette collaboration d’acteurs permet de mobiliser plus facilement un mix de substrats ayant des potentiels méthanogènes différents afin d’optimiser la dégradation des matières organiques et la valorisation énergétique et matière5. Cependant, l’accessibilité et la pérennité des gisements (ou même l’identification des gisements méthanisables et leur composition variable due à la saisonnalité des cycles de production des différentes sources), l’estimation des besoins locaux en énergie tant en termes de type d’énergie que de quantité (proximité des réseaux de distribution ou d’infrastructures utilisant directement l’énergie) et l’estimation des besoins du territoire en fertilisants organiques sont autant de questions à résoudre dès l’étude de faisabilité avant d’envisager le lancement d’un projet de ce type.
Constituant bien évidemment un moyen de gestion de déchets, ces unités peuvent cependant devenir, selon le contexte du territoire, des outils de production de fertilisants organiques, des outils d’exportation d’éléments nutritifs pour les Zones en Excédent Structurel6 (cas de l’azote en Bretagne) ou un mode de production d’énergie renouvelable. La méthanisation apparaît ainsi comme un système multifonctionnel dont la ou les fonctions principales dépendent des besoins et contraintes du territoire.
4
D’après l’ADEME, un foyer français consomme en moyenne 2700 kWh par an, hors chauffage et eau chaude.
5
Dans un état des lieux de juillet 2013, l’ADEME a identifié 18 unités de méthanisation territoriales opérationnelles et 9 au stade « demande de raccordement ». L’ensemble de ces projets traiterait environ 1 070 000 tonnes de substrats annuellement et atteindrait une puissance électrique cumulée de 36 MWe. La production électrique générée atteindrait 268 GWhe, ce qui correspond à la consommation électrique de près de 100 000 foyers. La production d’énergie thermique est estimée à 220 GWhth.
6
ZES : cantons où la quantité totale d'effluents d'élevages produite annuellement conduirait, si elle était épandue en totalité sur le territoire cantonal, à un apport annuel d'azote supérieur à 170 kg par hectare de surface épandable (défini le 02/11/1993 par un arrêté du ministère de l’environnement en vue de l’application de la Directive européenne Nitrates).
8
I.1.5. Des enjeux environnementaux à nuancer
Le développement de la filière de méthanisation est motivé par les améliorations environnementales qu’elle devrait apporter par rapport aux filières de gestion des résidus organiques existantes. La production et l'utilisation de biogaz au niveau des foyers, de l'élevage ou de l'industrie réduit le besoin d'utilisation d’énergie fossile et les émissions liées à leur combustion. Cette technique semble être un bon moyen de réduire les émissions de gaz à effet de serre liées notamment à la gestion des déjections animales (diminution des temps de stockage à la ferme). En dégradant la matière organique fermentescible du lisier ou du fumier, la méthanisation permet également de réduire les odeurs lors de l’épandage qui peut générer des désagréments pour le voisinage.
Lors de la dégradation de la matière organique, une partie de l’azote et du phosphore organique se retrouve sous forme minérale. Ces éléments directement assimilables par les plantes auraient cependant un risque de lessivage plus important et pourraient participer aux phénomènes d’acidification et d’eutrophisation des milieux aquatiques. Contrairement à l’azote de la matière organique, l’azote ammoniacal et les oxydes nitreux peuvent se volatiliser lors des étapes de post-traitement, de stockage et d’épandage du digestat si des mesures particulières ne sont pas prises. C’est finalement au niveau du digesteur que des fuites de gaz (donc de méthane et de dioxyde de carbone) sont observées et pourraient atteindre 13% en volume du biogaz produit (Pål Börjesson 2007). Le GIEC conseille d’utiliser 10% pour la méthanisation d’effluent d’élevage (IPCC, 2006).
Il convient donc de s’assurer du bienfondé environnemental de ces systèmes territoriaux. L’ACV est actuellement l’outil de calcul des performances environnementales des systèmes de gestion des déchets reconnu comme le plus abouti. Selon une synthèse bibliographique interne à Irstea, l’ACV est la méthode utilisée dans les deux tiers des publications scientifiques consacrées à l’évaluation environnementale des systèmes de méthanisation.
I.2. ACV de la méthanisation territoriale
Une brève présentation de la méthodologie ACV est réalisée avec une mise en évidence de la problématique méthodologique qu’est la multifonctionnalité des systèmes étudiés ainsi que l’application de l’ACV pour l’évaluation de la filière de méthanisation territoriale.
I.2.1. Méthodologie générale de l’ACV
L'Analyse du Cycle de Vie est une méthodologie normée ISO 14040 et 14044 (AFNOR 2006, AFNOR 2006), permettant de quantifier les impacts environnementaux potentiels d'un produit, d’un service ou d’un système en considérant toutes les étapes de son cycle de vie. L’analyse environnementale via l’ACV relève d’une approche multicritères en calculant des impacts potentiels tant sur la consommation de ressources naturelles (eau, énergie primaire…), sur la qualité des écosystèmes (eutrophisation, écotoxicité…), que sur le changement climatique. Cette évaluation environnementale est réalisée sur la base de la fonction rendue par le produit, service ou système évalué. Les flux de matière et d’énergie, prélevés ou émis dans l’environnement, sont ainsi recensés et quantifiés depuis l’étape d’extraction des matières premières jusqu’au traitement du produit en fin de vie (mise en décharge, recyclage…). Cet inventaire est ensuite traduit sous forme d’indicateurs d’impacts potentiels sur l’environnement.
9 L’ACV permet ainsi d’identifier les étapes du cycle de vie d’un système qui peuvent être améliorées dans le but de diminuer sa charge environnementale tout en limitant les transferts d’impact potentiel (la diminution de l’impact environnemental d’une étape peut entraîner l’augmentation de l’impact d’une autre étape). En comparant via l’ACV plusieurs systèmes qui remplissent la même fonction, l’ACV peut devenir un outil d’aide à la décision.
Le cadre méthodologique d’une ACV suit les quatre grandes étapes suivantes (cf. Figure 5) : définition des objectifs et du champ de l’étude, inventaire des flux, évaluation des impacts potentiels et interprétation.
Lors de la première étape d’une ACV, l’objectif de l’étude est précisé. Le champ de l’étude comprend, entre autres, une description du système ou produit étudié, des fonctions qu’il remplit et de l’unité fonctionnelle choisie pour l’étude. La notion d’unité fonctionnelle (UF) est définie par la norme ISO 14040 comme étant la « performance quantifiée d’un système de produits destinée à être utilisée comme unité de référence ». Associée à un flux de référence (« mesure des extrants des processus, dans un système de produit donné, nécessaire pour remplir la fonction telle qu’elle est exprimée par l’unité fonctionnelle »), elle autorise la comparaison de différents scénarios remplissant strictement la même fonction (en qualité et quantité). L’UF doit être une grandeur mesurable et additive.
La définition de l’unité fonctionnelle est l’un des problèmes méthodologiques récurrents rencontrés par les praticiens (John Reap 2008). En considérant un même système, deux unités fonctionnelles différentes peuvent amener à des résultats différents (Jolliet O. 2010). Cependant, la norme ISO ne précise pas de règle pour concevoir une UF. L’ILCD Handbook précise que pour bien refléter quantitativement la fonction d’un système, l’UF doit répondre aux quatre questions : « quoi ? combien ? comment, avec quelle qualité ? pour combien de temps ? » tout en commençant 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).
I.2.2. Les limites de l’ACV appliquée à un système multifonctionnel
Souvent, les différents produits ou fonctions qu’un système peut apporter rendent difficile la définition d’une fonction précise. Un système multifonctionnel est ainsi un système qui remplit plusieurs fonctions, auquel peuvent donc être attribuées des unités fonctionnelles différentes. Trois principaux types de systèmes multifonctionnels ont été identifiés (Heijungs 2007):
- ceux générant plusieurs produits (en d’autres termes il s’agit de co-production ou de systèmes multi-sortants) ;
- ceux permettant de gérer la fin de vie de différents types de déchets (en d’autres termes il s’agit de co-traitement ou de systèmes multi-entrants) ;
Définition des objectifs et du champ d’étude
Inventaires des flux matière et énergie
Evaluation des impacts potentiels
Interprétation
10
- ceux traitant des déchets tout en les valorisant (système de recyclage, multi-entrants et multi-sortants).
La multifonctionnalité est un verrou méthodologique récurrent qui pose deux problèmes majeurs pour l’application directe du cadre méthodologique de l’ACV (John Reap 2008) : est-il possible de hiérarchiser de manière objective les fonctions d’un système et de pouvoir en définir une principale ? Comment intégrer à l’analyse les co-fonctions remplies par le système ?
I.2.2.1. Fonction principale d’une unité de méthanisation territoriale
Pour certains systèmes multifonctionnels, une « fonction principale » peut être définie mais des fonctions secondaires indissociables peuvent apparaître lors de l’étude du système. Pour d’autres systèmes, comme celui d’une unité de méthanisation collective, la hiérarchisation même des fonctions du système peut s’avérer beaucoup plus complexe et dépendre des caractéristiques du territoire.
Comme vu précédemment, les unités de méthanisation territoriales sont des systèmes de traitement d’entrants organiques pouvant générer différents types de produits ou apporter différents types de services au territoire concerné. Les fonctions associées à chaque produit ou service couramment rencontrées dans la littérature sont définies dans le Tableau 1 avec un exemple d’UF.
Tableau 1 : Fonctions et UF possibles d'une unité de méthanisation
Fonction Exemples d’unité fonctionnelle
Traiter des déchets « La gestion de la production annuelle de fumier et lisier de bovins et porcs et des déchets agro-industriels produits dans le bassin versant des Echelles » (Aissani L. 2013) Unité pouvant être rapportée à la tonne de déchets traités*.
Produire de l’énergie
(électricité, chaleur ou biogaz)
« Production d’1 MJ net (électricité ou chaleur) » (G.A. Blengini 2011). « Permettre le déplacement d’un véhicule donné sur 1 km », valorisation du biogaz carburant, (ADEME 2011).
Produire des fertilisants « Obtenir un concentré minéral à partir d’une tonne de lisier brut » (De Vries 2012)
Exporter des nutriments** « 1 kg de nitrate exporté du territoire ou non utilisé dans le cadre d’une activité agricole » (Rehl et al, 2007)
* utile quand l’étude est réalisée sur différents scénarios traitant un déchet simple, cette unité n’est cependant pas pertinente pour étudier entre autre les impacts d’une variation de la quantité totale de déchets traités (Tomas Ekvall 2007)
**fonction considérée seulement si des effluents d’élevage sont en entrée du système.
La plupart des auteurs définissent une unité fonctionnelle relative à une unique fonction de la méthanisation qu’ils considèrent comme principale puis gèrent les co-fonctions par extension du système (cf. § I.2.2.2). Ce choix de la fonction principale peut cependant être biaisé et ne pas refléter la « réelle » fonction de la méthanisation dans un contexte précis (par exemple pour la méthanisation territoriale : les besoins d’un territoire. La résolution de cette question du choix de la fonction parmi plusieurs fonctions potentiellement principales d’une unité de méthanisation est l’un des domaines d’étude de l’Irstea de Rennes au travers de la thèse en cours de Faustine Laurent. En utilisant entre autres les Systèmes d’Information Géographique (SIG), une méthodologie d’analyse systémique permet d’évaluer les besoins du territoire selon un certain nombre d’indicateurs et de hiérarchiser de manière la plus objective possible les quatre fonctions potentielles d’une unité de méthanisation territoriale. En plus du choix de la fonction principale, les grandes lignes du scénario de méthanisation sont dessinées de manière à répondre au mieux à cette fonction selon les contraintes du territoire.
Une fois qu’une fonction de l’unité de méthanisation territoriale est fixée grâce à l’analyse systémique, l’ACV du ou des scénarios choisis peut être effectuée. Les scénarios étant optimisés
11 pour répondre à une certaine fonction, les quantités de produits ou services générées par les co-fonctions sont déterminées pour chaque scénario : la fonction principale oriente le choix du scénario et va « piloter » les flux de sortie des co-fonctions. Les co-produits et co-services doivent cependant être gérés à l’intérieur des frontières du système et une part de l’impact environnemental global peut leur être attribuée suivant différentes règles.
Une autre manière d’aborder la multifonctionnalité d’un système est de construire une unité fonctionnelle englobant plusieurs fonctions. Les unités fonctionnelles de ce type peuvent cependant devenir rapidement complexes et restreindre la comparabilité des systèmes. En effet, plus l’unité fonctionnelle est stricte en englobant plusieurs fonctions, plus le choix de scénarios pouvant satisfaire cette unité fonctionnelle est restreint.
I.2.2.2. Les règles d’affectation des charges environnementales
Une fois que les scénarios sont définis, il est nécessaire de répartir la charge environnementale de l’ensemble du système entre les produits, que ce soient le produit ou fonction principale ou les co-produits ou co-fonctions. Il existe différentes règles de répartition de cette charge environnementale appelées règles d’affectation qui peuvent influencer significativement les résultats de l’ACV. Le choix d’une méthode d’affectation est souvent délicat car il est souvent difficile de trouver des caractéristiques communes entre les différents co-produits permettant de réaliser une répartition objective des charges.
· Les règles d’affectation
La norme ISO distingue trois règles d’affectation selon l’ordre de priorité suivant :
- éviter l’affectation grâce à la subdivision en processus ou grâce à l’extension des frontières du système ;
- répartir les charges d’une manière qui reflète les relations physiques sous-jacentes existant entre les co-produits ;
- répartir d’une manière qui reflète d’autres relations mutuelles (valeurs économiques…). L’ILCD Handbook détaille de manière plus approfondie ces différentes règles et oriente le praticien vers celle qui résoudrait au mieux les affectations qu’il doit gérer au sein de son système. La règle d’extension de système sera utilisée dans la suite de l’étude car il s’agit de la plus communément utilisée pour les systèmes de gestion des déchets et sera donc présentée ici (les autres règles sont développées en Annexe 3).
· La méthode par extension des frontières du système, appelée aussi substitution
L’extension de système est la règle souvent utilisée pour la gestion de la multifonctionnalité des procédés indivisibles7. Cette méthode se base sur le concept d’impact évité par la production du co-produit. Le système a ainsi permis de ne pas produire le co-produit selon sa voie de production classique.
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Pour certains systèmes où les flux de matière sont difficiles à suivre (changements de phase, variations de concentration d’éléments), il peut être compliqué d’appliquer la méthode par subdivision. Par ailleurs, d’autres systèmes peuvent générer des co-produits considérés comme indissociables et subdiviser le système ne reflètera pas la réalité.
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Figure 6 : Résolution de la multifonctionnalité par substitution (source : ILCD Handbook)
Lorsque l’on met en œuvre la substitution sur le co-produit B (cf. Figure 6), les impacts provoqués par sa voie de production classique sont soustraits aux impacts du système étudié (Co-production de A + B). Il en résulte un système produisant seulement le produit A.
Cette méthode demande une plus grande quantité de données à récolter du fait de l’ajout de filière de substitution et surtout un plus grand nombre d’hypothèses à avancer. De nombreuses questions émergent de l’utilisation de cette méthode : le produit substitué a-t-il bien la même fonction que le co-produit ? Le co-produit entraînera-t-il réellement une diminution de la production du produit substitué ? Ces mêmes filières substituées peuvent être elles aussi des systèmes multifonctionnels et étendre encore plus les frontières du système. Le choix des voies de substitutions doit ainsi être détaillé et documenté et le praticien doit pouvoir argumenter la pertinence de cette hypothèse de substitution
La substitution permet, par contre, de gérer plus facilement des co-produits de natures très différentes. Dans le cas de systèmes de recyclage et d’unités où les productions sont indissociables (en qualité et quantité), comme le cas d’unités de méthanisation où les quantités de biogaz et de digestat obtenues sont pilotées par le type de substrat, l’ILCD conseille l’utilisation de cette méthode.
Le Tableau 2 montre des exemples de filières substituées par les co-fonctions d’une unité de méthanisation.
Tableau 2 : Fonctions et potentielles filières substituées
Co-Fonction de l’unité
de méthanisation Exemples de procédés évités
Traiter des déchets Filière de traitement ou de valorisation existante : compostage, incinération, alimentation animale pour certains déchets organiques…
Produire de l’énergie (électricité, chaleur ou biogaz)
Production d’électricité selon un modèle défini (ex. : modèle moyen de production du pays) Production de carburant (ex. : diesel, essence…)
Production de chaleur via une chaudière au fioul, une centrale à charbon, de la biomasse énergie…
Produire un fertilisant Production d’engrais de synthèse (difficulté à déterminer la quantité d’engrais substitué)
Exporter des nutriments Gestion classique des effluents (souvent épandage direct après stockage)
I.3. Contexte et objectifs du stage
Comme détaillé dans cette première partie, conduire l’ACV d’un système multifonctionnel peut se révéler complexe au regard de deux principaux points : déterminer de manière pertinente la fonction principale du système et gérer les co-fonctions. Le centre Irstea de Rennes travaille sur cette question de la multifonctionnalité dans le cas de l’évaluation environnementale de filières de méthanisation territoriale via notamment des travaux de thèse. Dans le cadre de sa thèse, Faustine Laurent étudie les possibilités de hiérarchiser les fonctions potentielles d’une filière de
13 méthanisation territoriale, au regard des besoins et des contraintes du territoire étudié via le développement d’une méthodologie d’analyse systémique territoriale. Une fois la fonction principale de la filière de méthanisation déterminée, les co-fonctions existantes doivent être gérées. Ainsi, suivant la manière dont une filière de méthanisation est étudiée et s’inscrit dans un territoire, les co-fonctions à gérer et les filières de référence auxquelles la filière méthanisation territoriale peut être comparée peuvent être totalement différentes et ainsi entraîner des impacts environnementaux potentiels différents. En d’autres termes, peut-on engendrer des résultats et tendances en termes d’ACV conduisant à des conclusions radicalement différentes pour la même filière de méthanisation territoriale modélisée et évaluée pour deux fonctions différentes ?
L’objectif de ce stage a été d’analyser, à travers une étude de cas, les tendances de variations des résultats ACV en fonction du choix de la fonction principale remplie par une filière de méthanisation territoriale.
Ce travail s’intègre dans les travaux de thèse de Faustine Laurent, en contrat Cifre entre Irstea et le bureau d’études Akajoule, spécialisé dans la maîtrise de l’énergie et le développement des énergies renouvelables. Le travail réalisé au cours de ce stage s’est appuyé sur une étude que conduit Akajoule, en tant qu’assistant à maîtrise d’ouvrage, pour la CARENE8. Cette étude porte sur la faisabilité d’implantation d’une unité de méthanisation territoriale, portée par un développeur industriel et permettant de méthaniser une grande part de déchets d’industries.
La méthodologie d’analyse systémique développée par Faustine Laurent a été appliquée au territoire de la CARENE et a mis en évidence deux fonctions pertinentes qu’une filière de méthanisation pourrait remplir sur ce territoire, à savoir : produire localement de l’énergie renouvelable et traiter et valoriser des déchets.
L’ACV comparative de la filière méthanisation sur le territoire de la CARENE, que j’ai menée durant ces six mois, s’inscrit dans ce contexte d’étude de cas du territoire de la CARENE. Les travaux d’analyse du territoire et de gisements réalisés respectivement par Irstea et Akajoule ont été la base du projet.
Les questions méthodologiques et les frontières et hypothèses de calcul des filières étudiées ont été discutées de façon collégiale avec l’équipe ACV d’Irstea, en accord avec les volontés du territoire. Les expertises de différents chercheurs d’Irstea ainsi que celle d’Akajoule ont été sollicitées à différentes étapes de la modélisation (approbation de certains facteurs d’émissions, formules utilisées…).
Le développement du modèle sous le logiciel dédié ACV a cependant été mené en quasi-autonomie. Le paramétrage poussé de l’unité de méthanisation modélisée rend le modèle facilement modulable et réutilisable pour des travaux ultérieurs.
Suite à une période d’un mois d’appropriation du sujet, le développement des scénarios, l’inventaire de cycle de vie et la modélisation ont été conduits de mai à août. L’extraction et l’analyse des résultats ont été menées durant le temps restant. Durant cette dernière période, des retours à la modélisation ont été nécessaires afin d’améliorer le modèle et d’étudier l’impact de l’ajout de substitutions ou de modifications des filières. Certaines substitutions effectuées ne seront cependant pas présentées exposées dans le présent rapport.
8
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II. Matériel et méthode
Les objectifs de l’étude et la description des scénarios étudiés sont développés dans une première partie. Les outils informatiques mobilisés puis la modélisation réalisée sont ensuite décrits.
II.1. Scénarios étudiés
II.1.1. Présentation générale des scénarios étudiés et des unités fonctionnelles
Pour permettre une comparaison homogène entre les scénarios valorisant des déchets d’une part et les scénarios produisant de l’énergie d’autre part, deux unités fonctionnelles (UF) ont été retenues (cf. Figure 7) :
UF. Traitement et valorisation : Gérer 14 643 tonnes de déchets et résidus organiques par an dont 1 508 tonnes de biodéchets issus des gros producteurs du territoire sont valorisées organiquement.
UF. Energie : Produire localement 1 410 tep d’énergie renouvelable par an.
Afin d’analyser le bilan environnemental d’une unité de méthanisation suivant qu’elle remplisse une fonction de valorisation de déchets organiques ou de production locale d’énergie renouvelable, quatre scénarios ont été étudiés. Métha est un scénario de méthanisation centralisée valorisant des déchets agricoles et industriels en produisant du biométhane qui est injecté dans le réseau de gaz naturel et un digestat qui est en partie épandu brut et en partie envoyé en compostage. Les scénarios Métha.D (D pour Déchets) et Métha.E (E pour Energie) sont construits sur la base du scénario commun Métha (cf. Figure 7) et diffèrent suivant la fonction principale retenue et donc les
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2% Déchets de plats préparés
Graisses
Poussières de Silo Terres de filtration
Boues de STEP Industrielles Tourteaux et farine
d'extraction de tournesol .
Figure 8 : Synoptique du scénario Métha
Figure 9 : Synoptique du scénario D.réf
Figure 10 : Part des différents types de déchets industriels (%tMB)
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co-fonctions substituées. Celles-ci sont choisies de manière à représenter au plus juste (à dire d’experts) la filière actuelle que la méthanisation pourrait éventuellement remplacer sur le territoire. Par exemple, dans le scénario Métha.D qui répond à la fonction de traitement et valorisation des déchets, la co-fonction de production d’énergie substitue de l’énergie produite à partir de gaz naturel.
Face à ces deux scénarios, les scénarios de références D.réf et E.réf remplissent chacun l’une des deux fonctions afin de pouvoir réaliser les comparaisons avec les scénarios Métha.D et Métha.E respectivement. Contrairement aux filières de substitution, les filières de comparaison sont de type prospectif, ces scénarios répondent aux fonctions principales via des filières hypothétiques vers lesquelles les politiques actuelles semblent s’orienter (mix énergétique renouvelable prévisionnel pour E.réf et part de la valorisation organique des biodéchets plus importante pour D.réf).
Les scénarios Métha.D, Métha.E et D.réf génèrent des co-produits tels que du digestat, du compost de digestat ou du compost de biodéchets frais. Etant épandus, ceux-ci peuvent être utilisés pour leur valeur fertilisante et amendante à la place de fertilisants minéraux et de chaux ou de tourbe, comme il a été précisé lors de la synthèse bibliographique (cf. § I.2.2.2). Cependant, les bénéfices agronomiques de digestat brut et de compost de digestat, qui dans notre cas sont principalement obtenus à partir d’un gisement de déchets organiques industriels, demeurent difficiles à évaluer. Nous avons donc considéré que l’utilisation des digestats et des composts de digestat n’entraine pas l’absence d’utilisation d’engrais chimiques ou de matière à valeur amendante. Ces co-produits ne seront donc pas pris en compte dans cette première approche de la modélisation de la substitution.
Le compost de biodéchets frais, co-produit du scénario D.réf, peut aussi être utilisé dans un objectif d’amélioration de la structure du sol ou comme fertilisant. Cependant, dans le cas de cette étude et n’ayant pas d’information précise sur le potentiel devenir des composts de biodéchets frais du territoire étudié, la substitution de compost ne sera pas non plus traitée.
II.1.2. Scénario Métha
Les grandes lignes du scénario Métha ont été fixées en collaboration avec le bureau d’études Akajoule et l’Irstea. Le synoptique présenté en Figure 8 présente les étapes du cycle de vie prises en compte lors de cette modélisation. Il est à noter qu’en première estimation, les étapes de construction des infrastructures (obtention des matériaux, utilisation de surface, construction des bâtiments…) ne sont pas incluses dans les frontières du système. Il en va de même pour les activités du personnel sur le site pour le fonctionnement et la maintenance (déplacement, éclairage des locaux…). Enfin, pour des raisons de simplification, les étapes de transport et de distribution du biométhane (avec potentiellement des fuites de gaz) avant sa combustion ne sont pas prises en compte
Le gisement de déchets entrant dans la méthanisation retenu est basé sur l’étude du gisement de déchets organiques du territoire de la CARENE réalisée par le bureau d’étude Akajoule, d’un total de 14 643 tMB. Il est composé d’effluents d’élevage, de déchets des gros producteurs et d’industriels (respectivement 22% tMB, 10% tMB et 68% tMB ; cf. § II.3.1 pour le détail des gisements).
Selon ce projet, l’implantation de l’unité de méthanisation se fera sur le site d’une entreprise de transport industriel.
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II.1.3. Scénarios de traitement et de valorisation de déchets organiques
Les deux scénarios répondant à la fonction de traitement et de valorisation de déchets organiques sont les scénarios Métha.D et D.réf.
Le scénario Métha.D est construit à partir du scénario Métha pour répondre uniquement à la fonction de traitement et valorisation des déchets et donc au sein duquel la co-fonction de production d’énergie sous forme de biométhane est substituée à la combustion de gaz naturel. Basé sur la même quantité d’énergie produite, le gaz naturel est un produit que le biométhane peut aisément remplacer puisqu’il s’agit du même gaz dont seule l’origine diffère. La charge environnementale de la production d’énergie portée par le co-produit biométhane n’est ainsi plus prise en compte dans le bilan environnemental de l’unité de méthanisation et les impacts environnementaux restant sont alloués à la fonction de valorisation de déchets organiques.
Les étapes prises en compte pour cette filière fossile substituée intègrent la production du gaz naturel correspondant au mix français (procédé issu de la base de données EcoInvent) ainsi que les émissions liées à sa combustion.
Le scénario D.réf est un scénario prospectif de traitement et de valorisation du gisement de déchets par une autre voie que la filière méthanisation. Les voies de traitement et de valorisation retenues (cf. Figure 9) sont :
- l’incinération pour l’ensemble des déchets organiques issus du secteur industriel (cf. Figure 10) ; 68% tMB du gisement ;
- le simple stockage et épandage des effluents d’élevage, voie de traitement classique de ces types de substrats ; 22% tMB du gisement ;
- le compostage pour les biodéchets issus des gros producteurs, ces derniers étant soumis aux obligations de tri et de valorisation organique des biodéchets instaurées par la loi dite « loi Grenelle 2 » ; 10% tMB du gisement.
· Incinération
N’ayant obtenu que peu d’information sur la gestion actuelle et les caractéristiques des déchets industriels, nous avons posé l’hypothèse que l’ensemble de ces déchets est traité par une filière d’incinération9. Il existe actuellement deux unités d’incinération qui reçoivent les déchets ménagers et assimilés de la CARENE mais hors de son territoire : Alcéa à Nantes et Arc-en-ciel à Couëron, à l’ouest de Nantes (site web de la CARENE). C’est l’incinérateur Arc-en-ciel qui a été choisi (à dire d’expert) pour estimer les distances à parcourir entre les gisements et le centre de valorisation.
Le procédé d’incinération utilisé est un modèle paramétré développé en interne à Irstea (stage de Laure Nitschelm, 2013). Le modèle étant paramétré, il nous a été possible de caractériser le déchet entrant en incinération en termes d’éléments majoritaires afin qu’il corresponde au mélange de biodéchets industriels.
L’incinération est une voie de valorisation des déchets permettant de produire par cogénération de la chaleur et de l’électricité à partir de l’énergie libérée lors de la combustion. Cette production d’énergie sous forme de chaleur alimentant un réseau de chaleur urbain et sous forme d’électricité
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Dans le scénario actuel, certaines boues industrielles sont peut-être directement épandues ou compostées tandis que d’autres déchets seraient probablement envoyés en alimentation animale. Faces à ces inconnues, la filière incinération, maîtrisée et modélisée à Irstea a été choisie.
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est considérée comme une co-fonction. Cette co-fonction est gérée par substitution : l’électricité produite peut se substituer à de l’électricité issue du mix moyen français (EcoInvent) tandis que la chaleur peut se substituer à de la chaleur produite via une filière « bois énergie » (EcoInvent).
· Stockage et épandage des effluents d’élevage
La gestion des effluents d’élevage est modélisée par un stockage classique en fosse au sein de l’exploitation, suivi de l’épandage de l’effluent. A dire d’expert, nous avons considéré une période de stockage de 160 jours entre deux vidanges de la fosse, ce qui fait un temps moyen de rétention des solides de 80 jours. A cette étape, les émissions vers l’atmosphère de CO2, de CH4, de NH3 et
de N2O sont comptabilisées.
Lors de l’épandage des effluents, les émissions de CO2, de NH3 et de N2O sont comptabilisées
vers l’atmosphère tandis que les rejets de NO3- et de PO43-sont comptabilisés vers l’eau.
Les facteurs d’émissions retenus pour ces deux étapes sont issus d’une synthèse bibliographique et ont été validés par dire d’expert (cf. Annexe 6). La valeur de ces facteurs d’émission dépend de nombreux facteurs comme les pratiques culturales ou les conditions climatiques qui peuvent faire varier fortement les impacts générés par ces étapes. Les émissions liées à l’utilisation d’engins agricoles nécessaires à la manipulation des effluents (transfert et épandage) ne sont pas prises en compte dans la modélisation de cette filière.
· Compostage
Dans ce scénario, seuls les biodéchets issus des gros producteurs sont envoyés en compostage. Le modèle utilisé pour cette filière possède la même structure que celui modélisant le compostage de digestat (cf. § II.3.4.2.). Les facteurs d’émission affectés à cette fermentation aérobie sont présentés en Annexe 6. Le compost est ensuite épandu et les émissions de CO2, de NH3 et de N2O
sont comptabilisées vers l’atmosphère tandis que les émissions de NO3- et de PO43- sont
comptabilisées vers l’eau. De la même manière que pour l’épandage, les émissions liées à l’utilisation d’engins agricoles nécessaires à la manipulation du compost (transfert et épandage) ne sont pas prises en compte dans les frontières du système.
II.1.4. Scénarios de production locale d’énergie renouvelable
Les deux scénarios répondant à la fonction de production locale d’énergie renouvelable sont les scénarios Métha.E et E.réf.
Dans la même logique que pour le scénario Métha.D, le scénario Métha.E est construit à partir du scénario Métha. Pour répondre uniquement à la fonction de production d’énergie, les impacts environnementaux générés par les filières de traitement de déchets que la méthanisation pourrait remplacer lui sont soustraits (le traitement des déchets et effluents est donc ici la co-fonction, et non la fonction principale comme dans le scénario Métha.D). Cette substitution est nécessaire pour déterminer les impacts environnementaux potentiels alloués à la fonction de production d’énergie de la filière de méthanisation. La filière de traitement de déchets évitée retenue est l’incinération pour l’ensemble du gisement, en dehors des effluents d’élevage qui sont gérés par stockage et épandage. Les filières utilisées sont identiques à celles décrites en partie II.1.3.
Le traitement par incinération entraîne ici aussi la production d’énergie. Cette production énergétique considérée comme une co-fonction peut être substituée à de l’énergie produite par une
19 chaudière bois et de l’électricité issue du mix français. Cette substitution engendre donc des impacts évités pour la filière incinération. Mais la filière incinération étant elle-même une filière de substitution à la co-fonction de traitement des déchets du scénario Métha.E, ces impacts évités deviennent à l’échelle du scénario des impacts « évités d’évités ». Ces impacts sont donc artificiellement positifs (dans le sens générés). Cependant, en aucun cas ils ne seront agrégés aux impacts générés de la filière méthanisation lors de l’analyse des résultats et seront toujours traités à part puisque de très fortes incertitudes pèsent sur ces substitutions en cascade.
Le scénario E.réf est un scénario prospectif de production locale d’énergie renouvelable. Le mix d’énergie renouvelable choisi (cf. Figure 11) est une adaptation du mix prévu à l’horizon 2050 par le Schéma Régional Climat Air Energie des Pays de la Loire adopté par arrêté du Préfet de région le 18 avril 2014 (SRCAE, 2014). Ce mix simplifié prend en compte les quatre principales sources d’énergie renouvelable prévues par le SRCAE dont l’électricité pourra être réinjectée sur le réseau collectif : éolien marin, éolien terrestre, bois énergie et solaire photovoltaïque selon les pourcentages en tep indiqués en Figure 11.
Ce scénario a été modélisé à partir de procédés EcoInvent qui prennent en compte les phases de construction des infrastructures, d’utilisation et de démantèlement en fin de vie. Les frontières de ce scénario sont donc plus larges que pour le scénario Métha qui, pour ce dernier, n’inclut pas la construction et le démantèlement des infrastructures (ces dernières ayant un poids considéré comme négligeable sur l’ensemble de la filière).
II.2. Logiciels informatiques utilisés
Différents logiciels ont été utilisés pour mener cette étude. La modélisation des scénarios et la quantification des impacts ont été réalisées avec le logiciel commercial d’ACV GaBi 6 développé par PE International. Les bases de données PE et EcoInvent, disponibles dans le logiciel, ont été mobilisées.
L’architecture de la modélisation avec le logiciel GaBi s’organise en plans. Il s’agit d’une « feuille blanche » où l’on construit son système à partir de procédés eux-mêmes alimentés par des flux. Le procédé constitue la structure de base de la modélisation et représente une étape du cycle de vie. A chaque procédé sont attribués des flux entrants et/ou sortants. Chaque procédé est paramétré, les paramètres peuvent être des taux d’abattement matière, des rendements énergétiques… Le paramétrage permet d’avoir une modélisation plus fine et adaptée qu’une simple démarche d’input/output et surtout permet des modifications plus automatisées. Sur le plan, le praticien organise les procédés du système qu’il lie via des flux de matière ou d’énergie (pour exemple, le plan principal du scénario Métha est présenté en Annexe 5). Afin de rassembler les procédés associés sous une même étape, des sous-plans peuvent être utilisés. De la même manière que les procédés, les sous-plans peuvent être paramétrés. Par la suite, le terme « module » désignera un ensemble de procédés rassemblés sous un même sous-plan.
Le Tableau 3 dresse un récapitulatif des autres logiciels utilisés et des étapes de travail pour lesquelles ils ont été mobilisés.
19% 47% 20% 14% Bois énergie Eolien marin Eolien terrestre Solaire Photovoltaïque
Figure 11 : Mix EnR selon le SRCAE des Pays de la Loire (en % Tep)
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Tableau 3 : Autres logiciels utilisés pour l'ICV et la modélisation
Nom Développeur Propriété Description Utilisation Arcgis Esri Commerciale Systèmes d’information
géographique (SIG)
Calcul de distances de transport pour l’Inventaire du Cycle de Vie (ICV)
Bioptigaz Akajoule Commerciale
Simulation de fonctionnement et dimensionnement d’unités de méthanisation collective Modélisation de l’hygiénisation et de la digestion
Vérification de bilans matière Base de données de caractérisation de substrats Biométhane calculator Bio-Méthane Regions Libre Simulation de système d’épuration de biogaz Développement et vérification du modèle d’épuration
Estimations du pouvoir calorifique supérieur (PCS)
DIGES 2.0 Irstea Libre
Calcul du bilan de GES d’installations de méthanisation
Pourcentage de conversion de la matière organique en biogaz
II.3. Modélisation du scénario Métha
Le modèle développé sous GaBi est présenté dans les parties suivantes. Un bref rappel des substrats pris en compte sera présenté puis chacun des trois modules « centre de méthanisation », « épuration et combustion » et « valorisation du digestat » seront décrits (cf. Figure 12). Un focus sur la modélisation des transports sera finalement réalisé.
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II.3.1. Les substrats et leur caractérisation
Les substrats pris en compte dans la modélisation sont les substrats énoncés en partie II.1.2, à savoir :
· Effluents d’élevages :
- du fumier et du lisier d’une exploitation bovin lait, produisant aussi du fumier de volailles ;
- du fumier de dinde.
· Les déchets des gros producteurs :
- les biodéchets de restaurations collectives (écoles primaires, collèges, lycées, hôpitaux, établissements d'hébergement pour personnes âgées dépendantes EHPAD) ;
- les biodéchets de restaurations d’entreprises ;
- les biodéchets de grandes et moyennes surfaces (GMS). · Les déchets des industriels :
- Les biodéchets d’industries agro-alimentaire (refus de production, graisses végétales et animales) ;
- Les biodéchets d’industries des huiles végétales (tourteaux et farine d'extraction de tournesol, terres de filtration des huiles) ;
- Les boues de STEP industrielles ;
- Des poussières de silo (poussières de diverses céréales).
Les caractérisations des substrats proviennent de la base de données fournie par Akajoule (confidentielles). Ces caractérisations ont permis de déterminer la composition globale du mélange des substrats (taux de matière sèche, de matière organique, BMP moyen, composition N, P et K…).
II.3.2. Module « Centre de méthanisation »
Ce module est constitué de deux entités : le procédé d’hygiénisation des substrats et le digesteur anaérobie.
II.3.2.1. Procédé d’hygiénisation
Les substrats tels que les déchets de cuisine et assimilés ainsi que les graisses doivent subir un prétraitement, l’hygiénisation, avant d’être introduits dans le digesteur (réglement européen CE 1069-2009). Ce prétraitement est réalisé dans le but de supprimer la flore potentiellement pathogène. Il correspond à un réchauffement de la matière jusqu’à 70°C pendant au moins une heure. Une consommation de chaleur et d’électricité sont associés à ce procédé et sont calculés selon l'Équation 1 et l'Équation 2. La chaleur utilisée est produite sur place par une chaudière brûlant les gaz d’échappement et du biométhane produit par le digesteur.
Avec : α : besoin en chaleur (kWhth.tMB -1
), valeur Akajoule Q : Energie thermique (kWhth) β: besoin en électricité (kWhe.tMB
-1
), valeur Akajoule E : Energie électrique (kWhe) MBh : tonnes de matières brutes de déchets à hygiéniser
= × Équation 1
