Optimisation des stratégies alimentaires des porcs en vue de la maîtrise des émissions gazeuses (NH3 et CH4) via l'incorporation de coproduits des biocarburants

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Optimisation des stratégies alimentaires des porcs en vue de la maîtrise des émissions gazeuses (NH3 et CH4)

via l’incorporation de coproduits des biocarburants

Guillaume Jarret

To cite this version:

Guillaume Jarret. Optimisation des stratégies alimentaires des porcs en vue de la maîtrise des émis-

sions gazeuses (NH3 et CH4) via l’incorporation de coproduits des biocarburants. Ingénierie de

l’environnement. Doctorat de l’Université de Rennes 1, mention chimie, Ecole doctorale Science

de la Matière, 2010. Français. �tel-02594287�

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THÈSE / UNIVERSITÉ DE RENNES 1 sous le sceau de l’Université Européenne de Bretagne

pour le grade de

DOCTEUR DE L’UNIVERSITÉ DE RENNES 1 Mention : CHIMIE

Ecole doctorale Science de la Matière

présentée par

Guillaume Jarret

préparée à l’unité de recherche GERE et SENAH

Gestion environnementale et traitement biologique des déchets Cemagref, Rennes

Systèmes d’élevage, Nutrition Animale et Humaine INRA, Saint-Gilles

Optimisation des

stratégies alimentaires des porcs en vue de la maîtrise des émissions gazeuses (NH ₃ et CH ₄ ) via l’incorporation de coproduits des

biocarburants.

Thèse soutenue au Cemagref de Rennes le 20 décembre 2010

devant le jury composé de :

Nathalie QUINIOU

Docteur-Ingénieur, IFIP, Rennes / Rapporteur

Daniel MASSE

Docteur-Ingénieur, Agro & Agri Food, Canada / Rapporteur

Baudouin NICKS

Professeur, Université de Liège / Examinateur

Abdeltif AMRANE

Professeur, Université Rennes 1 / Examinateur

Guillaume BASTIDE

Ingénieur, ADEME / Examinateur

José MARTINEZ

CemOA : archive ouverte d'Irstea / Cemagref

(3)

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Remerciements

J’adresse tous mes remerciements à M

^me

Nathalie Quiniou de l’IFIP et à M

^r

Daniel Massé d’Agriculture et Agroalimentaire- Canada pour avoir accepté d’être rapporteurs de cette thèse.

Je remercie également les autres membres du jury, Mrs Baudouin Nicks, Abdeltif Amrane et Guillaume Bastide pour avoir accepté de participer à l’évaluation de ce travail.

Cette thèse a été réalisée grâce à la participation financière de l’ADEME de la région Bretagne, du Cemagref de Rennes et de l'INRA de Saint-Gilles. Je les remercie pour leur aide sans quoi cette thèse n’aurait été possible.

Je remercie Nicolas Petit, Directeur du groupement de Rennes du Cémagref et Jean Noblet directeur du l'UMR SENAH de m’avoir accueilli au sein de leurs établissements.

J'exprime ma profonde gratitude envers José Martinez et Jean-Yves Dourmad mes deux directeurs de thèse qui m’ont aidé et soutenu tout au long de ce travail.

Je voudrais également remercier les techniciennes et techniciens du Cemagref et de l’INRA pour leurs bonnes humeurs et leur chaleureux soutien, et leur contribution à une partie des analyses de laboratoire.

Ensuite, je voudrais dire que, nous, thésards, sommes assez privilégiés car nous faisons la connaissance de personnes extraordinaires pendant ces trois années, que cela soit des stagiaires (tels que Fabien et Liliane), des thésards tels que Virginie, Romain, Cécile, Charles (au Cémagref de Rennes), Pierre, Etienne, les deux Mathieu et M

^elle

la comtesse de Quellen (à l’INRA de st Gilles) et j’en oublie et des permanents comme Yolande, Fabienne et Anne avec qui j’ai eu la chance de travailler (en fin de compte le dosage des sucres ce n’est qu’une histoire de bonne vue et de gouttes n’est-ce pas Fabienne !!!).

Un remerciement spécial à mes deux amies Christine et Magalie que j’ai eu la chance de rencontrer ici au Cemagref et qui ont toujours été avec moi même dans les moments difficiles pour me remonter le moral. Je n’oublie pas bien sûr notre « roro » qui nous a quitté trop vite.

Je remercie tout naturellement Chris qui m’a sans cesse encouragé, soutenu, rassuré mais aussi parfois houspillé pour que je reprenne mes esprits dans les moments difficiles et que j’ai souvent laissé seule pour travailler les soirs et les week-ends et même les jours fériés !!!.

Je ne vais pas être très original mais je remercie bien entendu ma petite famille (ma mère et

(5)

(6)

Liste des publications et communications de la thèse

Articles scientifiques à comités de lecture

Jarret, G., Martinez, J., and Dourmad, J.Y., 2011. Effect of biofuel co-products in pig diets on the excretory patterns of N and C and on the subsequent ammonia and methane emissions from pig effluent. Animal, 5, 622-631.

Jarret, G., Cozannet, P., Martinez, J., and Dourmad, J.Y. Effect of different quality wheat dried distiller’s grain with solubles (DDGS) in pig diets on effluent composition and methane production from faeces and slurry. Livestock Science soumis en Octobre 2010 et accepté en Janvier 2011.

Jarret, G., Martinez, J., and Dourmad, J.Y. Effect of pig feeding strategy coupled with effluent management - fresh or stored slurry, solid phase separation - on methane potential and methane conversion factor during storage. Atmospheric Environment soumis en Février 2011

Jarret, G., Cerisuelo, C., Peu, P., Martinez, J., and Dourmad, J.Y. Impact of pig diets with different fibre contents on the composition of excreta and their gaseous emissions and anaerobic digestion. Agriculture, Ecosystems & Environment soumis en Novembre 2010 et accepté en Janvier 2011.

Communications scientifiques

Jarret, G., Martinez, J., and Dourmad, J.Y., 2010. Effet de l’ajout de sources de fibres dans l’aliment sur la volatilisation de l’ammoniac et la production de méthane des effluents porcins, 269-276. Communication orale aux Journées de la Recherche Porcine, 2-3 Février 2010, Paris, France.

Jarret, G., Martinez, J., and Dourmad, J.Y., 2010. Effect of adding fibre sources to pig diets on volatilisation and methane production from manure, communication n° 0158.

Communication orale, 14

^th

Ramiran International Conference, 12-15 Septembre 2010, Lisboa, Portugal.

Communications affichées

Jarret, G., Martinez, J., and Dourmad, J.Y., 2009. Les co-produits des agrocarburants dans l’alimentation porcine : enjeux économiques et environnementaux, 29/11/09 - 04/12/09 11

^ème

édition des Doctoriales de Bretagne, Saint-Malo, France.

Jarret, G., Martinez, J., and Dourmad, J.Y., 2010. Effet de l’ajout de sources de fibres dans l’aliment sur la volatilisation de l’ammoniac et la production de méthane des effluents porcins. Journées crédits incitatifs Phase 11-12 /10/10. Tours, France.

Jarret, G., Dourmad, J-Y., and Martinez, J., 2010. Effects of fibrous diets on the ultimate methane potentials (B

0

) of pig effluents. 31/10/10-04/11/10 12th world congress anaerobic digestion, Guadalaraja, Jalisco-Mexico, Mexique.

(7)

(8)

SOMMAIRE

Index des abréviations ... 5

Index des figures... 8

Index des tableaux ... 11

1. INTRODUCTION GÉNÉRALE ... 14

2. ÉTUDE BIBLIOGRAPHIQUE ... 19

2.1. Les émissions gazeuses des élevages porcins ... 20

2.1.1. Les émissions d’ammoniac ... 20

Origine et processus de production ... 20

Méthode de quantification ... 23

Influence de l’alimentation sur les émissions d'ammoniac... 24

2.1.2. Les émissions de méthane ... 26

Origine et processus... 27

Méthane entérique... 27

Méthane des effluents ... 28

Méthodes de quantification ... 28

Facteurs influençant la production de méthane... 32

Effet de l’alimentation sur les émissions de méthane des effluents... 34

2.1.3. Conclusion... 35

2.2. Intérêt des co-produits riches en fibres pour l’alimentation des porcs... 35

2.2.1 Intérêt des co-produits riches en fibres pour l’alimentation des porcs... 35

2.2.2 Caractéristiques nutritionnelles de ces co-produits pour le porc... 37

2.2.3 Conclusion... 38

2.3 Perspectives et question de recherche ... 39

3. MATÉRIEL ET MÉTHODES... 40

3.1. Aliments expérimentaux ... 41

3.1.1. Les co-produits de biocarburants de 1

^ère

génération ... 41

3.1.2. Composition des régimes expérimentaux ... 42

3.2. Essais sur animaux et collecte des effluents... 43

3.3 Mesure des caractéristiques des aliments et des effluents ... 44

Mesure du pH ... 44

Dosage de l’azote total... 44

(9)

(10)

Mesure du carbone total (CT) ... 45

Mesure de la matière sèche (MS) ... 46

Mesure de la matière organique (MO) ... 46

Mesure de la demande chimique en oxygène (DCO)... 46

Mesure de la concentration en acides gras volatils (AGV)... 47

Analyses des fractions biochimiques (hémicelluloses, cellulose et lignine) ... 47

Analyses de la matière grasse ... 48

3.4. Mesure des émissions d'ammoniac ... 48

3.5. Mesure des émissions de méthane ... 50

3.5.1. Mesure du potentiel maximal de production de méthane (test BMP)... 50

3.3.2. Tests de simulation de stockage ... 51

3.3.3. Tests de méthanisation en pilote ... 52

4. ÉTUDE EXPÉRIMENTALE ... 53

Publication 1 : Effect of biofuel co-products in pig diets on the excretory patterns of N and C and on the subsequent ammonia and methane emissions from pig effluent. Avant-propos... 54

Abstract ... 55

1. Introduction ... 56

2. Material and Methods... 57

2.1. Animals and experimental design ... 57

2.2. Diets and feeding... 58

2.3. Pig management... 58

2.4. Emission monitoring ... 58

2.5. Chemical analyses ... 59

2.6. Calculations ... 60

2.7. Statistical analysis... 61

3. Results ... 61

3.1. Digestibility of nutrients, energy and animal performance ... 61

3.2. Influence of dietary treatments on amount and composition of effluents ... 61

3.3. Nitrogen and carbon balances ... 62

3.4. Ammonia volatilisation and B

0

ultimate methane production potential ... 62

4. Discussion ... 63

4.2. Digestibility and animal performance... 63

4.2. Characteristics of faeces and urine and N and C balances ... 64

4.3. Gaseous emissions... 65

5. Conclusion ... 67

References ... 67

(11)

(12)

Publication 2 : Effect of different quality wheat dried distiller’s grain solubles (DDGS) in pig diets on effluent composition and methane production from faeces and slurry

Avant-propos... 72

Abstract ... 73

1. Introduction ... 74

2. Materials and methods ... 75

2.1. Experimental design and diets ... 75

2.2. Animal and feeding... 76

2.3. Urine and faeces collection and slurry preparation ... 76

2.4. Gaseous emission monitoring ... 76

2.5. Chemical analyses... 77

2.6. Calculation and statistical analysis ... 77

3. Results ... 78

3.1. Urine and faeces amounts and composition ... 78

3.2. Nitrogen and carbon balances ... 78

3.3. The ultimate methane potential (B

0

)l ... 79

4. Discussion ... 80

4.1. Characteristics of faeces and urine and N and C balances ... 80

4.2. Effects of DDGS on methane emission... 81

5. Conclusion... 82

References ... 83

Publication 3 : Effect of feeding pig strategies coupled with effluent management - fresh or stored slurry, solid phase separation - on methane potential and methane conversion factor during storage Avant-propos... 86

Abstract ... 87

1. Introduction ... 88

2. Material and Methods... 89

2.1. Animal and feeding... 89

221. Sample effluent collection and slurry preparation... 89

2.3. Methane emission monitoring ... 90

2.4. Chemical analyses... 91

2.5. Calculation and statistical analysis ... 91

3. Results ... 92

3.1. Effect of type of effluent on methane emission ... 92

3.2. Effect of type of diet on methane emission ... 93

3.3. Interaction between type of diet and type of effluent for methane production... 94

3.4. Effect on Methane conversion factors (MCFs) ... 95

(13)

(14)

References ... 98

Publication 4 : Impact of pig diets with different fibre contents on the composition of excreta and their gaseous emissions and anaerobic digestion Avant-propos... 100

Abstract ... 101

1. Introduction ... 102

2. Material and methods ... 103

2.1. Animals and experimental design ... 103

2.2. Diets and feeding... 104

2.3. Sample effluent collection and preparation ... 104

2.4. Gaseous emissions monitoring... 105

2.5. Chemical analyses ... 106

2.6. Calculations and statistical analysis... 107

3. Results ... 108

3.1. Diets digestibility and animal performance ... 108

3.2. Effluents amount and composition ... 109

3.3. Nitrogen and carbon balances ... 109

3.4. Ammonia volatilisation and changes in slurry and urine compositions ... 109

3.5. Effect type of effluent and type of diet and on methane production... 110

4. Discussion ... 112

4.1. Digestibility of diet nutrients and animal performance ... 112

4.2. Characteristics of faeces and urine and N and C balances ... 112

4.3. Effect of diets on ammonia volatilisation ... 113

4.4. Effect of type of diet and effluent management on methane production ... 113

5. Conclusion... 115

References ... 115

5. DISCUSSION GÉNÉRALE ... 118

5.1. Influence de la nature du régime sur les bilan N et C ... 120

5.2. Influence de la nature du régime sur le potentiel d'émission d'ammoniac... 120

5.3. Influence de la nature de l'aliment sur le potentiel de production de méthane ... 122

5.3.1. Potentiel de production relativement à la matière organique ... 122

5.3.2. Potentiel de production par porc ... 123

5.4. Émission de méthane au cours du stockage ... 124

5.5. Émission de méthane en pilote de méthanisation... 125

6. CONCLUSION GÉNÉRALE ET PERSPECTIVES ... Références bibliographiques ... 130

(15)

(16)

INDEX DES ABRÉVIATIONS

ADF : acid detergent fibre ADL : acid detergent lignin AGV : acide gras volatil

AOAC : association of official analytical Chemists B

0

: potentiel maximal d’émission de méthane BMP : test biométhanogène

CB : cellulose brute

CCNUCC : convention-cadre des Nations-Unies sur le changement climatique

CEREOPA : centre d'études et de recherche sur l'économie et l'organisation des productions animales

CH

4

: méthane

CHP : control high protein CI : carbone inorganique

CITEPA : centre technique interprofessionnel d'études de la pollution CLP : control low protein

CO : carbone organique CO

2

: dioxyde de carbone

CORPEN : comité d'orientation pour des pratiques agricoles respectueuses de l'environnement

COV : Complément oligo-éléments et vitamines CP : crude protein

CT : carbone total Cu : cuivre

DCO : demande chimique en oxygène DDGS : dried distiller’s grain with solubles EB : énergie brute

ED : énergie digestible EM : énergie métabolisable EN : énergie nette

exp. : expérience

FAO : food and agriculture organization

(17)

(18)

FCM : facteur de conversion du méthane FRM : fatty rapeseed meal

FSl : fresh slurry

GES : gaz à effet de serre

GIEC : groupe d'experts intergouvernemental sur l'évolution du climat H

2

: dihydrogène

H

2

O : eau

H

2

S : hydrogène sulfuré HCl : acide chlorhydrique HF : high fibre

HPLC : high performance liquid chromatography

INRA-AFZ : Institut national de recherche agronomique-Association française de zootechnie IPCC : intergovernmental panel on climate change

IPPC : integrated pollution prevention and control K : Kelvin

kWh : kilowatt-heure MAT : matière azotée totale MG : matière grasse

MJ : mégajoule

MO : matière organique MS : matière sèche N : azote

N

2

O : protoxyde d’azote NaOH : hydroxyde de sodium NDF : neutral detergent fibre NEC : national emission ceilings NH

3

: ammoniac

NH

4+

: ion ammonium NTK : azote total Kjeldahl O

2

°: dioxygène

ONU : organisation des Nations-Unies P

(j)

: pression au jour j

(19)

(20)

pKa : constante d’acidité

P

X

: pression prise dans les conditions standards rpm : rotation par minute

SBP : sugar beet pulp SF

6

: hexafluorure de soufre SSl : 3 month-stored slurry

T°: température d’incubation en K

T

X

: température prise dans les conditions standards V

H

: le volume fixe de l’espace de tête du flacon Zn : zinc

ΔV

biogaz

(j) : le volume de biogaz produit depuis le dernier prélèvement ΔV CH

4

(j)°: le volume de méthane produit depuis le dernier prélèvement

(21)

(22)

INDEX DES FIGURES

Bibliographies

Figure 2.1 - Les principales réactions biochimiques de l’azote lors de la dégradation de la matière organique ...20 Figure 2.2 - Principales sources d’émissions d’ammoniac en France (CORPEN, 2006) ...21 Figure 2.3 - Représentation simplifiée des réactions mises en jeu lors de la volatilisation de l’ammoniac (d’après Moal, 1995 ; Ni, 1999) ...22 Figure 2.4 - Les méthodes de quantifications d’ammoniac –méthodes directes et indirectes (Hassouna et al., 2010) ...23 Figure 2.5 - Les différentes étapes de la méthanisation et les bactéries qui interviennent (Bernet et Paul, 2006). ...27 Figure 2.6 - Émissions de gaz polluants des élevages (d’après Hartung et Philips, 1994)...28 Figure 2.7 - Caractéristiques nutritionnelles des co-produits des biocarburants (Table INRA-AFZ, Sauvant et al., 2004)...37

Matériel et méthodes

Figure 3.1 - Cages de digestibilité utilisées pour les essais sur animaux et la collecte totale des fèces et des urines (INRA de St Gilles)... 43 Figure 3.2 - Représentation du montage expérimental utilisé au laboratoire pour la mesure des émissions d’ammoniac (Portejoie, 2002) ... 48 Figure 3.3 - Vue d’ensemble du plateau de volatilisation... 48 Figure 3.4 - Photographie de deux des cellules de mesure utilisées pour la mesure des émissions d'ammoniac ... 48 Figure 3.5 - Schéma descriptif de l’échantillonnage des cellules de volatilisation (l’ordre de distribution est 1.2.3 puis 3.2.1 et ainsi de suite jusqu’à le remplissage des cellules). ... 49 Figure 3.6 - Photographies des réacteurs batch (a) dans la chambre thermostatée et d’un réacteur fermé contenant le lisier composite (b)... 51 Figure 3.7 - Photographie du pilote de méthanisation ... 51

(23)

(24)

Publication 1

Figure 1 - Effect of treatments on cumulated production of CH

4 ...

63 Publication 2

Figure 1 - Correlation between predicted and measured CH

4

productions from slurry for growing pigs fed a control diet (∆) or diets with a inclusion of 25 % Light (○), Medium (●) and Dark (●) wheat distillers dried grains with solubles (DDGS)

(during 100-days B

0

measurement)... 80 Figure 2 - Partition of gross energy for the diets (control and control + 25 % wheat

distillers dried grains with solubles (DDGS)) and for the different types of DDGS. ... 80

Publication 3

Figure 1. Effect of dietary CP (CHP: High protein, CLP: low protein) and type of effluent (BMP: biochemical methane potential of 3-month stored slurry, FaW:

faeces with water, FSl: fresh slurry, SSl: 3-month stored slurry) on the dynamic of

methane production over 100 days... 93 Figure 2. Effect of dietary fibre (CHP: low fibre, Fibre: high fibre (HF): average of

wheat dried distiller’s grain with solubles (DDGS), sugar beet pulp (SBP) and fatty rapeseed meal (FRM)) and type of effluent (BMP: biochemical methane potential of 3-month stored slurry, FaW: faeces with water, FSl: fresh slurry, SSl: 3-month

stored slurry) on the dynamic of methane production... 93

Discussion générale

Figure 5.1 - Influence des régimes alimentaires sur le bilan d'azote, de l'aliment aux effluents... 120 Figure 5.2 - Influence des régimes alimentaires sur le bilan de carbone, de l'aliment aux effluents. ... 120 Figure 5.3 - Influence des régimes alimentaires sur le taux de volatilisation de

l'azote des effluent frais sous forme ammoniacale (N-NH

3

volatilisé / NTK initial). ... 121 Figure 5.4 - Influence des régimes alimentaires sur l'émission d'ammoniac des

effluents frais par porc et par jour (N-NH

3

volatilisé par porc par jour = N excrété x

taux de volatilisation). ... 121 Figure 5.5- Influence des régimes alimentaires sur le potentiel de production de

(25)

(26)

Figure 5.6- Influence des régimes alimentaires sur le potentiel de production de

méthane de la matière organique (MO) des lisiers, exprimé par porc et par jour... 122 Figure 5.7 - Répartition de l'énergie brute (%) de l'aliment entre l'énergie

métabolisable (EM), le résidu de digestion anaérobie ... 124 Figure 5.8- Influence des régimes alimentaires sur le potentiel de production de

méthane (B

0

) de la matière organique(MO) des fèces en comparaison avec

l'émission pendant une simulation de stockage sur 100 jours... 124 Figure 5.9- Influence du mode de gestion des effluents sur la production de

méthane pendant une simulation de stockage sur 100 jours (moyenne pour tous les

régimes)... 125

(27)

(28)

INDEX DES TABLEAUX Bibliographie

Tableau 2.1 - Les textes ratifiés par la France, relatifs à la réduction d’émissions gazeuses (Bioteau, 2007)... 20 Tableau 2.2 - Composition de lisiers porcins (données du Cemagref de 1991 à 2007)... 20 Tableau 2.3 - Facteurs de conversion de méthane (FCM) au stockage des déjections porcines à différentes températures et durées de stockage (d’après Zeeman, 1994)... 32 Tableau 2-4 Caractéristiques des co-produits issus des biocarburants en France... 36 Tableau 2.5 - Teneurs nutritionnelles des principaux co-produits disponibles dans l’Union Européenne en comparaison avec le blé le tourteau de soja, (Source : Tables INRA-AFZ, 2004). ... 37

Matériel et Méthodes

Tableau 3.1 - Composition des régimes expérimentaux utilisés dans les trois expérimentations. ... 42 Tableau 3.2 - Modules et caractéristiques analytiques de la chaîne HPLC Waters®

pour la quantification des AGV ... 47

Publication 1

Table 1- Ingredients and nutrient contents of the experimental diets... 58 Table 2 - Effect of treatments on animal performance and digestibility of nutrients and energy ... 61 Table 3 - Influence of dietary treatments on effluent composition ... 62 Table 4 - Influence of treatments on the excretory patterns of N and C ... 63 Table 5 - Effect of dietary treatments on characteristics of manure, ammonia volatilisation and ultimate methane production ... 63

Publication 2

Table 1 - Chemical and physical characteristics of dried distillers grains with solubles (DDGS) from Cozannet et al. (2010)... 75 Table 2 - Composition of the experimental diets (g/kg)... 76

(29)

(30)

Table 3 - Influence of the inclusion of 25 % different wheat distillers dried grains with solubles (DDGS) to a control diet based on wheat and soybean meal on effluent compositions. ... 78 Table 4 - Effect of the inclusion of 25 % different wheat distillers dried grains with solubles (DDGS) to a control diet based on wheat and soybean meal on excretory patterns of N and C... 79 Table 5 - Effect of the inclusion of 25 % different wheat distillers dried grains with solubles (DDGS) to a control diet based on wheat and soybean meal on methane production of effluents (faeces and slurry) ... 79 Table 6 - Estimation of methane production from indigestible OM from DDGS calculated by difference with control diet ... 79

Publication 3

Table 1 - Ingredients and nutrient contents of the experimental diets... 89 Table 2 - Effect of type of diet and type of effluent on methane production and initial and final composition of effluent... 92 Table 3 - Effect of effluent management and feeding strategy on methane conversion factor (MCF, expressed as % of B

0

) for different duration of simulated anaerobic storage... 94

Publication 4

Table 1 - Composition and nutrient content of experimental diets. ... 104 Table 2 - Animal performance and digestibility of nutrients and energy... 108 Table 3 - Amount and composition of effluents... 109 Table 4 - Influence of treatments on the excretory patterns of N and C. ... 109 Table 5 - Initial and final characteristics of slurry and ammonia emissions. ... 110 Table 6 - Initial and final characteristics of urine and ammonia emissions. ... 110 Table 7 - Biochemical methane potential (BMP), methane emission during simulation of storage, and methane production in a laboratory pilot anaerobic digester. ... 110

(31)

(32)

Introduction générale

(33)

(34)

1. INTRODUCTION GÉNÉRALE

Après la dernière guerre mondiale, les exploitations agricoles françaises étaient en grande majorité de petites exploitations familiales. Elles réalisaient à la fois de l’élevage et des productions végétales. Les aliments pour les animaux provenaient des cultures de l’exploitation ou étaient achetés localement. A la fin des années 60, avec l’augmentation de la population et du pouvoir d'achat des ménages, la demande en produits d’origine animale (viandes, œufs, lait…) a énormément augmenté poussant les exploitations agricoles à se réorganiser, se moderniser et se spécialiser. C’est le début de l’intensification des élevages, celle-ci s’accompagnant d'une spécialisation des exploitations et de la concentration progressive des productions animales dans des zones géographiques regroupant les principaux acteurs de la filière, des usines d’aliments aux industries de transformations (Martinez et Le Bozec, 2000). Cette évolution a permis aux exploitations de produire plus et à moindre coûts.

L’exemple phare de cette intensification est l’élevage porcin qui aujourd'hui se situe essentiellement dans le grand Ouest, avec en Bretagne une densité moyenne de 477 porcs par kilomètre carré. Cette région est devenue la première région productrice de porcs avec près de la moitié du cheptel français soit environ 13 millions de têtes (Agreste, 2008).

L’intensification de l’élevage porcin a entraîné une évolution marquée des pratiques d’élevage, en particulier de gestion des effluents, avec le passage d'élevages sur litières, avec production de fumier, à des élevages sur caillebotis avec production de lisier (95% de la production actuelle) (Gac et al., 2007). Les aliments servant à la production porcine sont souvent importés en provenance de régions céréalières ou de pays extérieurs à l’union européenne. C'est le cas en particulier pour les sources de protéines pour lesquelles l'Europe est largement déficitaire. Dans le cas de l’élevage sur caillebotis, l’écoulement des matières fécales, des urines et des eaux de lavage se fait dans des pré-fosses situées sous les bâtiments donnant lieux à la production de lisiers. Après un temps de stockage plus ou moins long selon la capacité de stockage des pré-fosses, celles-ci sont vidangées dans des fosses de stockage extérieures en attente de traitement et/ou d’épandage. La production annuelle de lisiers par an en Bretagne est d’environ 15 millions de tonnes. Il a été montré que ce mode de gestion des effluents, en particulier lorsqu'il était mal maîtrisé, pouvait avoir des effets néfastes sur l’environnement et être à l'origine de pollutions atmosphériques, de pollutions des eaux de

(35)

(36)

fait suite à des apports excessifs de lisier au regard des besoins des cultures. Les risques encourus sont tout d’abord sanitaires en relation avec des teneurs excessives en nitrites et nitrates dans les eaux de consommations, suite à l’oxydation de l’azote non assimilé par les plantes ou par le sol. Les apports excessifs d'azote et de phosphore contribuent également à l’eutrophisation des milieux aquatiques. La pollution de l’air est due à l'émission d'ammoniac (NH

3

), de gaz à effets de serre (CH

4

, N

2

O) et de composés malodorants résultant de la dégradation de la matière organique contenue dans les lisiers par des bactéries fermentaires.

La France a souscrit à des engagements internationaux qui visent à réduire les émissions d’ammoniac (protocole de l'ONU en 1999 à Göteborg et Directive européenne sur les plafonds nationaux des émissions en 2001) et les émissions de gaz à effet de serre (protocole de Kyoto, 1997). En France, on estime que 97 % des émissions d’ammoniac et 80 % des émissions de méthane sont d’origine agricole, l’agriculture est donc concernée en première ligne (CITEPA, 2009).

L’étape de stockage des lisiers, en bâtiment ou à l'extérieur, est reconnue comme celle qui contribue le plus à ces émissions. La volatilisation de l’ammoniac dans les bâtiments peut aussi entrainer des risques pour la santé humaine et animale (asthme, bronchites chroniques, diminution des performances zootechniques). Les émissions de gaz à effet de serre tels que le méthane ou le protoxyde d'azote contribuent au réchauffement climatique. La digestion anaérobie du lisier permet la conversion de la matière organique en biogaz. Le biogaz ainsi produit est riche en méthane qui représente une source d’énergie valorisable : 1 m

³

de méthane équivaut à 1,15 L d’essence et 1 L de mazout ou encore à 9,7 kWh d’électricité (Moletta, 2008). La valorisation de ce biogaz est très développée dans des pays tels que l’Allemagne mais tarde à se développer en France du fait d’un prix de rachat de l’énergie moins attractif. Les retombées acides liées aux émissions d'ammoniac contribuent également à la dégradation des sols en particulier lorsque leur pouvoir tampon est faible (sols sableux) et à la diminution de la biodiversité. La pollution des sols provient d’un apport excessif direct d’éléments nutritifs en particulier les éléments trace métallique (Cu, Zn) et le phosphore.

Alors que les productions animales se stabilisent en Europe, de même que la consommation de produits animaux, la FAO prévoit leur fort développement à l'échelle mondiale entrainant une compétition accrue entre l’utilisation des ressources pour l’alimentation humaine et l’alimentation animale. Par ailleurs, la prise de conscience mondiale en ce qui concerne la

(37)

(38)

la production de bioéthanol et de biodiésel à partir de biomasse agricole. Le bioéthanol est obtenu à partir de la fermentation de glucose par des levures puis par distillation de l’alcool.

Le glucose provient de l’hydrolyse enzymatique de l’amidon des céréales (blé, orge, triticale ou maïs en Europe et maïs et sorgho aux USA) ou du saccharose (betteraves sucrières en Europe et canne à sucre au Brésil). Le biodiésel est quant à lui obtenu après estérification d’huiles extraites de graines d’oléagineux (colza, et tournesol principalement) et il est produit essentiellement en Europe. Le bioéthanol est incorporé à hauteur de 5 à 85 % dans l’essence et le biodiésel se substitue déjà partiellement au diésel sans changement de la motorisation des véhicules. Les co-produits issus de la production de ces biocarburants de 1

^ère

génération sont dans le cas du bioéthanol les drêches de céréales aussi appelées « dried distillers grains with solubles » ou DDGS. Dans le cas du biodiésel les co-produits obtenus sont les tourteaux (de colza ou de tournesol) et le glycérol. Les tourteaux de colza sont déjà utilisés en alimentation animale pour leur qualité nutritionnelle (riche en protéines notamment et en fibres). Les drêches ont, elles aussi, des valeurs nutritionnelles appréciables mais très variables en fonction de la nature des graines desquelles elles sont issues et des processus de fabrication du bioéthanol. Leur intérêt pour l'alimentation animale a été démontré et cette valorisation est primordiale pour la bonne rentabilité de la filière bioéthanol (Cozannet, 2010).

Les volumes des co-produits sont et vont devenir de plus en plus importants en relation avec l’augmentation de l'incorporation de biocarburant. La vente de ces co-produits et notamment des drêches peut représenter jusqu’à 30 % de la marge des usines qui produisent les bio- carburants. Ces co-produits pourraient aussi contribuer à la diversification des matières premières utilisées en formulation et ainsi diminuer la compétition entre l’alimentation humaine et animale, mais aussi réduire la dépendance protéique de la France et de l’Europe.

Actuellement, ces co-produits sont surtout utilisés dans l’alimentation des ruminants. Mais l’augmentation de la production de biocarburants devrait fortement accroitre les tonnages de co-produits disponibles, les rendant ainsi plus intéressants pour l'alimentation des monogastriques et notamment des porcs. Toutefois pour être utilisée une matière première doit être bien caractérisée, non seulement sur ses qualités nutritionnelles mais aussi sur les impacts environnementaux qui en découlent. L'alimentation est en effet un moyen d'action important pour une gestion des effluents plus respectueuse de l’environnement. En d’autres termes, l’alimentation peut constituer un levier pour contrôler à la fois les quantités

(39)

(40)

Des travaux antérieurs notamment ceux de Canh et al. (1997, 1998) ont montré que l’incorporation de substrats fibreux tels que les pulpes de betteraves dans l’alimentation des porcs diminuait les émissions d’ammoniac. En effet, l’ajout de fibres diminue l’excrétion urinaire d'azote uréique et augmente l’excrétion fécale d'azote organique. Ces études ont également montré que l’ajout de fibres diminuait le pH des lisiers grâce au pouvoir tampon des fibres et à la production d'acide gras volatils (Mroz et al., 2000). Cependant, très peu d’études ont évalué l’effet des co-produits dans l’alimentation des porcs sur les caractéristiques des effluents et leurs émissions lors d’un stockage et d’un traitement par méthanisation et plus généralement il existe très peu d’informations sur l’effet des fibres alimentaires sur les émissions de méthane des effluents.

L'optimisation environnementale des stratégies alimentaires est particulièrement complexe dans la mesure où elle nous amène à considérer à la fois les effets sur les animaux et les effets sur les effluents et le milieu environnant. Les animaux, en valorisant différents co-produits de l'alimentation humaine, ou de l'industrie, contribuent à réduire l'impact environnemental de ces activités, mais cela peut aussi entrainer un accroissement des émissions gazeuses. Dans ce contexte, il nous parait intéressant d'évaluer l'incidence de la composition de l'aliment, en particulier l'incorporation de co-produits riches en fibres, sur les émissions de gaz des effluents produits par les animaux.

Le travail de thèse présenté ici se décompose en différentes étapes complémentaires visant à définir une gestion intégrée des intrants apportés dans la ration alimentaire des porcs de manière à satisfaire à la fois aux exigences zootechniques de croissance de l'animal mais aussi à réduire l'impact des déjections sur l'environnement. Il s’agit donc d’établir, d’optimiser et de vérifier expérimentalement l’impact de stratégies alimentaires alternatives sur le bilan global des éléments excrétés (N et C) et sur le niveau de polluants atmosphériques émis au cours du stockage et du traitement par méthanisation des effluents de porcs. Ainsi, selon les choix de l'éleveur ou les contraintes environnementales, différentes stratégies de gestion des effluents peuvent être envisagées :

- dans le cas d'une filière avec traitement aval des effluents, notamment par méthanisation, l'utilisation d'une ration alimentaire plus riche en lipides ou en glucides indigestibles

(41)

(42)

- dans le cas d'une filière sans traitement aval, il y aurait au contraire intérêt à favoriser des régimes présentant le potentiel méthanogène et d'émission d'ammoniac le plus faible possible.

Le premier objectif de la thèse est donc de déterminer si l’incorporation de différents co- produits des biocarburants (drêches de blé, pulpes de betteraves, tourteaux de colza) influence les caractéristiques des effluents (fèces et urines) et leur potentiel de volatilisation d’ammoniac et de production de méthane. Le second objectif est de contribuer à une meilleure connaissance des processus responsables et des facteurs influençant les émissions d’ammoniac et de méthane en prenant en compte l'influence de la nature de l’alimentation et du mode de gestion des effluents (fèces, lisiers frais, lisiers stockés).

Ce document est structuré en trois parties principales. La première partie est consacrée à une synthèse bibliographique sur les émissions gazeuses des élevages porcins et l’intérêt des co- produits riches en fibres pour l’alimentation des porcs. Cette synthèse permet de dégager des perspectives et de préciser les questions de recherches de la thèse. La seconde partie présente les approches expérimentales. Elle est organisée sous la forme de quatre publications qui rapportent les résultats obtenus. Enfin, la dernière partie est consacrée à une discussion générale débouchant sur des recommandations pratiques relatives à l’utilisation des co- produits en fonction du mode de gestion des effluents. Les perspectives de ce travail seront

abordées en conclusion.

_CemOA

: archive ouverte d'Irstea / Cemagref

(43)

(44)

Bibliographie

(45)

Tableau 2.1 - Les textes ratifiés par la France, relatifs à la réduction d’émissions gazeuses (Bioteau, 2007).

Textes ratifiés Gaz concerné

Convention-cadre des Nations-Unies sur le changement climatique (CCNUCC) – 1992

Les gaz à effet de serre CH

4

, N

2

O

Convention de Genève sur la pollution atmosphérique transfrontalière à longue distance – 1979

Azote réactif (dont ammoniac) Directive européenne sur les plafonds d’émissions

(dite « NEC ») – 2001

Ammoniac Directive européenne relative « à la prévention et à la réduction

intégrée de la pollution » (dite « IPPC ») – 1996 codifiée par directive de 2008

Ammoniac

Tableau 2.2 - Composition moyenne de lisiers porcins (moyenne des données obtenues au Cemagref entre 1991 à 2007)

Paramètres Concentration (g/L)

Moyenne Min max

pH 7,6 7,2 8,5

MS 49,0 20,1 111,3

MO 37,7 12,7 94,5

NTK 4,4 2,1 8,0

NH4+ 3,0 1,7 6,8

AGV 6,7 0,4 20,5

Sources d’azote contenu dans la matière organique

des lisiers

Ammonification Volatilisation

Protéines Composés aminés CO₂, R-OH + NH₃/NH₄+

NH3g NH_3g

T

O₂ H₂O

Sources d’azote contenu dans la matière organique

des lisiers

Ammonification Volatilisation

Protéines Composés aminés CO₂, R-OH + NH₃/NH₄+

NH3g NH_3g

T

O₂ H₂O

(46)

2. ÉTUDE BIBLIOGRAPHIQUE

2.1. Les émissions gazeuses des élevages porcins

L’Union Européenne s’est engagée en 2007 à réduire de 20% ses émissions de gaz à effet de serre à l’horizon 2020 par rapport aux niveaux de 1990 et à réduire les émissions d’ammoniac de 17% d’ici 2010 par rapport à 1990. L’impact de ces gaz sur les écosystèmes et le réchauffement climatique est en effet devenu une préoccupation prioritaire du monde politique et des responsables scientifiques. La réduction de ces gaz s’inscrit dans le cadre de divers directives européennes et protocoles rappelés au Tableau 2.1.

2.1.1. Les émissions d’ammoniac

Origine et processus de production

Le mélange des fèces et des urines des porcs constitue le lisier. Les caractéristiques des lisiers dépendent à la fois du mode de logement, du type d’alimentation et d'abreuvement et du stade physiologique de l’animal (Tableau 2.2). Dans le lisier, l’azote est principalement sous deux formes : l’azote minéral (ammonium) qui représente deux tiers de l’azote total et l’azote organique (protéines, amines…) qui représente un tiers de l’azote total. Dans les fèces, l'azote est principalement sous forme de matière organique, alors que 75 à 90 % de l’azote contenu dans l’urine est sous forme d’urée. La minéralisation est le processus de transformation des composés organiques en composés minéraux. Ce processus transforme une partie de l’azote organique (N-org) en ammonium : c’est l’ammonification (Figure 2.1). La formation d’ammonium à partir de matière organique est difficile et plus lente. Elle nécessite des réactions de désaminations oxydatives et réductives. Les protéines doivent subir plusieurs transformations avant d’aboutir au stade d’acides aminés puis d’ammonium. Ces réactions sont favorisées à des températures élevées (Jansson, 1958). Selon Hartung (1992) moins de 1% de l’émission d’ammoniac proviendrait des fèces. Dans le lisier, la principale réaction conduisant à la formation d’ammonium est l’hydrolyse de l’urée (Figure 2.1). Cette hydrolyse est effectuée par une enzyme l’uréase présente dans les fèces (Béline, 1998). La totalité de l’urée est hydrolysée en ammonium moins d’une journée après l’excrétion (Béline, 1998).

L’action des uréases est optimale pour des pH proches de la neutralité (6,5<pH<7,5), que cela soit en condition aérobie ou anaérobie. Le pool ammoniacal des lisiers vient donc de

(47)

Figure 2.2 - Principales sources d’émissions d’ammoniac en France (CORPEN, 2006)

(48)

L’ammoniac est un gaz irritant. Il peut être la source de maladies respiratoires chroniques, asthme, bronchites chroniques, pour le personnel des exploitations porcines ainsi que pour les agriculteurs lors des épandages. Cela peut aussi diminuer les performances zootechniques des porcs (Portejoie et al., 2002). L’ammoniac émis en France correspond à environ 0,74 millions de tonnes en 2007 dont 97,5% proviennent du secteur Agriculture/sylviculture (CITEPA, 2009) (Figure 2.2) et 8 % du secteur porcin (CORPEN, 2001). Le niveau d’émission actuel est en dessous de l’objectif prévu pour 2010 (objectif fixé à 0,78 millions de tonnes) par la directive européenne instaurant les plafonds d’émissions nationaux (NEC, National Emission Ceilings, 2001). Compte tenu de l’accroissement prévisible de certains cheptels au cours des prochaines années, des mesures visant à réduire les émissions d’ammoniac d’origine agricole seront certainement nécessaires pour respecter l’objectif national (CITEPA, 2009). La volatilisation de l’ammoniac est directement liée à la composition en azote ammoniacal des déjections et elle se produit lors de leur contact avec l’air, principalement dans les bâtiments, dans les fosses de stockage et au cours de l’épandage (Bioteau, 2007). Les émissions d’ammoniac contribuent, d’une part, à l’acidification des pluies (ApSimon et al., 1987) et d’autre part, à l’acidification des sols. Elles conduisent aussi à un certain déséquilibre des nutriments notamment dans les forêts et les rivières (Roelofs et al., 1985).

Dans les lisiers, l’azote minéral est aussi appelé azote ammoniacal car il est présent sous deux formes : une forme ionisée, ion ammonium et une forme gazeuse, l’ammoniac gazeux. Ces deux formes sont en équilibre acido-basique dans le lisier et sont caractérisées par leur constante d’acidité pKa. Cet équilibre dépend donc principalement du pH du lisier : [NH

4+

]/

[NH

3

]=10

^{pKa –pH}

où pKa=9,25 à 25°C. La molécule NH

3

existe à la fois sous forme gazeuse (NH

3

g) et sous forme dissoute ammoniaque (NH

3

l) en solution. En solution dans l’eau, l’ammoniaque peut établir des liaisons hydrogènes (N-H) avec les molécules d’eau grâce à un doublet d’électron non liant disponible et au caractère très électronégatif de l’azote. De ce fait, NH

3

est très soluble dans l’eau. L’ammoniac est une base faible car il ne réagit que partiellement dans l’eau pour donner une solution basique ; ceci se traduit par l’existence d’un équilibre acide-base avec l’ion ammonium (NH

4+

) en solution :

NH

3+

+ H

⁺

NH

4+

(1) et NH

3l

NH

3

g (2)

(49)

Figure 2.3 - Représentation simplifiée des réactions mises en jeu lors de la volatilisation de l’ammoniac (d’après Moal, 1995 ; Ni, 1999)

Phase gazeuse (Atmosphère immédiat)

Phase liquide (lisier, urine)

(50)

pKa = -log Ka = -log [[NH

3

]x[H

⁺

]]/[NH

4+

] avec pKa = 9,3 à 25°C

Le pKa est une constante qui dépend uniquement de la température. En outre, l’équilibre (1) dépend aussi du pH de la solution. En d’autres termes, l’équilibre se déplace vers la gauche quand le pH augmente et la température s’élève. A l’inverse, l’équilibre se déplace vers la droite pour des températures basses et un pH acide. Le taux de volatilisation (2) de l’azote dépend de la concentration en ammoniac dans le lisier. Plus cette concentration sera élevée, plus la volatilisation de l’ammoniac (NH

3

g) sera importante. Par ailleurs, lorsqu’il y a volatilisation, il y a baisse de la concentration en [NH

3

l], donc l’équilibre se rétablit alors en transformant des ions NH

4

+ en NH

3

l selon l’équation (1). Si le phénomène se poursuit, des quantités importantes d’azote ammoniacal peuvent être perdues. La volatilisation d’ammoniac (Figure 2.3) a lieu dans les bâtiments d’élevage (Aarnink, 1997 ; Ni et al., 2000), dans les fosses de stockage (Olesen et Sommer, 1993; Zhang et al., 1994), et après épandage (Sommer, 1992; Moal, 1995). Elle résulte de trois phénomènes : l’ammonification (avec l'équilibre acido-basique NH

4+

/NH

3

), la diffusion au sein du liquide et l’émission du gaz de la phase liquide vers la phase gazeuse (Figure 2.3).

Le processus de diffusion est décrit par la loi de Fick (Ni, 1999) : Loi de Fick :

J = - D . d[NH

3l

] / dh

J : transport par diffusion au sein de l’effluent (mol.mm.s

^-1

) D : coefficient de diffusion NH

3l

(mm

²

.s

^-1

)

h : distance de l’interface gaz/liquide (mm) [NH

3l

] : concentration en NH

3l

dissous

Le principal paramètre physico-chimique influençant le processus de diffusion est l’agitation (Béline, 1998). Elle permet une diffusion rapide des gaz dissous vers l’interface gaz/liquide (Figure 2.3)

Le processus d’émission est décrit par la loi de Henry : à l’équilibre, la pression partielle dans la phase gazeuse est proportionnelle à la concentration en gaz dissous dans le liquide.

(51)

Figure 2.4 - Les méthodes de quantifications d’ammoniac –méthodes directes et indirectes (d'après Hassouna et al., 2010).

(52)

Ce processus est influencé par la température, la surface d’échange gaz/liquide et la vitesse de renouvellement de l’air à la surface. Le processus d’émission est favorisé par une augmentation de la température et lorsque la surface d’échange et le renouvellement d’air sont importants (Sommer, 1992; Zhang et al., 1994; Moal, 1995; Ni, 1999).

Méthode de quantification

Les méthodes de quantification des émissions d’ammoniac sont de deux types, les méthodes indirectes et les méthodes directes (CORPEN, 2001). Les méthodes indirectes sont basées sur des bilans matières. Pour ce faire, les quantités d’azote minéral ou organique sont mesurées dans une fosse à lisier par exemple entre deux dates bien déterminées. L’émission d’ammoniac est estimée comme étant la perte d’azote entre ces deux dates (Figure 2.4). Ces méthodes ne sont utilisables que pour mesurer des flux de volatilisation élevés, donc sur des périodes longues, car les incertitudes sur chacun des termes du bilan matière se reportent sur le terme de volatilisation.

Les méthodes directes (Figure 2.4) sont diverses et elles se basent sur des mesures de débits d’air et de concentrations en azote ammoniacal dans l’air. Parmi ces méthodes il y a les chambres et les tunnels (Lockyer, 1984), les méthodes micrométéorologiques (Fowler et Duyer, 1989) et les méthodes de traçage.

Les méthodes des chambres et tunnels (Lockyer, 1984, CORPEN, 2001) consistent à recouvrir une surface au sol, de dimension inférieure à 1 m

²

, de faire circuler un débit d’air constant pour déterminer les émissions à partir de la différence entre les concentrations d’ammoniac dans l’air en entrée et sortie. Deux paramètres sont communs aux deux méthodes : le débit d’air circulant en continu et le temps d’application de la méthode. Le débit appliqué dans la chambre et dans les tunnels diffère. Il est faible dans le cas des chambres (quelques litres par min) et élevé pour les tunnels (100-300 l/s). Parallèlement, le temps

Loi de Henry : [NH

3l

] = K

H

. pNH

3

Avec le coefficient de Henry : K

H

= H / (R . T)

(H : constant de Henry ; R=0,0831 ; T=température en degré Kelvin) pNH

3

: pression partielle dans la phase gazeuse

(53)

(54)

d’application des chambres sur le lisier est de courte durée contrairement aux tunnels qui peuvent être posés pendant plusieurs jours.

Les méthodes micrométéorologiques (Fowler et Duyzer, 1989, CORPEN, 2001) sont basées sur le fait que les émissions du sol vers l’atmosphère sont proportionnelles au gradient d’ammoniac. Pour estimer les émissions, la concentration en ammoniac est mesurée à différentes hauteurs au dessus de la surface du sol, ainsi que la vitesse du vent et la température de l’air. Ces deux dernières variables sont utilisées pour établir le coefficient de proportionnalité entre les gradients mesurés et les émissions.

Les méthodes de traçage (CORPEN, 2001) utilisent le fait que les concentrations de deux composés passifs à une certaine distance d’une source sont dans le même rapport que les émissions. Si un traceur gazeux est injecté à un débit connu dans un système dont on veut mesurer les émissions, le flux d’ammoniac global émis par ce système peut être déterminé à partir de la mesure du rapport des concentrations en ammoniac et en traceur à une distance donnée de la source. Le traceur est généralement un gaz stable présent en quantités infinitésimales dans l’atmosphère tel que l’hexafluorure de soufre.

Influence de l’alimentation sur les émissions d'ammoniac

Dans les bâtiments d’élevage ou lors du stockage des effluents, les déjections animales sont en contact permanent avec l’atmosphère. Certaines pistes de réduction des émissions d’ammoniac ont pu être dégagées depuis le début des travaux sur cet axe dans les années 90.

Un document a d’ailleurs vu le jour suite à la signature du protocole de Göteborg (1999) dans lequel sont inscrites les meilleures pratiques agricoles afin de réduire les émissions d’ammoniac. Ce document montre que les effluents peuvent être traités en aval, c'est-à-dire après leur excrétion, par diverses méthodes mais aussi en amont par la manipulation de l’alimentation. Ainsi la concentration en azote ammoniacal des lisiers dépend de la quantité de protéines ingérées par les animaux et de leur qualité nutritionnelle (Misselbrook, et al., 1998, Chadwick et al., 1997, Canh et al., 1997, 1998, Portejoie et al., 2002). L’une des solutions, pour réduire la concentration en azote ammoniacal des lisiers, consiste alors à mieux adapter les apports de protéines aux besoins des animaux, en quantité et en qualité.

Ceci est réalisable grâce à l’apport d’acides aminés purifiés, ce qui permet de diminuer la

(55)

(56)

d’azote à apporter aux animaux était différente en fonction du stade physiologique ou de l’âge de l’animal. Une alimentation par phase mieux adaptée aux besoins des animaux est donc une voie efficace pour réduire les rejets azotés et ainsi les émissions d’ammoniac. La réduction et le fractionnement de l’apport azoté dans l’alimentation durant l’engraissement des porcs peuvent diminuer la quantité d’azote excrétée d’environ 20 % (CORPEN, 1996). Latimer et al. (1993) ont calculé qu’une réduction de l’ordre de 25 % de la quantité d’ammoniac volatilisé était attendue, en passant d’un régime unique à 16,5 % de MAT pendant la phase d’engraissement à un régime biphase à 15 % de MAT pendant la période de croissance et à 12% pendant la période de finition.

Outre la réduction de la teneur en protéines des régimes, d’autres fractions biochimiques du régime peuvent également être modulées pour tenter de réduire les émissions d’ammoniac.

Des essais ont été réalisés pour évaluer l’effet des fibres dans l’alimentation des porcs. Ainsi, Morgan et al. (1988) ont évalué l’effet de différents types de fibres sur l’excrétion azotée de porcs en engraissement. Ils ont montré que l’excrétion azotée dans les fèces augmentait avec les niveaux d’incorporation des fibres dans les régimes, alors que l’excrétion azotée urinaire tendait à diminuer. Plus récemment Canh et al. (1998) ont testé l'effet l’effet de l'enrichissement en fibres du régime sur la composition et le pH des fèces et sur les émissions azotées de lisiers de porcs en engraissement. Pour cette étude quatre régimes ont été testés correspondant à l'ajout dans un régime de base soit d’amidon de maïs, de noix de coco

"expeller", de coques de soja ou de pulpes de betteraves déshydratées. Ils ont observé que la teneur en MS des fèces et des lisiers diminuait et la concentration totale en AGV augmentait lorsque le niveau des fibres augmentait. De plus, ils ont montré que le pH et les émissions d’ammoniac diminuaient lorsque le niveau des fibres augmentait. Lorsque l'ingestion de fibres augmentait de 100 g/j, le pH du lisier diminue d’environ 0,12 unité et les émissions d’ammoniac de 5,4 %. Par ailleurs, il a aussi été montré qu’une forte concentration du régime en fibres fermentescibles augmente la concentration en AGV des fèces et des lisiers et réduit le pH et les émissions d’ammoniac des lisiers de porcs en engraissement (Canh et al., 1998).

Massé et al. (2003) ont testé les effets d’une alimentation à haute teneur en fibres sur la production quotidienne et les caractéristiques physico-chimiques du lisier de truies en gestation. Ils ont observé que l’ajout de fibres alimentaires augmentait de façon significative (P<0,05) la production de matières fécales mais réduisait la production d’urine. La production

(57)

(58)

chimique en oxygène (DCO) totale et soluble ainsi que les concentrations en AGV étaient augmentés pour les régimes riches en fibres. Hansen et al. (2006) ont montré comment trois différentes sources de fibres : pulpes de betteraves, coques de soja et résidus de pectines, incorporées dans les régimes pour porcs en engraissement influençaient la concentration en AGV des fèces, les valeurs de pH des fèces et des lisiers, l'excrétions azotée dans les fèces et les urines et les émissions d’ammoniac des lisiers.

L'ensemble de ces résultats indique donc assez clairement que l’apport de substrats fibreux dans l’alimentation porcine pourrait constituer un levier efficace pour réduire les émissions d’ammoniac au stockage mais aussi dans les bâtiments d’élevage.

2.1.2. Les émissions de méthane

A la surface de la planète, le méthane est produit de façon naturelle et de façon anthropique.

De façon naturelle, les sources d’émissions sont les zones humides (72%), les termites (13 %) et les océans (6%). Les productions anthropiques proviennent quant à elles de l’exploitation des énergies fossiles (24%), de la gestion des eaux usées et des déchets solides (23%) et du secteur de l’agriculture/sylviculture (43%). Ce dernier secteur est donc à l’origine de la majeure partie des émissions de méthane anthropiques mondiales. Parmi les émissions liées à l'agriculture, 2/3 sont issues des fermentations entériques des ruminants et 4 à 8% de la dégradation anaérobie des déjections animales (Wuebbles et Hayhoe, 2002). A l’échelle mondiale les émissions de méthane anthropiques sont estimées à environ 320 millions de tonnes par an équivalent aux émissions totales naturelles (Steinfeld et al., 2006). Soit une émission totale de méthane (naturel et anthropique) d’environ 640 millions de tonnes par an.

D’autres auteurs les estiment entre 410 et 660 millions de tonnes par an (Wuebbles et Hayhoe, 2002). Ces chiffres montrent la difficulté qu'il y a à déterminer les émissions de méthane à l’échelle de la planète et la nécessité de développer des méthodes permettant d’améliorer la précision des estimations. En 2008 l’élevage représentait 79% des émissions nationales de méthane (CITEPA, 2010), dont environ 2/3 sont liés aux fermentations entériques, principalement des ruminants, et 1/3 aux déjections animales. A l’échelle française, les émissions de méthane sont passées de 3,20 millions de tonnes en 1990 à 2,68 millions tonnes en 2008 (CITEPA, 2010), ce qui équivaut à une baisse de 16%.

(59)

Figure 2.5 - Les différentes étapes de la méthanisation et les bactéries qui interviennent (Bernet et Paul, 2006).

(60)

La méthanisation est un processus biologique au cours duquel la matière organique est dégradée en biogaz en l’absence d’oxygène et en présence de micro-organismes. Ce biogaz est constitué de 50 à 80 % de méthane (CH

4

) et de 30 à 50 % de dioxyde de carbone et il contient aussi de l’eau (à saturation), de l’ammoniac (NH

3

) sous forme de traces, moins de 1%

d'hydrogène sulfuré (H

2

S) du diazote (N

2

) et du monoxyde de carbone (CO) (Wheatley, 1990). Cette dégradation de la matière organique se fait en quatre étapes : l’hydrolyse, l’acidogenèse, l’acétogenèse et la méthanogenèse (Figure 2.5)

- L’hydrolyse consiste en une dépolymérisation de la matière organique sous l’action d’hydrolases extracellulaires en éléments plus simples : glycérol, acides gras volatils (AGV) et des acides gras à longues chaines (Vidal et al., 2000) (dégradation des lipides) ; polypeptides et des acides aminés (dégradation des protéines) ; glucose, fructose et arabinose (dégradation de la cellulose et de l’hémicellulose) (Palmisano et Barlaz, 1996). La vitesse de dépolymérisation dépend de chaque macromolécule et est plus rapide pour les hémicelluloses que pour la cellulose, les protéines et les lipides (Palmisano et Barlaz, 1996). Cette étape d’hydrolyse permet une meilleure assimilation de la matière organique par les microorganismes (Palmisano et Barlaz, 1996).

- L’acidogenèse est la conversion intracellulaire des produits d’hydrolyse en eau, dihydrogène, dioxyde de carbone et acide gras volatils (AGV) de 1 à 6 atomes de carbone. Les AGV sont majoritairement au nombre de 7 : acide formique (C1), acide acétique (C2), acide propionique (C3), acide butyrique (C4) et isobutyrique (C4), acides valérique (C5) et isovalérique (C5).

- L’acétogenèse conduit à la production d’acide acétique ou acétate via l’utilisation du CO

2

et des AGV

- La méthanogenèse est la dernière étape de la dégradation de la matière organique en condition anaérobie; les composés à un ou deux atomes de carbone sont finalement convertis en méthane (Ferry, 1993).

Méthane entérique

Chez le porc c'est au niveau du gros intestin que se déroulent les processus fermentaires. La population microbienne qu’il héberge a la capacité de produire du méthane mais en quantité

(61)

Optimisation des stratégies alimentaires des porcs en vue de la maîtrise des émissions gazeuses (NH3 et CH4) via l'incorporation de coproduits des biocarburants

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Optimisation des stratégies alimentaires des porcs en vue de la maîtrise des émissions gazeuses (NH3 et CH4)

via l’incorporation de coproduits des biocarburants

Guillaume Jarret

To cite this version:

Guillaume Jarret. Optimisation des stratégies alimentaires des porcs en vue de la maîtrise des émis-

sions gazeuses (NH3 et CH4) via l’incorporation de coproduits des biocarburants. Ingénierie de

l’environnement. Doctorat de l’Université de Rennes 1, mention chimie, Ecole doctorale Science

de la Matière, 2010. Français. �tel-02594287�

THÈSE / UNIVERSITÉ DE RENNES 1 sous le sceau de l’Université Européenne de Bretagne

pour le grade de

DOCTEUR DE L’UNIVERSITÉ DE RENNES 1 Mention : CHIMIE

Ecole doctorale Science de la Matière

présentée par

Guillaume Jarret

préparée à l’unité de recherche GERE et SENAH

Gestion environnementale et traitement biologique des déchets Cemagref, Rennes

Systèmes d’élevage, Nutrition Animale et Humaine INRA, Saint-Gilles

Optimisation des

stratégies alimentaires des porcs en vue de la maîtrise des émissions gazeuses (NH 3 et CH 4 ) via l’incorporation de coproduits des

biocarburants.

Thèse soutenue au Cemagref de Rennes le 20 décembre 2010

Nathalie QUINIOU

Daniel MASSE

Baudouin NICKS

Abdeltif AMRANE

Guillaume BASTIDE

José MARTINEZ

Remerciements

J’adresse tous mes remerciements à M

Nathalie Quiniou de l’IFIP et à M

Daniel Massé d’Agriculture et Agroalimentaire- Canada pour avoir accepté d’être rapporteurs de cette thèse.

Je remercie également les autres membres du jury, Mrs Baudouin Nicks, Abdeltif Amrane et Guillaume Bastide pour avoir accepté de participer à l’évaluation de ce travail.

Cette thèse a été réalisée grâce à la participation financière de l’ADEME de la région Bretagne, du Cemagref de Rennes et de l'INRA de Saint-Gilles. Je les remercie pour leur aide sans quoi cette thèse n’aurait été possible.

Je remercie Nicolas Petit, Directeur du groupement de Rennes du Cémagref et Jean Noblet directeur du l'UMR SENAH de m’avoir accueilli au sein de leurs établissements.

J'exprime ma profonde gratitude envers José Martinez et Jean-Yves Dourmad mes deux directeurs de thèse qui m’ont aidé et soutenu tout au long de ce travail.

Je voudrais également remercier les techniciennes et techniciens du Cemagref et de l’INRA pour leurs bonnes humeurs et leur chaleureux soutien, et leur contribution à une partie des analyses de laboratoire.

la comtesse de Quellen (à l’INRA de st Gilles) et j’en oublie et des permanents comme Yolande, Fabienne et Anne avec qui j’ai eu la chance de travailler (en fin de compte le dosage des sucres ce n’est qu’une histoire de bonne vue et de gouttes n’est-ce pas Fabienne !!!).

Un remerciement spécial à mes deux amies Christine et Magalie que j’ai eu la chance de rencontrer ici au Cemagref et qui ont toujours été avec moi même dans les moments difficiles pour me remonter le moral. Je n’oublie pas bien sûr notre « roro » qui nous a quitté trop vite.

Je remercie tout naturellement Chris qui m’a sans cesse encouragé, soutenu, rassuré mais aussi parfois houspillé pour que je reprenne mes esprits dans les moments difficiles et que j’ai souvent laissé seule pour travailler les soirs et les week-ends et même les jours fériés !!!.

Je ne vais pas être très original mais je remercie bien entendu ma petite famille (ma mère et

Liste des publications et communications de la thèse

Articles scientifiques à comités de lecture

Jarret, G., Martinez, J., and Dourmad, J.Y., 2011. Effect of biofuel co-products in pig diets on the excretory patterns of N and C and on the subsequent ammonia and methane emissions from pig effluent. Animal, 5, 622-631.

Jarret, G., Cozannet, P., Martinez, J., and Dourmad, J.Y. Effect of different quality wheat dried distiller’s grain with solubles (DDGS) in pig diets on effluent composition and methane production from faeces and slurry. Livestock Science soumis en Octobre 2010 et accepté en Janvier 2011.

Jarret, G., Martinez, J., and Dourmad, J.Y. Effect of pig feeding strategy coupled with effluent management - fresh or stored slurry, solid phase separation - on methane potential and methane conversion factor during storage. Atmospheric Environment soumis en Février 2011

Jarret, G., Cerisuelo, C., Peu, P., Martinez, J., and Dourmad, J.Y. Impact of pig diets with different fibre contents on the composition of excreta and their gaseous emissions and anaerobic digestion. Agriculture, Ecosystems & Environment soumis en Novembre 2010 et accepté en Janvier 2011.

Communications scientifiques

Jarret, G., Martinez, J., and Dourmad, J.Y., 2010. Effet de l’ajout de sources de fibres dans l’aliment sur la volatilisation de l’ammoniac et la production de méthane des effluents porcins, 269-276. Communication orale aux Journées de la Recherche Porcine, 2-3 Février 2010, Paris, France.

Jarret, G., Martinez, J., and Dourmad, J.Y., 2010. Effect of adding fibre sources to pig diets on volatilisation and methane production from manure, communication n° 0158.

Communication orale, 14

Ramiran International Conference, 12-15 Septembre 2010, Lisboa, Portugal.

Communications affichées

Jarret, G., Martinez, J., and Dourmad, J.Y., 2009. Les co-produits des agrocarburants dans l’alimentation porcine : enjeux économiques et environnementaux, 29/11/09 - 04/12/09 11

édition des Doctoriales de Bretagne, Saint-Malo, France.

Jarret, G., Martinez, J., and Dourmad, J.Y., 2010. Effet de l’ajout de sources de fibres dans l’aliment sur la volatilisation de l’ammoniac et la production de méthane des effluents porcins. Journées crédits incitatifs Phase 11-12 /10/10. Tours, France.

Jarret, G., Dourmad, J-Y., and Martinez, J., 2010. Effects of fibrous diets on the ultimate methane potentials (B

) of pig effluents. 31/10/10-04/11/10 12th world congress anaerobic digestion, Guadalaraja, Jalisco-Mexico, Mexique.

SOMMAIRE

Index des abréviations ... 5

Index des figures... 8

Index des tableaux ... 11

1. INTRODUCTION GÉNÉRALE ... 14

2. ÉTUDE BIBLIOGRAPHIQUE ... 19

2.1. Les émissions gazeuses des élevages porcins ... 20

2.1.1. Les émissions d’ammoniac ... 20

Origine et processus de production ... 20

Méthode de quantification ... 23

Influence de l’alimentation sur les émissions d'ammoniac... 24

2.1.2. Les émissions de méthane ... 26

Origine et processus... 27

Méthane entérique... 27

Méthane des effluents ... 28

Méthodes de quantification ... 28

Facteurs influençant la production de méthane... 32

Effet de l’alimentation sur les émissions de méthane des effluents... 34

2.1.3. Conclusion... 35

stratégies alimentaires des porcs en vue de la maîtrise des émissions gazeuses (NH ₃ et CH ₄ ) via l’incorporation de coproduits des