copie de finiavava. · 2014-01-29 · général de la société anjara environnement de m’avoir...

UNIVERSITE D’ANTANANARIVO ECOLE SUPERIEURE POLYTECHNIQUE D’ANTANANARIVO

DEPARTEMENT GENIE CHIMIQUE

THESE Pour l’obtention du diplôme de

DOCTORAT NOUVEAU REGIME

Titre :

CONTRIBUTION A L’ETUDE D’UTILISATION DU SULFATE

D’AMMONIUM COMME ACTIVATEUR DE COMPOSTAGE :

Application dans les conditions de la Région Atsinanana

Présentée par

RATSIMBAZAFY Christian Pierre

UNIVERSITE D’ANTANANARIVO ECOLE SUPERIEURE POLYTECHNIQUE D’ANTANANARIVO

DEPARTEMENT GENIE CHIMIQUE

THESE Pour l’obtention du diplôme de

DOCTORAT NOUVEAU REGIME

Titre :

CONTRIBUTION A L’ETUDE D’UTILISATION DU SULFATE

D’AMMONIUM COMME ACTIVATEUR DE COMPOSTAGE :


Présentée par

RATSIMBAZAFY Christian Pierre

SOUTENUE LE samedi 21 décembre 2013

Membres du jury : RANDRIANJA Roger, Professeur Titulaire ESPA,

Université d’Antananarivo Président

ANDRIANARY Philippe, Professeur Titulaire

Directeur ESPA, Université d’Antananarivo

Directeur de thèse

RANAIVONIARIVO Velomanantsoa Gabrielly, Professeur Titulaire

ESPA, Université d’Antananarivo

Rapporteur interne

RAFANOMEZANTSOA Roger Marie, Professeur Titulaire

Directeur du CNRIT

Rapporteur externe

RANDRIANOELINA Benjamin, Professeur Titulaire

ESPA, Université d’Antananarivo

Examinateur

REMERCIEMENTS

Remercier est un devoir de reconnaissance. Nous ne voulons pas y manquer et tenons à

exprimer nos sincères remerciements à tous ceux et à toutes celles qui nous ont aidé pour nous

rendre capable de réaliser cette thèse.

Je désire exprimer ma gratitude envers mon directeur de thèse, le Professeur

ANDRIANARY Philippe, pour son soutien et les moyens mis à ma disposition afin de compléter

mes études de doctorat.

Je teins à remercier tout particulièrement Monsieur RAKOTOARIVONIZAKA Ignace,

docteur ingénieur, maître de conférences au Département Génie Chimique de l’Ecole

Supérieure Polytechnique d’Antananarivo, qui grâce à sa merveilleuse expérience et à son

désir d’aider les jeunes chercheurs, a pu me prodiguer en toute simplicité de judicieux conseils

et me donner confiance dans la qualité de ma recherche.

Que soient remerciés l’équipe du laboratoire de Madagascar- Fauna –Group (MFG),

qui nous a aidés pour la réalisation de cet ouvrage.

Nous adressons également nos vifs remerciements à Monsieur VONY Roger, Directeur

Général de la société Anjara Environnement de m’avoir fait confiance et de m’avoir permis

d’apporter ma contribution à un vaste programme de recherche sur les composts au sein de

cette société et surtout pour le soutien financier.

Je remercie par ailleurs l’ensemble des membres du jury de m’avoir fait l’honneur de

juger mon travail et d’assister à la soutenance de ma thèse :

-Monsieur RANDRIANJA Roger Professeur Titulaire à l’Ecole Supérieure Polytechnique

d’Antananarivo (ESPA), qui nous a fait l’honneur de présider cette soutenance

-Monsieur RANAIVONIARIVO Velomanantsoa Gabriely, Professeur Titulaire, Responsable

formation en Troisième Cycle en Sciences des matériaux à l’ESPA, notre rapporteur interne

-Monsieur RAFANOMEZANTSOA Roger Jean Marie, Professeur Titulaire à l’Université

d’Antananarivo et non moins Directeur Général du Centre National des Recherches

Industrielles et Technologiques (CNRIT), notre rapporteur externe

-Monsieur RANDRIANOELINA Benjamin, Professeur Titulaire à l’Ecole Supérieure

Polytechnique d’Antananarivo (ESPA), qui siège en tant qu’Examinateur de notre travail

Enfin, nous pensons que c’est le temps et le moment opportun pour nous de savoir gré à

notre famille, ma plus grande reconnaissance va à mon épouse, Annicka, et à mes deux

garçons Aaron et Ezéchiel, qui en toute sincérité, ont mis tellement d’espoir et

d'encouragement dans ma vie d'étudiant et que cela m’a permis de mener à terme cette

entreprise.

Nous espérons que la qualité et la consistance de l’œuvre que nous allons présenter

incessamment ne déshonoreront pas les appuis que tous ces partenaires nous ont prodigués.

AVANT- PROPOS

Nom et prénom de l’auteur : RATSIMBAZAFY Christian Pierre

Intitulé du travail : Contribution à l’étude d’utilisation du sulfate d’ammonium comme

activateur de compostage : Application dans les conditions de la Région Atsinanana

Nom et Prénom du directeur des travaux de recherche : Pr. ANDRIANARY Philipe,

Directeur de l’Ecole Supérieure Polytechnique d’Antananarivo (ESPA).

Co-Encadrant : Dr. RAKOTOARIVONIZAKA Ignace

Laboratoires où les principales analyses physico-chimiques ont été réalisées :

-Laboratoire pédologique de Madagascar Fauna Group (MFG) d’Ivoloina Toamasina II,

-Laboratoire d’Autocontrôle de l’Anjara environnement (LCA-Environnement)

Laboratoires avec lesquels il y a eu collaboration pour ce travail :

-Laboratoire de département de Génie Chimique (ESPA),

-Laboratoire de la FOFIFA Antananarivo,

L’entreprise où les travaux d’expérimentation ont été réalisés

-Centre de Valorisation Organique (CVO) de l’Entreprise Anjara Environnement, sise à

Antanandava, Commune Toamasina Suburbaine,

Les entreprises partenaires :

-Projet Ambatovy,

-Catering International and Servicies (CIS),

Lieu ou l’essai agronomique a eu lieu

Fokontany d’Andohanakoho, district de Brickaville

Début des travaux de recherche : fin de l’année 2010/ début 2011.

Cadre de coopération-soutien financier :

Cette étude fut réalisée grâce au support financier de la société Anjara Environnement.

SOMMAIRE

INTRODUCTION GENERALE ET PROBLEMATIQUE………………………………… 1

PARTIE I : ETUDE BIBLIOGRAPHIQUE………………………………………………… 4

CHAPITRE I : OBJECTIFS ET ORIENTATION DE LA RECHERCHE

DOCUMENTAIRE ET BIBLIOGRAPHIQUES ……………………………………………4

CHAPITRE II : PRESENTATION GENERALE DU SULFATE D’A MMONIUM……7

CHAPITRE III : LE SULFATE D’AMMONIUM UTILISABLE COM ME

ACTIVATEUR DU COMPOSTAGE……………………………………………………….27

CHAPITRE IV : PRESENTATION GENERALE DU COMPOSTAGE E T DE LA

MATIERE ORGANIQUE……………………………………………………………………36

CHAPITRE V : DESCRIPTION SUCCINCTE DU SITE D’ETUDE : LA REGION

ATSINANANA………………………………………………………………………………..88

PARTIE II : ETUDES ET ESSAIS EXPERIMENTAUX……………………… ………...96

CHAPITRE I: OBJECTIFS ET DEMARCHES EXPERIMENTALES

ADOPTEES…………………………………………………………………………………...96

CHAPITRE II : ETUDE D’ACTIVATION DE QUELQUES ECHANT ILLONS DE

DECHETS PAR LE SULFATE D’AMMONIUM………………………………………..1 27

CHAPITRE III : ETUDE COMPARATIVE DE LEUR VALEUR

AGRONOMIQUE…………………………………………………………………………...187

PARTIE III : ETUDE DES AVANTAGES AGRONOMIQUE, ECOLO GIQUE ET

SOCIO-ECONOMIQUE DE L’USAGE DES COMPOSTS ACTIVES PA R LE

SULFATE D’AMMONIUM………………………………………………………………...206

CHAPITRE I : ETUDE DE FERTILISATION DU RIZ PLUVIAL ET QUELQUES

ESPECES MARAICHERES AVEC LES COMPOSTS ACTIVES PAR LE SULFATE

D’AMMONIUM SUR PARCELLES AGRICIOLES DU

SITE D’ANDOHANAKOHO……………………………………………………………….207

CHAIPITRE II : ETUDE DES PERFORMANCES ECONOMIQUES E T

ECOLOGIQUES DES COMPOSTS………………………………………………………229

CHAPITRE III : RECOMMANDATIONS STRATEGIQUES POUR UN E MISE EN

ŒUVRE REUSSIE DE LA STRATEGIE DE FERTILISATION AGRI COLE AU

NIVEAU DE LA REGION ATSINANANA………………………………………………242

CHAPITRE IV : LES RETOMBES SOCIO- ECONOMIQUES ATTEN DUS POUR LES

PAYSANS FUTURS UTILISATEURS DES COMPOSTS……………………………..249

CONCLUSION GENERALE………………………………………………………………252

GLOSSAIRE

Activateur : déclenché et ou augmenté l’activité

aéroanaérobie : désigne des microorganismes, essentiellement des bactéries, vivants

indifféremment en présence (respiration aérobie) ou en absence (respiration anaérobie)

d'Oxygène.

Aérobie : En présence d’air ou d’oxygène libre.

Amendement : fertilisant

Amylolytiques : dégradation de l’amidon et du glycogène en glucose

Anaérobie : En absence partielle ou totale d’air ou d’oxygène

Andain : est une bande continue de fourrage et/ou déchet laissée sur le sol

Anhydre : composé qui ne contient pas d’eau

bioaugmentation : techniques biologiques qui consistent à provoquer la biodégradation des

polluants, au moyen de microorganismes endogènes (appartenant au milieu) ou exogènes

(étrangers au milieu)

Biodéchets : déchets biodégradables provenant des ménages, d’industries agro-alimentaires, de

professionnels des espaces verts publics et privés, d’horticulteurs, de commerçants, de

restaurants et de cantines

Bioprocédé : process utilisant des cellules vivantes ou microorganisme comme des bactéries

Biosynthèse : formation de substances et/ou des molécules complexes par un être vivant

Biotechnologie : comme « l’application des principes scientifiques et de l'ingénierie à la

transformation de matériaux par des agents biologiques pour produire des biens et services »

Chélation: Processus physico-chimique qui conduit à la formation d’un complexe entre un ion

métallique positif et une substance organique.

Conductivité : Elle est directement liée à la quantité de sels dissous dans l’eau et/ou déchets:

plus il y a de sels, plus elle est élevée. (µS/cm = 1 ppm = 1mg/l).

Déchets fermentescibles : déchets composés de matière organique ayant la propriété de réagir

chimiquement en présence ou en l’absence d’air. Ils comprennent tous les déchets putrescibles

ainsi que les papiers, cartons, textiles capables de fermentation.

Doper : stimuler, augmenter les performances de quelques choses

Ecologie : science qui étudie les êtres vivants dans leur milieu et les interactions entre eux.

Endocelluliare : qui se trouve à l’intérieur d’une cellule

Endospore : structure qui se forme au sein de cyrtoplansme (contenu d’une cellule vivante) de

certaines espèces de bactéries

Enzymologiques : relatif à la biochimie des enzymes

Eutrophisation : Modification et dégradation d’un milieu aquatique lié le plus souvent à un

apport excessif de substance nutritive (azote et/ou phosphore).

Exocelluliare : qui se trouve à l’extérieur d’une cellule

Hétérotrophes: Qualifie un organisme qui assure sa subsistance en assimilant des substances

organiques et incapable de produire ces substances organiques à partir de matière minérale

Homogénéiser : rendre quelque chose homogène

Humification: Procédé permettant la transformation des matières organiques fraîches en

matières organiques stables.

Humus : Le terme humus est souvent synonyme de "matière organique stabilisée". L'humus est

issu de la transformation d'une partie des matières organiques incorporées au sol. L'ensemble

du processus correspondant à cette transformation est appelé "humification". La part des

matières organiques fraîches évoluant en humus est plus ou moins importante selon la nature de

ces matières organiques

in situ : en latin dans « le verre » signifie un test en tube en dehors de l’organisme vivant

in vitro : expression latine qui signifie « sur place »

Lessivage : transport par l’eau des éléments solubles du sol.

Lixiviat : Jus de percolation issu du traitement biologique.

MAM : méthacrylate de méthyle, monomère du polyméthacrylate de méthyle c’est un ester

méthyliquenutilisé pour la fabrication des verres transparents et des plastiques ;

Microaérophiles : microorganisme dont la croissance est optimale dans un milieu où la

concentration en Oxygène moléculaire (O2) est inférieure à la concentration atmosphérique

Moûts : désigne la mixture obtenue après pression ou cuisson de fruits ou d'autres produits

destinés à la fermentation

Œnologie : science qui a pour objet l'étude et la connaissance du vin

pathogénicité : Risque ou qualification du risque pathogène propre au déclenchement d'une

maladie.

Phytosanitaire : phyto + sanitaire = « santé des plantes ») est un produit utilisé pour soigner ou

prévenir les maladies des organismes végétaux.

Potentiel humigène: Capacité d’un produit organique à se transformer en humus stable par les

voies biogéochimiques.

Poudrette : engrais provenant de vidange et/ou déchet de caoutchouc broyé et desséchés.

PSI : Pound per Square Inch, unité de mesure de contrainte et de pression anglo-saxonne.

[1 psi=6894, 76Pa (N/m2) = 0,069bar=51, 7mmHg=0,068atm].

Puryculariose : symptôme foliaires débutent par l’apparition de lésions blanchâtre et que ces

lésions peuvent être fusionné et provoquer la mort des feuilles du riz. Maladie peut être

particulièrement destructrice de la plantation du riz

Résistivité : capacité à s'opposer à la circulation du courant électrique

Rustique : traditionnel, simple

Stimulateur : qui stimule, c’est-à-dire, stimulant

Thermophiles : sont des organismes qui ont besoin d'une température élevée pour vivre.

Incubation : est une période de développement embryonnaire ou de multiplication d'entité

biologique vivante telles que les virus, bactéries, œufs. Le terme couvaison sous-entend une

transmission de chaleur ou d'énergie de l'incubateur vers l'entité incubée. Il existe des appareils

d'incubation artificielle pour amener à terme les embryons sans l'aide de leurs géniteurs

SIGLES ET ACRONYMES

ADEME : Agence de l’environnement et de maitrise de l’énergie

AF : Acide Fulvique

AFNOR : Association Française de la NORmalisation

AH : Acide humique

AND: Acide désoxyribonucléique

ARN : Acide Ribonucléique

ARS : arylsulphatase

ASTM Standards: American Society for Testing and Materials,

ATP: Adénosine Triphosphate

CaCO3: carbonate de calcium

CAH : Complexe Argilo-Humique

CBM : Caractérisation Biochimique de Matière organique

CEC : Capacité d’Échange Cationique

CELL: cellulose

CIRAD : Coopération Internationale en recherche Agronomique pour le développement

CIS: Catering International and Services

CLPP: Community Level Physiological Profiles

CMN : coefficient de minéralisation de l’azote

CNRIT : Centre National des Recherches Industrielles et Technologiques

C-N-S-: Sulfamates

CO2 : Gaz carbonique

COMIFER : Comité Français d’Etude et de Développement de la Fertilisation Raisonnée.

COOH : groupement carboxylique

CORINAIR : CORe INventory of AIR emissions

CORPEN : Comité d’Orientation pour la Réduction de la Pollution des Eaux par les Nitrates

C-O-S-: Sulfates esters

COT : Carbone Organique Total

CRAAQ : Centre de Référence en Agriculture et Agroalimentaire du Québec

Ct91 : Coefficient de minéralisation du carbone à 91 jours

CVO: Centre de Valorisation Organique

DV : Déchets Verts

EMEP: European Monitoring and Evaluation Programme

FAD: Flavine Adénine Dinucléotide

FAO: Food and Agriculture Organization of the United Nations

FB : Fumier de Bovin

FFOM : Fractions Fermentescibles d’Ordures Ménagères

GES : Gaz à effet de serre

GIEC : Groupe Intergouvernemental d’Experts sur l’évolution du climat, aussi connu sous son

sigle anglo-saxon IPCC

GRET : Groupe de Recherche et d’Echange technologique

H2SO4 : acide sulfurique

Ha : hectare

HCO3 - : ion bicarbonate

HEM I: hemicelluloses

HI: Acide Iodhydrique

INERIS : Institut National de l’Environnement Industriel et des risques

INRA : Institut National de la Recherche Agronomique

INRA: Institut National de Recherche Agronomique

INSA : Institut National des Sciences Appliquées

ISB : Indice de Stabilité Biologique

ISMO : Indice de Stabilité de Matière Organique

ITAB : Institut Technique de l’Agriculture Biologique

ITADA : Institut Transfrontalier d’Application et de Développement Agronomique

K1 : coefficient isohumique

K2O : oxyde de Potassium

KCl: Chlorure de potassium

Kg: kilogramme

kgN.ha-1 : kilogramme d’azote par hectare

LIGN : lignine

MAEP-UPDR: ministère de l’agriculture de l’élevage et de la pêche- unité politique pour le

Développement Rural

MAM : Méthacrylate de Méthyle

MB: Matière Brute

MFG: Madagascar Fauna Group

mg.kg-1 : milligramme par kilogramme

MgO : Oxyde de Magnésium

mL : millilitre

MO : Matière Organique

MOS : Matière Organique des Sols

MOT : Matière Organique Totale

MS : Matière Sèche

N02-: ion nitrite

N2O: protoxide d’azote

NH4+: ion ammonium

NO3-: ion nitrate

NPK : azote phosphore et potassium

OCH3 : méthoxyl

ONG : Organisme Non Gouvernemental

OP : Organisations Paysannes

P.U: prix unitaire

P2O5 : Oxyde de Phosphore

pH : potentiel d’hydrogène

PH : potentiel Humigène où rendement en humus

PK : Phosphore et Potassium

PLFA : acides gras des phospholipides

PRG : pouvoir de réchauffement global

RECORD : REseau COopératif de Recherche sur les Déchets

RH : rapport d’Humification

RH: Rapport d’humification

RNE : Résidu non extractible

R-NH2 : groupement amine

RVD : Revolution Verte Durable

S: soufre

S2-: ion sulfures

S2O3-- : ion Thiosulfate

S4O6-- : ion Tétrathionate

SA : Sulfate d’Ammonium

SH: thiols.

SO3-- : ion Sulfite

SO4--: ion sulfate

SOD : Substance Organique Décomposable

SOLU: soluble

SOR : Substance Organique Résistante

SRA : Système de riziculture Amélioré

TrCBM : taux de carbone restant dans le sol à long terme UNIFA : Union des Industries de la Fertilisation USA: United Stat of America VDA : Volontaires du Développement Agricole

LISTE DES TABLEAUX

Tableau n°01 : Minéralisations comparées du soufre et de l’azote suivant deux techniques

d’incubation (Maynard et al., 1983).

Tableau n°02 : Les aliments constitutifs et leurs rôles dans les métabolismes des

microorganismes

Tableau n°03 : Tableau comparative des avantages et inconvénients des différentes

techniques de compostage

Tableau n°04 : Propriétés générales des substances humiques et leurs effets dans le sol

Tableau n° 05: Grille de détermination de l’indice de maturité Solvita®en fonction des

indices CO2 et NH3 et interprétation (données du fabricant).

Tableau n° 06: Différentes méthodes d’évaluation de maturité des composts

Tableau n°07 : Rôles des éléments minéraux

Tableau n° 08 : Echelle de maturité des composts pour CAH/CAF (d’après Francou, 2003).

Tableau n°09 : Valeurs d’ISB et de TrCBM pour différents composts

Tableau 10: Interprétation agronomique (échelle de valeurs de Celesta lab) :

Tableau 11: Interprétation agronomique du potentiel de minéralisation de l’azote (échelle

de valeurs de Celesta lab)

Tableau 12: Typologie distinguant 6 classes de comportement de minéralisation de

l’azote des matières organique exogène

Tableau n°13: Composition des mélanges des Déchets Verts et les Fractions

Fermentescibles d’Ordures Ménagères avant l’expérimentation de compostage

Tableau n°14 : Composition des mélanges des DV et Fumiers de Bovins avant

l’expérimentation de compostage

Tableau n°15: Principales caractéristiques physico-chimiques des matières premières

ainsi que leurs mélanges initiaux avant l’expérimentation de compostage

Tableau n°16: Doses d’activateur appliquées pour chaque andain

Tableau n°17: Doses croissantes du produit activant pour le mélange de 50/50 entre DV et

FFOM

Tableau 18: Doses croissantes du produit activant pour le mélange de 70/30 entre DV et

FFOM

Tableau n°19 : Tableau récapitulatif de l’évolution des paramètres physico-chimiques au

cours du compostage des mélanges des DV et FB

Tableau n°20: Tableau récapitulatif de l’évolution des paramètres physico-chimiques au

cours du compostage des mélanges des DV et FFOM

Tableau n°21 : Extraction des acides humiques (AH) et fulviques (AF) pour les Co-

compostage des déchets verts avec les fumiers de bovins

Tableau n°22 : Extraction des acides humiques (AH) et fulviques (AF) pour les mélanges

des déchets verts avec les FFOM

Tableau n°23 : Tableau récapitulatif des évolutions des rapports des paramètres physico-

chimiques classiques

Tableau n°24 : Récapitulatif des évolutions des rapports des paramètres physico-

chimiques classiques au cours du compostage

Tableau n°25 : Résultats des tests d’auto échauffement et Solvita


Tableau n°27: Moyenne des résultats de taux de germination pour les composts de

déchets verts et FFOM


déchets verts et fumiers de bovins

Tableau n° 29 : Bilan massique des composts issus des DV et FFOM

Tableau n° 30 : Bilan massique des composts issus des DV et FB

Tableau n° 31 : Récapitulatif des analyses complètes de chaque lot de composts

Tableau n°32: Récapitulatif de l’analyse complète de chaque lot de composts et unité de

mesures

Tableau n° 33 : Résultats d’analyses physico-chimiques du sol d’Andohanakoho

Tableau n° 34 : Estimation de la quantité de chaque type de compost pour couvrir le

besoin total en humus

Tableau n°35 : Besoins théorique en unités fertilisantes suivant les objectifs de

production

Tableau n°36 : Fertilisations préconisées (kg/ha/cycle) (d’après Technique de production

de quelques espèces potagères à développer sur la Côte Est de Madagascar », Tome 2,

« Cultures spéciales » (Projet MAG/87/003).

Tableau n° 37: Récapitulation des besoins en composts pour chaque spéculation

maraîchère et pour chaque type de compost

Tableau n°38 : Tableau comparatif des avantages et inconvénient de l’usage

respectivement des composts et engrais artificiels en agriculture

Tableau n°39 : Listes des équipements de bases avec leurs coûts estimatifs respectifs pour

fabriquer son propre compost en milieu agricole

Tableau n°40 : Estimation de taux d’émanation atmosphérique de protoxyde d’azote lors

de l’application au champ de diverses matières fertilisantes

Tableau n°41 : Facteur d’émission ammoniac des fertilisants minéraux de synthèses

LISTE DES FIGURES

Figure 01 : Schéma d’un procédé industriel d’obtention du Sulfate d’Ammonium à partir

d'ammoniac et d'acide sulfurique

Figure 02 : Obtention du Sulfate d’Ammonium comme sous produit d’un procédé de

fabrication en continu du méthacrylate de méthyle (MAM)

Figure n°03 : Schéma du cycle de l’azote dans les écosystèmes terrestres et aquatiques

Figure n°04 : Processus de dénitrification des engrais azotés entrainant l’émission du

protoxyde d’azote N2O puissant Gaz à Effet de Serre (GES)

Figure n°05 : Le cycle du soufre dans les sols

Figure n°06 : bactérie et sa mode de nourriture

Figure n°07: Mode de reproduction de bactérie

Figure n°08: Tas d’un compost

Figure n°09 : Tas statique aéré

Figure n°10: Utilisation de vers en lombricompostage

Figure n°11 : Processus de compostage

Figure n°12 : Les quatre phases du compostage

Figure n°13 : Courbe d’évolution du pH pendant le compostage

Figure n°14: Cellulose

Figure n°15: Exemple d’une unité d’hémicellulose

Figure n°16: Structure des précurseurs de la lignine. (I) : Alcool p-coumarylique ; (II) :

Alcool coniférylique ; (III) : Alcool sinapylique

Figure n°17: Structure des liaisons principales dans la lignine

Figure n°18: Nature biochimique des composés humiques

Figure n°19 : Les quatre voies de l’humification

Figure n°20 : Représentation schématique de la formation des substances humiques par

la théorie polyphénolique

Figure n°21 : Incorporation de l’azote dans les composés humiques au cours de

l’humification

Figure n°22: Rôle particulier de l’azote dans l’architecture des composés humiques et

influence de l’architecture sur la stabilité de l’azote

Figure n°23 : Schéma du cycle de l’azote lié à un apport de compost

Figure n°24: Extraction des acides humiques et fulviques par différence de solubilité en

milieux basique et acide

Figure n°25: Fractionnement biochimique en SOL, HEM, CEL et RNE

Figure n°26: Cinétique de minéralisation du carbone et valeur du Ct91 pour différents

produits organiques

Figure n°27: Cinétique de minéralisation de l’azote organique

Figure n°28: Plate forme de compostage de l’entreprise Anjara Environnement

Figure n°29 : Vue de la plate forme de compostage d’Antanandava

Figure n°30: Principales étapes du compostage et les actions contrôles associées

Figure n°31: Courbe d’évolution de la température dans les andains au cours du

compostage

Figure n°32: Courbe d évolution de l’humidité au cours de compostage

Figure n°33: Relation entre les teneurs en carbone organique total (COT) et les teneurs en

matière organique totale (MOT) des composts au niveau des andains A1F1 A1F2 et A1F3

(exprimées en pourcentage de la matière sèche) - Régression linéaire sur l'ensemble des

points, et passant par l'origine

Figure n°34 : Evolution des températures au cours de compostage pour les 10 andains

Figure n°35 : Courbe d’évolution de l’humidité au cours de compostage

Figure n°36 : Evolution de la composition biochimique des composts de DV + FFOM-

Résultats exprimé en % MOT

Figure n° 37: Courbe de corrélation rapport lignine/acide humique de l’andain A25

Figure n°38: Evolution de la composition biochimique de la matière organique des

composts issus des DV et FB- résultats exprimés en %MOT

Figure n°39 : Cinétique de minéralisation de carbone organique des composts issus de DV

et FFOM par différence entre mélange sol/compost et sol seul en %COT apporté

Figure n°40: Cinétique de minéralisation de carbone organique des composts issus de DV

et FB par différence entre mélange sol/compost et sol seul en %COT apporté

Figure n°41: Résultats d’Indice de Stabilité biologique des composts fabriqués à partir

des DV et FFOM en % MOT

Figure n°42: Résultats d’Indice de Stabilité biologique des composts des FB et DV en %

MOT

Figure n°43 : Taux de minéralisation de l’azote organique de mélange sol + compost-

résultats exprimés en mg.Kg-1 du sol sec

Figure n°44 : Estimation de la dynamique de minéralisation nette de l’azote organique

des composts une fois incorporé au sol agricole- cas des composts issus des DV et FFOM




des composts une fois incorporé au sol agricole-cas des composts issus de FB et DV

LISTE DES CARTES

Carte n°01 : Carte de localisation de la région Atsinanana

Carte n°02 : Carte du climat

Carte n°03 1 : Carte géologique

LISTE DES ANNEXES

ANNEXE I : PLATE FORME D’ANTANANDAVA COUPE A2 ET VUE EN PL AN A2

ANNEXE II : FICHE DE SUIVI DE CHAQUE LOT DE COMPOST

ANNEXE III : DETERMINATION DE L'AZOTE AMMONIACAL ET DES NITRA TES

DANS LES SOLS ET/OU LES COMPOSTS : METHODE PAR TITRIMETRIE

ANNEXE IV : DETERMINATION DU PHOSPHORE ET POTASSIUM

ASSIMILABLE DANS LES SOLS ET/OU COMPOSTS : METHODE

COLORIMETRIQUE APRES EXTRACTION AVEC LA METHODE MEH LICH III

ANNEXE V : APPAREIL ProToc DESTINE AUX DOSAGE DES COT SUR LIQUIDE

INTRODUCTION GENERALE

1

CONTRIBUTION A L’ETUDE D’UTILISATION DU SULFATE D’AMMONIUM COMME ACTIVATEUR DE COMPOSTAGE :


INTRODUCTION GENERALE ET PROBLEMATIQUE

La production de déchet et leur rejet ou élimination sans méthode ni précaution dans la nature

constitue une atteinte écologique. Ce phénomène a lieu tous les jours et s’intensifie au fur et à

mesure des accumulations des matériaux polluants.

La production de déchets faute d’être accompagnée de collecte et de traitements particuliers

appropriés peut avoir des impacts négatifs sur l’environnement y compris les être humains.

Plusieurs filières existent pour l’élimination de ces déchets, mais le choix doit être tributaire du

coût d’installation, de l’origine de déchets, de la valeur ajoutée du produit qui en résulte et de

l’impact que pourrait avoir la filière retenue sur l’environnement.

L’une des techniques d’élimination de ces déchets ou plus précisément technique de

valorisation de ces déchets est la filière compostage. Le compostage produit des amendements

organiques. Il constitue parfois l’une des seules sources de matières organiques disponibles

pour compenser les déficits en matières organiques des terroirs déficitaires. En plus c’est un

produit qui a un effet fertilisant.

Etant entendu que la fertilisation se situe au cœur de la Révolution Verte Durable (RVD) mais

que les engrais nécessaires sont généralement hors de portée de la majorité des pays utilisateurs

à cause de leurs prix élevés et de l’étroitesse de leur réseau de distribution. La mise à

disposition large d’un fertilisant efficace mais bon marché constitue une réponse adéquate à ces

problèmes. Nous proposons, pour notre part, que ce fertilisant soit le compost, substance

doublement intéressante au plan agronomique en tant qu’engrais et en tant qu’amendement ; il

présente même un troisième intérêt, celui d’être à priori conciliable avec le respect de

l’environnement et donc avec une agriculture durable.

Suivant ces considérations, nous avons fait le choix de notre thème de thèse : « Contribution

à l’étude d’utilisation du Sulfate d’Ammonium comme activateur de composts » dans le

but d’obtenir un compost mûr et stable répondant exactement aux conditions suivantes :

valorisation des déchets, fertilisant efficace et à la portée des paysans, et surtout un produit qui

respecte l’environnement.

Une grande opportunité se présente en effet avec la production locale et en grande quantité, à

partir de l’année 2011 selon les prévisions, de Sulfate d’Ammonium en annexe du nickel et du

cobalt par le Projet Ambatovy. Cette substance a justement le pouvoir d’accélérer le processus

de compostage dans des proportions intéressantes. A la différence du processus naturel qui met

2

entre 10 et 12 mois pour mener à terme la maturation des matières organiques à composter, le

processus activé avec le sulfate d’ammonium peut être réduit à 4 ou 6 mois voire moins.

La production, dans la Région Atsinanana, de composts traités avec l’aide de cet activateur est

envisageable en mode semi-industriel centralisé à Tamatave, pour une couverture régionale

des besoins des grandes zones de culture que sont, pour la Région Atsinanana, Tamatave II,

Brickaville, Vatomandry, Mahanoro-Betsizaraina-Ilaka Est, Marolambo et Tanambao

Manampontsy. Dans ce scénario, la contrainte transport est essentiellement liée à la distribution

à partir de Tamatave. Cette production est également envisageable en mode décentralisé au

niveau de chacune des susdites grandes zones de culture qui pourrait développer des réseaux de

distribution de très grande proximité.

L’approvisionnement de l’agglomération tamatavienne serait un cas particulier. Cette zone a

l’avantage de pouvoir miser sur une production semi-industrielle de composts de déchets

urbains classés, ce qui constitue en réalité un tout autre projet.

Le plan du présent ouvrage comportera dès lors trois (03) parties :

Une Partie I consistant en études bibliographiques liées aux développements généraux et

spécifiques du thème choisi. Elle a trait à la littérature la plus significative pour une meilleure

connaissance (i) du Sulfate d’Ammonium, de ses caractéristiques physico-chimiques et de son

rôle d’activateur du processus de maturation de la matière organique à composter, qu’il s’agisse

de matières d’origine agricole ou de déchets urbains (ii) des composts et du compostage, de la

valeur agronomique des composts, des variétés de composts artisanaux et industriels connus et

pratiqués dans la Région Atsinanana.

Une partie II rendant compte de travaux de laboratoire (analyse, tests et mesures des

paramètres physico-chimiques classiques) et d’essais agronomiques (en laboratoire, en

périmètres expérimentaux et chez des utilisateurs paysans) suivant les types de compost produit

(compost classique et compost activé), en fonction des spéculations traitées et de

l’environnement biophysique ; ces études concernent les différentes variétés de composts

identifiés et portent sur les caractéristiques physico-chimiques du Sulfate d’Ammonium et des

matières organiques des composts, sur les temps et les conditions d’incubation, sur le processus

de maturation.

Les mêmes opérations sont menées sur les déchets urbains dont les éléments compostables

doivent être sélectionnés en fonction de critères notamment de biodégradabilité et

d’acceptabilité au regard des exigences de la santé publique. Cette partie présente aussi des

résultats d’analyses de tous les paramètres physico-chimiques, de tests et d’essais, leurs

interprétations et discussions.

Une Partie III exposant les avantages sur les points de vue de l’étude d’impacts

environnementaux du Sulfate d’Ammonium et de l’étude des effets sur la fertilisation de sol par

3

les composts activés par le Sulfate d’Ammonium et de l’étude socio-économique de

l’utilisation de ces composts. Elle exprime en conséquence des mesures et actions

recommandables résultant de l’étude de ces trois effets.

Une Conclusion générale tirera les enseignements de toute l’étude quant à la démonstration

des performances d’activateur de compostage du Sulfate d’Ammonium et aux avantages,

techniques, économiques et sociaux de son utilisation, de retenir cette substance

préférentiellement à d’autres activateurs potentiels, ce d’autant plus qu’elle va être produite

localement, à Tamatave, capitale de la Région Atsinanana.

4

PARTIE I : ETUDES BIBLIOGRAPHIQUES

4

PARTIE I : ETUDE BIBLIOGRAPHIQUE

Dans cette recherche documentaire et bibliographique, il est nécessaire pour être méthodique,

d’avoir une orientation bien définie afin de faire une étude bien ciblée, entièrement consacrée à

la technique d’amélioration du processus de compostage.

Ainsi, pour cette première partie, nous commencerons par la présentation des objectifs que

nous devrons atteindre dans cette recherche documentaire pour avoir les éléments nécessaires

(connaissances, techniques, données, etc.…) qui nous permettrons de réaliser cette étude sur

l’activation du processus de compostage.


DOCUMENTAIRE ET BIBLIOGRAPHIQUES

Après des mûres réflexions sur le thème d’étude, pour aborder la recherche documentaire et

bibliographiques nécessaires à la réalisation de cette étude, nous nous posons la question :

quels sont les objectifs à atteindre dans cette recherche documentaire et bibliographique et

ensuite la méthodologie de cette recherche ?

I-1-LES OBJECTIFS

L’objectif global dans cette recherche documentaire est d’avoir une idée précise sur le

pouvoir d’activateur de sulfate d’ammonium dans le processus de compostage.

Plus spécifiquement nous devrons être documentés pour avoir :

-des connaissances de compostage,

-des connaissances des techniques de fertilisation par compostage,

-des connaissances de sulfate d’ammonium et des intérêts de son utilisation agricole

-des connaissances de technique d’activation de compostage.

I-2- L’ORIENTATION DE LA RECHERCHE DOCUMENTAIRE

La recherche documentaire sera axée principalement sur le processus d’activation des

composts et de rôle de sulfate d’ammonium dans ce processus. Elle sera orientée suivant les

démarches suivantes :

-Documentation sur la revalorisation des déchets. Il s’agit des problèmes de gestion des

déchets engendrés par les activités humaines qui impliquent la nécessité de recyclage ou autres

revalorisations,

5

-Etude bibliographique sur les techniques de compostage. Nous pensons que les techniques de

recyclages et valorisation de ces déchets sont possibles par l’élimination par voie biologique

(bioprocédé), notamment par le compostage,

-Documentation sur l’utilisation de sulfate d’ammonium comme intrant adjuvant activateur de

compostage et plus particulièrement le processus et mécanismes d’activation de compostage

par ce produit.

I-3-PROBLEME DE GESTION DES DECHETS

Le développement des activités humaines concourt certainement à l’augmentation de la

production des déchets qui ont des impacts néfastes sur la santé humaine et sur

l’environnement. La gestion de ces déchets et leur élimination devient une obligation.

Il existe plusieurs filières de traitement, mais le choix d’un procédé de traitement doit être

adéquat du point de vue climatique, des applications attendues et de l’investissement.

Par ailleurs, le recyclage et le traitement de ces déchets par compostage, est actuellement

considéré comme une des composantes de développement durable (Basalo, 1974 ; Golueke,

1977 et 1979).

I-4-VALORISATION DES DECHETS PAR COMPOSTAGE

Le compostage est une technique biologique de recyclage de la matière organique qui au terme

de son évolution donne des humus, facteurs de stabilité et de fertilité des sols. Dans cette

mesure, le compostage est une biotechnologie. L’introduction du compost mûr dans le sol est

une solution pour le maintien de la matière organique dans le sol (Tietjen, 1975). Le compost,

est en effet, un produit riche en matières organiques et en composés minéraux, capable

d’améliorer la fertilité du sol donc un véritable adjuvant de croissance des plantes.

Ce processus se déroule de façon optimale lorsque les conditions idéales sont réunies

permettant aux bactéries et autres organismes de décomposer les matières contenues dans les

déchets.

Effectivement, il y a un véritable potentiel de développement de cette filière à condition qu’on

démontre clairement leur valeur agronomique et leur innocuité vis-à-vis de l’ensemble des

composantes environnementales (sol-plante-eau-atmosphère).

Bien que nous ferons une étude plus approfondie des techniques de compostage dans les

chapitres ultérieurs, nous présentons plus sommairement d’abord par ailleurs, qu’il existe

plusieurs techniques de compostage mais on peut les classer en deux catégories entre autre :

6

-Compostage passif ou rustique : c’est un compostage à petite échelle, à faible intervention

humaine et facile à mettre en œuvre,

-Compostage intensifié : c’est une technique de compostage accéléré utilisant ainsi des

installations plus sophistiquées voire même robotisées pour permettre par la suite de gagner du

temps de compostage, de maîtriser la quantité du composé et de minimiser les risques

environnementaux.

I-5- CHOIX DE L’UTILISATION DE SULFATE D’AMMONIUM COMME INTRANT

ADJUVANT ACTIVATEUR DE COMPOSTAGE

Nous focalisons notre recherche sur la technique de compostage facile à mettre en œuvre

comme le technique de compostage rustique mais tout en essayant d’améliorer la performance

technique de cette méthode. D’où notre initiative d’utiliser un produit activateur comme le

Sulfate d’Ammonium pour améliorer effectivement la vitesse de dégradation de matières

organiques de compost et permettant ainsi par la suite d’obtenir un compost mûr et stable dans

un délai plus acceptable.

La première approche de ce travail consiste donc à déterminer les conditions optimales

d’utilisation de ce produit pour permettre un meilleur déroulement de compostage.

Le suivi des transformations des déchets est par la suite effectué par les différentes méthodes

d’analyses physico-chimiques et d’évaluation de l’humification. Ces différentes analyses

physico-chimiques permettent d’apprécier les transformations du substrat et doivent refléter la

maturité réelle du produit final.

7

CHAPITRE II : PRESENTATION GENERALE DU SULFATE D’A MMONIUM

La fertilisation agricole est la plus importante et la plus connue des utilisations du Sulfate

d’Ammonium à travers le monde. Toutefois, le champ de sa pratique reste encore limité

géographiquement. Un peu utilisé pendant la période coloniale sur incitation des structures

d’encadrement de la production agricole, pour le cas de notre pays Madagascar, le Sulfate

d’Ammonium est tombé ensuite dans l’oubli pendant une longue période. Aujourd’hui, le

projet Ambatovy prévoit 190 000t de Sulfate d’Ammonium comme sous produit de

l’extraction du nickel et du cobalt, ses produits principaux. C’est donc une opportunité à saisir

dans l’objectif d’atteindre en temps et lieu les performances de productivité agricole visées

dans le cadre de la mise en œuvre de la Révolution Verte Durable.

II-1-CE QU’EST LE SULFATE D’AMMONIUM

II-1-1-Formule

Le Sulfate d'Ammonium est un composé chimique de formule (NH4)2SO4. C'est un sel

d'ammonium NH4 et d'acide sulfurique H2SO4 qui possède de très nombreuses applications. Il

est notamment couramment utilisé comme engrais destiné à l'acidification des sols alcalins ; il

contient 21 % d'azote sous forme d'ion ammonium NH4+ et 24 % de soufre sous forme d’ion

sulfate SO42-.

• Formule chimique : (NH4)2SO4

• Formule moléculaire brute : H8N2O4S

II-1-2-Propriétés et caractéristiques du Sulfate d’Ammonium

II-1-2-1- Propriétés physico-chimiques

� Présentation

Cristaux anhydres, transparents, de saveur piquante et amère, semblables aux cristaux de

sulfate de potassium, avec lequel ce sel est isomorphe.

� Propriétés physiques

État physique : Solide cristallin,

Couleur : blanc,

Masse moléculaire : 132,14

Densité apparente : 1000Kg/m3 à 20°C

Solubilité dans l'eau : 435,00 g/l à 20 °C

Point de fusion : 235,00 °C,

Cristaux de Sulfate

d’Ammonium

8

pH : (100g/l H2O) 5-6 environ

Insoluble dans l’alcool à 90 % de volume et également insoluble dans l’acétone.

Le Sulfate d’Ammonium peut s’enflammer en présence de matières oxydantes. Ce produit est

instable dans les conditions suivantes: lorsqu'il est chauffé, il se décompose à 280 °C en

émettant des gaz toxiques d'ammoniac et du trioxyde de soufre.

Il y a risque d'explosion ou d'incendie au contact d'agents oxydants comme le chlorate de

potassium, le nitrate de potassium, le nitrite de potassium. Avec le contact d'alcalis il peut

émettre de l'ammoniac.

� Propriétés toxicologiques

• Absorption

Ce produit est absorbé par les voies digestives.

• Effets aigus

Irritation possible de la peau, des yeux et des voies respiratoires, frissons, hémorragies gastro-

intestinales, œdème et ulcération de l'intestin, hépatomégalie, lésions cutanées (pétéchies),

ataxie.

• Effets sur la reproduction

Aucune donnée concernant les effets sur la reproduction n'a été trouvée dans les sources

documentaires consultées.

• Effets cancérogènes

Aucune donnée concernant un effet cancérogène n'a été trouvée dans les sources documentaires

consultées.

• Effets mutagènes

Aucune donnée concernant un effet mutagène in vivo ou in vitro sur des cellules de

mammifères n'a été trouvée dans les sources documentaires consultées

� En cas d’intoxication

Les premiers secours envisageables sont :

-Rincer les yeux abondamment avec de l'eau, laver la peau et consulter un médecin.

-En cas d'inhalation des vapeurs ou des poussières, amener la personne dans un endroit aéré et

consulter un médecin.

-En cas d'ingestion, faire boire une grande quantité d'eau et consulter un médecin.

D’une manière générale, l’utilisation de sulfate d’ammonium ne présente pas des risques

nuisibles à la santé des utilisateurs à l’occurrence les paysans et autres manipulateurs

9

II-1-2-2- Caractéristiques agronomiques du Sulfate d’Ammonium

Produit chimique pour usage agricole, ce produit contient 21 % d’azote sous forme

d’ammonium (NH4+), et 24% du soufre sous forme de sulfate (SO4

2-) et peut être utilisé comme

engrais pour la fertilisation des cultures. Le produit peut être utilisé comme composant de

mélange ou en engrais simple.

Etant donné que le Sulfate d’Ammonium est un engrais azoté sous forme ammoniacale (NH4+),

il a donc l’avantage d’avoir une action plus soutenue en assurant une disponibilité graduelle de

l’azote limitant ainsi les pertes par lessivage. De plus sa teneur élevé en SO42- permet :

-de nourrir les plantes exigeantes en soufre (céréales, crucifères, pomme de terre etc…)

-de corriger les carences éventuelles en soufre.

-de participer activement à l’acidification de la rhizosphère.

En effet, l’association de l’azote ammoniacal et du soufre, présente un pouvoir acidifiant

important permettant la libération des éléments bloqués dans le sol plus précisément au niveau

de la rhizosphère (P, K, Fe, Mn, Zn etc.) qui sont tous des éléments nécessaires aux croissances

d’une plante. Il est donc recommandé sur tous sols et toutes cultures, particulièrement sur sols à

pH élevé (alcalin).

II-1-3-Différentes technologies de fabrication du Sulfate d’Ammonium

Les principales méthodes de fabrication à grande échelle de cet engrais se basent sur:

- le gaz de cokerie ou le gaz de ville,

- l'ammoniac et l'acide sulfurique,

-la réalisation de synthèses organiques, par exemple celle permettant d'obtenir le caprolactame

et du méthacrylate de méthyle, qui fournissent le Sulfate d'Ammonium comme sous-produit de

la réaction,

-le gypse, en provenance de gisements naturels ou obtenu comme sous-produit d'autres

procédés, par réaction avec de l'ammoniac et du gaz carbonique.

I-1-3-1- Obtention de Sulfate d'Ammonium à partir de l’ammoniac et l’acide sulfurique

D’une manière générale, le sulfate d'ammonium est obtenu par réaction de l'ammoniac NH3

avec l'acide sulfurique:

2 NH3 + H2SO4 → (NH4)2SO4.

10

La neutralisation et la cristallisation s'effectuent sous vide ou sous pression atmosphérique. Les

cristaux de sulfate d'ammonium sont récupérés par centrifugation puis séchés.

Du Sulfate d'Ammonium sec et pulvérulent peut être obtenu en pulvérisant de l'acide sulfurique

dans une enceinte contenant de l'ammoniac gazeux. La chaleur produite par la réaction évapore

toute l'eau de l'acide en laissant le sel anhydre.

Figure 01 : Schéma d’un procédé industriel d’obtention du Sulfate d’Ammonium à partir

d'ammoniac et d'acide sulfurique (Source : Université de Rouen : « Technologie-Génie

Chimique » Session 1989)

II-1-3-2- Obtention de Sulfate d'Ammonium à partir de gaz de cokerie ou de gaz de ville

Lors de la distillation sèche tout comme de la gazéification sous pression, une partie de l'azote

contenu dans le charbon est transformé en ammoniac. Cet ammoniac se retrouve par la suite

dans le condensat aqueux à forte teneur en hydrocarbures produit lors du refroidissement du

gaz. Le condensat contient par ailleurs du goudron, des phénols, de la pyridine, de l'hydrogène

sulfuré, de l'acide cyanhydrique, etc., substances qui posent de sérieux problèmes lors de la

récupération de l'ammoniac et de l'épuration des eaux usées. Après la séparation du goudron et

l'élimination des phénols, les composants volatils du condensat gazeux sont évacués dans une

colonne par soufflage de vapeur. Les vapeurs sortant du système d'évacuation sont lavées à

(NH4)2SO4

11

l'acide sulfurique dans des cokeries. Le sulfate d'ammonium qui se forme par la neutralisation à

l'ammoniac est séparé par centrifugation, lavé et séché. Les gaz acides restant après le lavage à

l'acide sulfurique sont soit transformés en soufre dans une installation clause, soit directement

en acide sulfurique dans une installation de catalyse par voie humide. La combustion des

vapeurs que l'on pourrait envisager pour des quantités limitées doit répondre aux prescriptions

relatives à l'émission de soufre. Les eaux usées, qui sont chargées de différents composés

sulfurés, de phénol et d'autres composés organiques, doivent faire l'objet d'un traitement

biologique.

II-1-3-3- Obtention à partir de gypse, d'ammoniac et de CO2

On produit également le Sulfate d'Ammonium à partir du gypse finement moulu ou l'anhydrite

(sulfate de calcium hydraté CaSO4·2H2O), ou encore le sulfate de calcium obtenu comme sous-

produit par exemple de la production d'acide phosphorique. La conversion se fait sur la base

d'ammoniac et de gaz carbonique. Le carbonate de calcium produit en cours de réaction est

éliminée par filtration et la solution de Sulfate de Calcium est écaillée finement qu'on ajoute

à une solution de carbonate d'ammonium (NH4)2CO3 pour produire du carbonate de calcium

CaCO3 qui précipite en laissant le sulfate d'ammonium en solution :

(NH4)2CO3 + CaSO4 → (NH4)2SO4 + CaCO3.

NB : Le Sulfate d'Ammonium existe à l'état naturel dans le minéral rare appelé mascagnite

dans les fumerolles volcaniques.

II-1-3-4- Obtention comme sous-produit d'un autre procédé

A partir des effluents liquides de certains procédés organiques, par exemple la fabrication de

caprolactame ou d'acrylonitrile ou du méthacrylate de méthyle (MAM), qui produisent une

solution diluée et/ou concentrée de sulfate d'ammonium, il est possible de récupérer du

sulfate d'ammonium sous forme de sels par écaillage, cristallisation, centrifugeage et séchage.

12

Figure 02 : Obtention du Sulfate d’Ammonium comme sous produit d’un procédé de

fabrication en continu du méthacrylate de méthyle (MAM)

(Source : Université de Rouen : « Technologie-Génie Chimique » Session 1989)

R1 : Réacteur,

E1 : échangeur à faisceau tubulaire horizontal externe,

D1, D3, D4: colonnes de distillations,

D5 : colonne d’absorption,

E2 : bouilleur horizontal,

E3, E4 : échangeur à faisceau tubulaire horizontal,

B1, B2 : réservoirs,

D2 : extracteur liquide-liquide à garnissage,

13

II-2- PROPRIETES FERTILISANTES DE SULFATE D’AMMONIUM

La fertilisation peut être définie comme étant l’accélération du développement de la fertilité

d’une plante au moyen de l’apport de nutriments supplémentaires dans des doses adéquates, ni

insuffisantes, ni excédentaires. Il est à noter que le Sulfate d’Ammonium n’apporte non

seulement l’élément azote aux plantes mais il apporte également du soufre dû à la présence

d’ion sulfate (SO42-) lors de sa dissolution dans le sol. Donc on peut affirmer que le sulfate

d’ammonium apporte deux éléments essentiels pour la plante.

II-2-1- Sulfate d’Ammonium en tant qu’engrais azoté

Le Sulfate d'Ammonium produit des éléments nutritifs sous forme de nitrates (NO3-), ou d’ions

ammonium (NH4+). Ces éléments existent déjà naturellement dans le sol mais souvent en

quantités insuffisantes pour optimiser la fertilité d’une plante donnée. D’où la nécessité d’en

apporter de l’extérieur dans des quantités, ou doses, qui sont fonction des besoins spécifiques

de la spéculation qu’on veut faire prospérer. Ce sont des engrais azotés qui apportent ces

nutriments. La réaction chimique ci-après nous montre le processus de transformation du

Sulfate d’Ammonium dans le sol en présence d'une certaine humidité:

(NH4)2SO4 2NH4+ + SO4

2-

Les nitrates sont immédiatement absorbés par les plantes en cas de besoin, sinon ils peuvent

être entraînés en profondeur par les pluies ou l'eau d'irrigation, puisque leur charge électrique

négative ne leur permet pas d'être retenus par les colloïdes du sol. Les nitrates du sol peuvent

aussi être perdus sous forme de gaz d'oxydes d'azote (NO, NO2, …) par dénitrification, en cas

d'excès d’eau (Bélanger et al., 2002a; Landmann, 2000; Lovett et Lindberg, 1993).

Les ions ammonium peuvent être soit absorbés, mais à moindre degré que les nitrates par les

plantes, soient transformés en nitrates par la nitrification, soit fixés par les charges électriques

négatives des colloïdes du sol. Sous certaines conditions, l'ammonium peut se transformer en

ammoniac et se volatiliser.

II-2-1-1-Processus de nitrification du Sulfate d’Ammonium

La nitrification est le processus qui conduit à la transformation de l’ammoniac, ou de

l’ammonium (NH4+) en nitrate (NO3

-), elle se déroule dans le sol sous l’action de certains

microorganismes spécifiques. En effet, c’est le nitrate qui est directement assimilable par les

plantes.

14

Le processus a deux étapes :

-la nitrosation qui se fait sous l’action oxydante de bactéries nitreuses aérobies ou

Nitrosomanas : c’est la transformation de l’ion ammonium (NH4+) en nitrite (NO2

-)

NH 4+ + (3/2) O2 NO2

- +2H+ + H2O

-la nitrosation qui se fait sous l’action oxydante de bactéries nitrifiantes ou Nitrobacter : c’est

la transformation du Nitrite (NO2-) en Nitrate NO3

-

NO2 - + (1/2) O2 NO3

-

Il faut noter que l’ion nitrate NO3- n’est pas retenu dans le sol :

-soit qu’il est prélevé avec la solution du sol par les racines ou par les microorganismes

-soit qu’il est emporté avec l’eau de drainage dans les couches inférieures du sol (lessivage)

L’élément azote joue un rôle essentiel dans la croissance des organismes vivants animaux ou

végétaux. Il est l’un des constituants fondamentaux de la chlorophylle, laquelle permet la

synthèse des végétaux à partir du dioxyde de carbone CO2 et de l’eau, et aussi des protéines et

de l’ADN des cellules vivantes. Tant le règne animal que le règne végétal ont besoin de

nourriture azotée.

L’assimilation de l’élément Nitrite (NO2-) par contre doit d’abord passer par une transformation

en nitrate pour être assimilable par les plantes, d’où son appellation de nourriture « retard ».

II-2-1-2- Bref rappel du rôle nutritif de l’azote chez la plante

L’azote joue un rôle primordial dans le métabolisme des plantes. En effet, c’est le constituant

numéro un des protéines qui sont les composés fondamentaux de la matière vivante. L’azote

est un élément important dans la constitution de nombreuses molécules organiques.

La nutrition azotée des végétaux est réalisée en grande partie grâce aux nitrates (NO3 -) que les

racines puisent dans le sol. Les vaisseaux de sève brute (xylème) les mènent aux feuilles.

Ce nitrate, une fois dans les cellules est dans un premier temps réduit en nitrite (nitrate

réductase), puis en azote ammoniacal (nitrite réductase) qui est rapidement lié à un composé

organique. La réduction du nitrate se produit en plusieurs étapes et s’effectue par des processus

enzymatiques.

Pour réduire le nitrate en ammonium (NH4+) il faut globalement 8 électrons qui sont transférés

au cours de 4 étapes, le passage du nitrate en nitrite est bien connu, mais pas la nature de X1 et

X2 qui sont probablement des produits intermédiaires, liés à des enzymes.

15

� Réduction des nitrates

Bien que l’ion ammonium soit directement utilisable par la plante, c’est sous la forme nitrate

que l’azote est préférentiellement absorbé. Il subit alors une séquence de réduction qui conduit

le nitrate à l’ion ammonium. La première enzyme qui intervient est le nitrate réductase (N03R

ou 1.6.6.1), qui catalyse la transformation du nitrate en nitrite, est considéré comme l’enzyme

limitante de l’assimilation de cet ion. C’est la métalloprotéine cytosolique à molybdène. La

partie protéique de l'enzyme, constituée de 2 sous- unités, présente un poids moléculaire

variable selon les espèces; chaque sous- unité contient 3 groupes prosthétiques : Flavine

Adénine Dinucléotide (FAD), cytochrome b, cofacteur à molybdène (Mo).

Le coenzyme est le plus souvent le nicotinamide adénine dinucléotide réduite (NADH + H+)

La réduction du nitrate en nitrite se réalise globalement selon la réaction suivante

Le schéma de fonctionnement fait apparaître une succession d'oxydoréductions

Mécanisme de réaction du nitrate réductase

� La réduction des nitrites

Le nitrite réductase, qui transforme le nitrite formé au cours de la première réaction en azote

ammoniacal, est un polypeptide monomère contenant un sirohème ; elle est localisée dans les

chloroplastes des feuilles ou les plastes des racines; elle catalyse la réaction suivante

NO2- + 6 H+ + 6 e- --------- > NH3 + OH- + H2O

Le donneur d'électrons est la ferrédoxine réduite dans les chloroplastes ou son équivalent dans

les plastes des racines. L'azote ammoniacal est aussitôt lié au glutamate

Les plantes préfèrent absorber l’ion NO3- et en assurer elles-mêmes la réduction.

II-2-1-3- Rappel des différentes origines et/ou sources de l’azote absorbé par les plantes

L’azote est présent dans la nature sous plusieurs formes:

-l’azote de l’air, ou gaz diazote (N2), qui n’est assimilable directement ni par les animaux sauf

par quelque bactérie (Rhizobium), ni par des végétaux hormis certaines algues et légumineuses

comme le soja, le trèfle, etc (Binkley et al., 2000),

16

-l’azote organique qui se trouve dans des matières organiques « fraîche » comme les résidus

de récolte et les déjections animales, ainsi que dans l’humus (5%),

-l’azote minéral, contenu dans les ions nitrates NO3- et des ions ammonium NH4

+ qui se

forment dans le sol à partir des réserves organiques du sol et de l’humus sous l’action de

microorganismes (minéralisation), certains ions nitrates proviennent directement, des pluies

acides, des orages et de l’atmosphère où se forme l’acide nitrique HNO3.(Manahan, 1994).

-Une quatrième source d’azote est constituée par les engrais chimiques tels que les engrais

azotés dont le Sulfate d’Ammonium qui sont apportés au sol de l’extérieur.

Cette restauration est nécessaire après la récolte. Le sol est en effet appauvri d’avoir fertilisé la

production précédente. De plus, les eaux de ruissellement auront entraîné les ions nitrates et ce

« lessivage » comporte un risque de pollution des nappes phréatiques

II-2-1-4-Cycle de l’Azote

Le cycle de l’azote est régi par des processus chimiques et biologiques permettant le passage

d’une forme à une autre, ces formes étant généralement regroupées selon trois grands

réservoirs: azote organique (acides amines, protéines…), azote minéral (NO3-) et composes

gazeux (N2, NH3, N2O…). Dans les milieux naturels, on n’observe pas d’accumulation d’azote

dans l’un ou l’autre compartiment car un équilibre s’instaure entre ces trois réservoirs. L’azote

est un constituant essentiel pour toutes les formes de vie, aussi bien dans les écosystèmes

aquatiques que terrestres (l’Homme prenant part a ces processus). De façon générale, l’azote

est un facteur limitant de la croissance pour les règnes animal et végétal dans les écosystèmes

naturels. Par son expansion démographique et géographique, l’Homme a transformé les

écosystèmes naturels et a modifié le cycle de l’azote : dans les zones densément peuplées ou les

activités humaines et particulièrement agricoles sont importantes, on observe une accumulation

de l’azote. Cette accumulation résulte de deux processus : le transport d’azote d’une région

géographique a une autre par le biais de la nourriture des animaux notamment et la fixation

d’azote atmosphérique. En évaluant à l’échelle mondiale les entrées et sorties d’azote dans le

système (Sol - Plante - Animal), Van der Hoek (1998) arrive a la conclusion que l’efficacité

d’utilisation de l’azote est de 60 % pour la production végétale mondiale et de 10,5 % pour la

production animale mondiale (année de référence : 1994). L’azote non utilise par les plantes et

les animaux s’accumule dans les sols ou, selon les cas, est redistribue sous différentes formes

dans l’eau et dans l’air. C’est ainsi que les pollutions d’origine agricole s’ajoutent aux

émissions des autres secteurs d’activité, tels que l’industrie ou le transport pour ne citer que les

plus importants. Des pertes sous forme de N2 (78 % de la composition de l’atmosphère)

rééquilibreraient les transferts entre chaque compartiment, mais ce scenario idéal ne se produit

17

pas, l’essentiel des pertes se faisant sous la forme d’émissions de NOx, de NH3 et de N2O, qui

ajoutent de nouveaux composes azotes réactifs dans la nature.

Figure n°03 : Schéma du cycle de l’azote dans les écosystèmes terrestres et aquatiques,

d’après Baretta-Bekker et al., 1998.

Flèches bleues : réactions biochimiques par lesquelles l’azote a tendance à quitter le sol ou les

eaux.

Flèches vertes : processus par lesquels l’azote est assimilé par la matière organique.

Flèches rouges : réactions biochimiques par lesquelles l’azote reste dans l’écosystème.

Flèches noires : processus géochimiques par lesquels l’azote quitte l’écosystème

� Remarque

L’azote réduit sous forme d’ammoniac peut être nitrifié, c’est-à-dire oxydé et transformé en

NO2- ou NO3

-. Cette réaction libère 2 protons : elle est donc acidifiante et est ralentie en milieu

acide.

A l’inverse, l’azote oxydé peut être dénitrifié . Cette réaction produit du diazote (N2) et du

protoxyde d’azote (N2O), un gaz à effet de serre, dans des proportions varient en fonction des

conditions environnementales. Certaines études suggèrent que la dénitrification dans les sols de

forêts acides ou dans les sols très humides favorise la production du protoxyde d’azote sur celle

du diazote (Paavolainen et al., 2000). Cette dénitrification est un élément clé du cycle de

18

l’azote, puisque c’est le seul permettant le retour à l’azote gazeux atmosphérique : c’est la

réduction des nitrates en diazote moléculaire (N2), en passant par des formes intermédiaires, les

nitrites NO2-, et les oxydes d’azote gazeux NO et N2O.

Selon le type de dénitrifiant, la réaction est totale ou partielle. Si elle est partielle, il y a

accumulation des formes azotées intermédiaires.

La dénitrification ne se déroule qu’en présence d’un pouvoir réducteur, et en anaérobiose.

L’activité dénitrifiante est faible aux basses températures et est optimale pour des températures

de 25-30°C et pour des pH compris entre 6 et 8.

Figure n°04 : Processus de dénitrification des engrais azotés entrainant l’émission du

protoxyde d’azote N2O puissant Gaz à Effet de Serre (GES) (Source : CORPEN, juin 2006)

II-2-2- Sulfate d’Ammonium en tant qu’engrais soufré

Le soufre est un élément exigé par les plantes en quantité supérieure à celle du phosphore

(Rapport bilan S et N, UNIFA, 2010).

Son rôle dans la plante est d’activer des enzymes et des coenzymes. Il est important dans la

composition de plusieurs acides aminés essentiels : cystéine, cystine, méthionine, taurine,

glutathion. Il intervient aussi dans la fixation symbiotique de l’azote.

En outre, il joue un rôle essentiel dans le métabolisme des vitamines. L’alimentation des

plantes en soufre s’effectue essentiellement à partir des sulfates (SO42-), les racines absorbant

les ions SO42-

présents dans le sol. Le soufre est responsable de l’odeur et de la saveur de

certaines plantes (ail, oignon, chou, etc.…). D'une façon générale, le soufre n'est que peu fixé

dans les sols ; il peut donc y avoir risque de perte par drainage. Le soufre peut être fourni par le

fumier (en moyenne 1,25 unité de SO3 par tonne), ou des engrais minéraux, tels que le sulfate

d'ammoniaque (60% de SO3), le superphosphate de chaux simple (plus de 27% de SO3) et le

sulfate de potasse (45% de SO3).

II-2-2-1- Le soufre dans les plantes

Etroitement associée à la nutrition azotée, la fertilisation soufrée est devenu un véritable enjeu

pour optimiser la nutrition des cultures. Considéré comme un élément nutritif secondaire, le

soufre est néanmoins un nutriment indispensable pour de très nombreuses cultures. Une

19

carence en soufre altère la synthèse des protéines et perturbe par conséquent l’absorption

d’azote. Les besoins en azote et en soufre des cultures se manifestent globalement durant les

mêmes périodes. La dynamique et le cycle du soufre dans le sol sont assez comparables à ceux

de l’azote. Les cultures absorbent le soufre du sol sous forme de sulfate SO42-.

� Rôle du soufre dans le métabolisme

Le soufre est un élément essentiel pour la croissance et le développement des plantes. La quasi-

totalité du soufre est absorbé par les racines des plantes à partir de la solution du sol sous forme

d’ions sulfates SO42-, qui seront réduits comme les nitrates en vue de la synthèse de la matière

végétale. Les fonctions du soufre sont étroitement liées à celles de l’azote et les deux éléments

agissent en synergie. Le soufre (S) constitue un élément-clé dans le métabolisme des plantes :

c’est un constituant essentiel de certains acides aminés, comme la cystéine et la méthionine, qui

entrent dans la fabrication des protéines. La cystéine et la méthionine peuvent représenter 90 %

du soufre organique (Giovanelli, 1990). Par ailleurs, il entre dans la constitution de la

chlorophylle, d’enzymes et de quelques vitamines comme la biotine, la thiamine et la

gluthatione. Le soufre permet également aux plantes de produire des substances d´auto-défense

comme (phytoalexines, glutathion).

Dans le cas des légumineuses, le soufre joue un rôle essentiel dans la formation des nodosités.

Par ailleurs, on lui reconnaît une fonction importante dans les mécanismes de protection des

plantes soit par sa présence dans des composés végétaux biocides comme par exemple les

glucosinolates et les alliins, soit par l’émission à partir des feuilles de composés soufrés volatils

qui ont des effets fongicides (Walker et Dawson, 2002).

� Carence en soufre

D’une manière générale, la carence en soufre se traduit par un jaunissement des feuilles, un

raccourcissement des entrenœuds et un moindre développement du système radiculaire. Les

légumineuses forment plus difficilement leurs nodosités, les céréales présentent un tallage plus

lent et pour les espèces à fruits, la mise à fruit est retardée ou diminuée. On peut observer aussi

une dessiccation des siliques et un avortement des graines, conduisant à une altération du

rendement. Généralement, les symptômes d’une carence en soufre sont très comparables à ceux

d’une déficience en azote.

Plusieurs outils permettent aujourd’hui d’obtenir une indication sur le niveau de nutrition

soufrée des cultures en cours de végétation dès le stade 2 nœuds. Il s’agit :

-Test Malate/Sulfate (Blake-Kalff et al., 2000)

-Teneur SO42- dans le jus de base des tiges NUTRICHEK® .

-Réflectométrie GPN® mise au point par la Société Grande Paroisse

20

-Fluorimétrie SADEF-LACO

-Diagnostic foliaire à la floraison

-Teneur en soufre des grains.

La plupart de ces outils permettent encore de réaliser un rattrapage en apport foliaire si une

sous-alimentation en soufre est constatée, mais ils permettent surtout de mieux évaluer le risque

afin d’adapter les apports

II-2-2-2-Origine du soufre absorbé par les plantes

Le soufre présent dans le sol y est stocké pour plus de 90% sous forme organique, tandis que

l’ion sulfate essentiel pour la nutrition végétale est très mobile. Le soufre du sol suit une

dynamique similaire à celle de l’azote (minéralisation-réorganisation). A ce jour aucune

corrélation n’a été démontrée entre le niveau de soufre (sulfate) traduit des analyses de sol et la

réponse à la fertilisation soufrée (Olivier Goujard, 2007).

De multiples sources sont susceptibles de fournir du soufre aux plantes :

-Le sol par la minéralisation des réserves organiques, peut fournir des quantités de 20 à 80kg

soufres par hectare (Olivier Goujard, 2007). La minéralisation varie en fonction du type de sol

(texture, pH,…), de la teneur en matière organique du sol, des restitutions organiques (résidus

de cultures, produits organiques) et des conditions de milieu (température, humidité).

-La restitution des résidus de cultures (pailles de céréales et de colza, verts de betteraves,

cannes de mais, fanes de pois et de pomme de terre), l’incorporation de cultures intermédiaires

(crucifères, graminées), l’apport d’effluents d’élevage (fumiers, lisiers, fientes), d’effluents

urbains (boues de station d’épuration, composts d’ordures ménagères et de déchets verts),

d’effluents agro-industriels (de sucrerie, distillerie, laiterie, conserverie) constituent également

une source de soufre. La disponibilité en soufre contenu dans ces différents éléments pour la

plante est en grande partie liée à leur rapport C /S. L’incorporation de pailles de céréales avec

un rapport C/S élevé dans le sol entraîne à court terme une moindre disponibilité en soufre, liée

à l’organisation microbienne (Wu et al., 1993). Pour des résidus de cultures avec des rapports

C/S bas (pailles de colza, verts de betteraves), leur incorporation se traduit par une

minéralisation nette de soufre.

-L’atmosphère : les plantes peuvent absorber le soufre précipité par les eaux de pluie ou

absorber directement le SO2 atmosphérique.

-Les eaux d’irrigation : la teneur en sulfate de ces eaux est éminemment variable. Une eau

d’irrigation qui contient jusqu’à 50 mg/l d’ions SO42-, constitue un apport de 16 kg S par

hectare pour une irrigation totale de 100 mm (Vis et Goujard, 2005).

-Les produits antiparasitaires: les antiparasitaires à base de soufre comme anticryptogamiques

21

-Les engrais minéraux contenant du soufre sont d’importants fournisseurs. Trois engrais

simples possèdent une haute teneur en soufre : le sulfate d’ammoniaque (24 % de S), le sulfate

de potassium (18 % de S) et le superphosphate de chaux normal (11 % de S).

II-2-2-3- Les principales formes du soufre dans le sol

� Le soufre organique

Comme nous avons signalé au paragraphe précédent, plus de 90 voire 95 % du soufre total

présent dans le sol est sous la forme organique, lié aux matières organiques (Freney, 1986). En

général, S total et S organique sont étroitement corrélés avec N total et C organique dans les

sols (Kirchmann et al., 1996). Selon Studer (1984), il existe un rapport assez constant et

typique entre le carbone, l’azote et le soufre totaux des sols C/N/S = 100/10/1. Les teneurs en S

organique du sol décroissent habituellement avec la profondeur en rapport avec la baisse du

taux de matière organique. La grande partie du S organique dans les sols est dans un mélange

hétérogène d’organismes du sol, de résidus végétaux partiellement décomposés, animaux et

microbiens et des fractions minérales du sol. La nature complexe du soufre organique est loin

d’être pleinement élucidée (Zhao et al., 1996a). Ceci est dû principalement à l’absence de

méthodes appropriées d’extraction et de séparation des composés organiques du sol sans

altération de leur composition chimique et de leur structure. Cependant, les méthodes

analytiques couramment utilisées permettent de différencier trois grandes fractions de S

organique dans les sols :

-le soufre réductible à l’acide iodhydrique (HI) représente les composés soufrés non

directement liés au carbone, et comprend surtout les sulfates esters (-C-O-S-) et les sulfamates

(-C-N-S-). Le soufre réductible à HI est facilement hydrolysé en sulfate minéral par des acides

et bases. Cette fraction est considérée comme la fraction la plus labile du S organique (Freney

et al., 1971) et dans beaucoup de sols les analyses montrent qu’elle représente en moyenne 50

% (variation de 30 à 70 %) du S organique (Freney, 1986).

-le C-lié au soufre inclut les acides aminés soufrés, disulfides, mercaptans, sulfones et acides

sulfoniques (Freney, 1986).

- une fraction S résiduelle

D’autres sources ont été constatés, ce sont de soufres générés par les biomasses microbiennes :

les teneurs en soufre des micro-organismes (bactéries, actinomycètes et champignons) varient

fortement entre <0.1 % à 1 % (Alexander, 1977), valeurs similaires à celles des plantes. La

biomasse microbienne (estimée par la méthode fumigation-extraction) représente 1 à 3 % du S

total des sols (Saggar et al., 1981a ; Chapman, 1987 ; Wu et al., 1994). Elle est étroitement

22

corrélée à la biomasse C et le rapport C/S varie de 50 à 150 (Saggar et al., 1981a ; Chapman,

1987 ; Wu et al., 1994).

� Le soufre minéral

Le soufre minéral du sol comprend principalement les sulfates solubles, adsorbés, insolubles et

les sulfides. Dans les sols agricoles où les conditions d’aérobiose prédominent essentiellement,

la presque totalité du soufre minéral est sous forme sulfate (ion SO42-). Le compartiment sulfate

représente quelques pourcentage du soufre total et est disponible pour la plante. La quantité de

sulfate dans le sol varie au cours de l’année en fonction du bilan entrées-sorties entre les

apports atmosphériques, la décomposition des matières organiques, les apports d’engrais, la

lixiviation, l’absorption par la plante et l’activité microbienne (Eriksen et al., 1998), soit de

quelques kilogramme à quelques dizaines de kilogramme par hectare (2 à 80).

La capacité des sols à adsorber le sulfate varie généralement selon la teneur en argile du sol, le

pH, les cations associés aux colloïdes minéraux et la concentration en sulfate dans la solution

du sol (Harward et Reisenauer, 1966). Parce que l'adsorption du sulfate se produit pour des pH

faibles (< 6), l'adsorption est négligeable dans la plupart des sols agricoles. L'adsorption du

sulfate est un processus réversible. Dans les sols non calcaires, les hydroxydes de fer et

d’aluminium et les feuillets des minéraux d’argile silicatés fournissent les sites d’adsorption

(Saggar et al., 1998). Dans les sols calcaires, le sulfate peut précipiter avec le carbonate de

calcium et représenter une part importante de soufre (Scherer, 2001).

Le soufre élémentaire S n’est pas présent à l’état naturel dans le sol, excepté s’il a été apporté

sous forme d’engrais. Ce soufre est oxydé par les micro-organismes (McGrath et al., 2002) et la

réaction généralement admise est la suivante : S → S2O3-- → S4O6

-- → SO3-- → SO4

--

Soufre élémentaire → Thiosulfate → Tétrathionate → Sulfite → Sulfate

II-2-2-4-Dynamique du soufre dans le sol

� Minéralisation du soufre organique

La matière organique présente dans le sol, qu’elle soit endogène (humus et biomasse

microbienne) ou exogène (résidus de culture, produits organiques divers) est soumise à

dégradation par une microflore très diversifiée de bactéries et de champignons. La

minéralisation est le processus par lequel le soufre organique est décomposé et libéré sous

forme de soufre minéral. La quantité de soufre organique potentiellement minéralisable et la

vitesse de minéralisation sont deux composantes déterminantes de la disponibilité de soufre du

sol pour la plante. Deux voies ont été suggérées pour la minéralisation de soufre organique

(McGill et Cole, 1981):

23

-La voie biochimique correspond à l’hydrolyse extracellulaire du soufre organique liée à une

catalyse par des enzymes extracellulaires. Le soufre organique de la fraction ester peut être

minéralisée de cette façon. Les sulfatases du sol sont une classe d'enzymes connues pour

hydrolyser les ester-S en sulphate-S (Tabatabai et Bremner, 1970), et sont principalement

d'origine microbienne (Kertesz, 1999). Jusqu'à présent, l'arylsulphatase (ARS) est considérée

comme l'enzyme-clé de la minéralisation. Les sulfatases peuvent hydrolyser directement les

esters de sulfate et on considère donc que cette voie de minéralisation est contrôlée par la

disponibilité en soufre plutôt que par le turnover biologique de la matière organique. En fait les

voies biologiques et biochimiques de la minéralisation ne sont pas indépendantes, puisque la

production d'enzymes est d'origine microbienne (Ghani et al., 1992).

- La voie biologique correspond à la production de soufre à partir des composés organiques liée

à l’oxydation du carbone par les micro-organismes du sol. Le processus est contrôlé par le

besoin en énergie et la disponibilité en carbone. Le soufre organique lié au carbone est

minéralisé principalement de cette façon.

La presque totalité des études pour quantifier la minéralisation du soufre organique des sols

concernent des études de laboratoires utilisant des méthodes d’incubations. Les taux de

minéralisation de soufre organique rapportés par divers auteurs varient considérablement (Zhao

et al., 1996a). Cette forte variabilité n’est pas seulement liée aux différences de propriétés des

sols, mais aussi aux conditions d’incubation. Beaucoup d’études utilisant des systèmes « fermés

» d’incubation ont montré que les quantités de sulfates dans les sols peuvent augmenter, rester

stables ou diminuer durant la période d’incubation, en fonction de l’équilibre entre

minéralisation et organisation (Tabatabai et Al-Khafaji, 1980 ; Stevenson, 1986). Pour

s’affranchir du processus d’organisation, Tabatabai et Al-Khafaji (1980) ont proposé un

système « ouvert » d’incubation, qui consiste à déplacer le sulfate minéralisé par lixiviation

avec une solution saline à intervalles de temps réguliers durant l’incubation. Ce système permet

de simuler l’absorption du sulfate par une plante et la lixiviation. Le système « ouvert » conduit

à des quantités de soufre minéralisées beaucoup plus élevées que le système « fermé »

(Maynard et al., 1983).

24

Tableau n°01 : Minéralisations comparées du soufre et de l’azote suivant deux techniques

d’incubation (Maynard et al., 1983).

La critique majeure au système « ouvert » est l’impact de la lixiviation qui modifie les

conditions physico-chimiques du sol (saturation, modification du pH et de la porosité, pertes

des éléments comme N, P,…).

La minéralisation de S est, comme celle de C et N sous le contrôle de la température et de

l’humidité.

� Organisation du soufre minéral

C’est le processus parallèle, mais opposé, à la minéralisation. L’organisation est la conversion

par les micro-organismes du soufre minéral en soufre organique. Elle correspond à

l’assimilation de soufre par des micro-organismes diversifiés, qui assimilent la forme sulfate

pour d’abord former des composés organiques relativement simples (comme les acides aminés

soufrés dans les protéines), puis ces composés soufrés seront intégrés dans des composés

organiques plus complexes dans le sol. La croissance et l’activité des micro-organismes

dépendent donc de la présence de formes de carbone facilement décomposables : résidus

végétaux, racines en décomposition, produits organiques apportés. A court terme, le processus

d’organisation affecte la disponibilité en sulfate du sol, et peut devenir un processus

concurrentiel de l’absorption par la plante. La dynamique et les quantités totales de soufre

impliquées au cours de la décomposition varient en fonction de la nature des résidus, en

particulier avec leur teneur en soufre. L’incorporation de résidus avec un rapport C/S élevé se

traduit par une organisation nette (diminution de la quantité de sulfate dans le sol). La biomasse

microbienne empruntera du soufre au milieu car le rapport C/S des corps microbiens se situe

entre 50 et 150. Barrow (1960) estime qu’il y a libération de sulfate quand le rapport C/S des

résidus organiques apportés est inférieur à 200 et qu’il y a organisation si le rapport C/S est

supérieur à 400.

Des travaux ont permis de préciser l’importance de l’organisation des sulfates d’un engrais

dans les différents compartiments organiques soufrés du sol, en utilisant les techniques de

fractionnement du soufre organique ainsi que l’isotope 35S (Diot, 1991). Comme pour l’azote,

25

une organisation rapide est observée. Les sulfates organisés se répartissent dans les deux

compartiments principaux : le soufre ester et le soufre lié au carbone, avec une prédominance

pour le soufre ester, qui semble être le plus labile. Cette organisation est accentuée par un

apport d’azote minéral (Diot et al., 1998). Toutefois, malgré une organisation rapide et

importante (plus de 50 % de l’apport de soufre est organisé en une semaine), les valeurs élevées

du coefficient réel d’utilisation par la plante, compris entre 65 et 70 %, indiquent une bonne

utilisation de l’engrais par la plante.

II-2-2-5-Cycle de soufre

Le cycle du soufre est comme celui de l’azote en partie contrôlé par les réactions microbiennes

et donc par les conditions environnementales (température, humidité, pH…).De cette manière,

les substances organiques sont soumises à la minéralisation microbienne ou à l’hydrolyse. Le

produit final en est toujours l’ion sulfate. De la même manière, le soufre peut être fixé

temporairement par des micro-organismes ou par l’intégration dans des acides fulviques ou des

substances humiques. Dans des conditions anaérobies du sol, l’ion sulfate peut être réduit par

des bactéries en hydrogène sulfuré. Dans les deux cas, le soufre du sol ne peut plus être utilisé

pour l'alimentation des plantes. Comme l’ion nitrate, le sulfate en tant qu’ion négatif n’est

soumis à aucune adsorption importante dans le sol et risque donc d’être emporté par lessivage.

Le risque d’une carence importante en soufre existe sur tous les sols légers, après

des précipitations importantes et sur des sols à faible structure ainsi que dans toutes les

conditions entravant un bon développement racinaire (sol compacté...).

La figure ci-après en donne un schéma simplifié.

Figure n°05 : Le cycle du soufre dans les sols (Source : INERIS 2006)

26

II-3- LES AUTRES UTILISATIONS DU SULFATE D’AMMONIUM

En dehors du domaine agricole, le Sulfate d’Ammonium est utilisé en œnologie pour sa teneur

en azote ammoniacal (NH4+).

Ce composé est indispensable à la biosynthèse des protéines de levures nécessaires à la

multiplication cellulaire ainsi qu’à la biosynthèse des protéines pariétales indispensables au

transfert des sucres de l’extérieur vers l’intérieur de la cellule.

Privées d’azote, les levures ne peuvent ni se multiplier ni fermenter les sucres.

-L’azote présent dans les moûts est rapidement consommé dans les premières heures de la

fermentation. Le moût est alors rapidement carencé en azote ce qui provoque des fermentations

languissantes ou des arrêts de fermentation.

-C’est pourquoi un apport de Sulfate d’Ammonium au début de la fermentation alcoolique

permet de conduire cette dernière à son terme.

-Cependant, en cas de moût fortement débourbé et carencé en azote, il est préférable d’utiliser

des activateurs complets à base de levures inactivées et de sulfate d’ammonium pour assurer

une fermentation complète.

Habituellement, le Sulfate d’Ammonium est utilisé en qualité d’activateur de fermentation du

vin. En effet, un ajout de 100 mg de sulfate d’ammonium apporte au moût environ 27 mg

d’azote ammoniacal directement assimilable par les levures. Cette source d’azote permet un

départ rapide en fermentation lorsque le moût est carencé, et prévient les difficultés

fermentaires (Oenofrance, 2005).

En plus, les sulfates apportés sont totalement solubles dans le vin.

II-4-CONCLUSION PARTIELLE

Consacré à la présentation générale de sulfate d’Ammonium, ce chapitre nous a montré un

aperçu sur les propriétés et caractéristiques physicochimiques du Sulfate d’Ammonium ainsi

que ses différents domaines d’utilisation. Nous venons constater que le Sulfate d’Ammonium a

un pouvoir fertilisant autonome. En effet, ce produit apporte de proportion intéressante aux

plantes de l’azote sous forme d’ion ammonium (NH4+) et de soufre sous forme d’ion sulfate

(SO42-).

Ces éléments nutritifs peuvent soit être absorbés par les racines des plantes, soit s'accumuler

dans le sol soit perdus par différents processus. En plus, ce produit est couramment utilisé dans

le domaine d’œnologique en vu de mener à terme la fermentation alcoolique. Sans aucun doute,

la multiplication de ses formules d’utilisation, et l’étendue de la vulgarisation de son utilisation,

assureront l’impact profitable de sa disponibilité locale, en termes de valeur ajouté au bénéfice

de l’économie nationale en général et de l’économie régionale en particulier mais aussi en

termes d’amélioration des performances productives de l’agriculture malagasy.

27

CHAPITRE III : LE SULFATE D’AMMONIUM UTILISABLE CO MME

ACTIVATEUR DU COMPOSTAGE

Les microorganismes sont utilisés depuis environ un siècle pour le traitement des eaux usées et

des composts (Chedly, 2007). Dans le processus de compostage, les micro-organismes jouent

un rôle clef. Activer le processus de compostage consiste donc à activer la capacité naturelle

que possèdent de nombreux organismes, la plupart des temps microscopiques (bactéries, micro

algues, champignons), à dégrader les matières organiques et/ou les déchets à composter. Pour

ce faire, on cherche à "doper" l’activité des micro-organismes en optimisant l’offre en

substances nutritives et en régulant les conditions de pH, de température, d’humidité et

d’aération. Ces organismes peuvent être indigènes (déjà présents dans les matériaux à

composter), ou exogènes (ajoutés au milieu), ou encore être prélevés sur le site contaminé,

cultivées au laboratoire puis réintroduits (ensemencements microbiens) dans le compost

(bioaugmentation). L’utilité de cette étude consiste donc à étudier plus à fond la faisabilité de

l’utilisation de Sulfate d’Ammonium comme activateur et/ou stimulateur du processus

compostage.

III-1- LES TROIS TYPES D’ACTIVATEURS DE COMPOSTAGE

L'activateur de compost est destiné à accélérer la décomposition des déchets végétaux et/ou

animaux et à les transformer en humus. Il permet également améliorer l’efficacité du tas de

compost. Pour accélérer le processus de compostage, il faut améliorer les performances de la

biodégradation et réduire sa durée. L'activateur de compost favorise donc la prolifération des

bactéries, (nécessaires à la formation du compost) en leur apportant de l'azote et d’autres

éléments minéraux essentiels dont elles se nourrissent (ITADA, rapport final, 2001).

L’usage d’un activateur peut conduire alors à une décomposition plus complète et à une

stabilisation plus précoce du compost.

Actuellement, il y a trois types d’activateurs de compostage:

-les activateurs chimiques qui sont riches en azote (azote ammoniacal, NH4+, plus

précisément), cette technologie consiste à stimuler l’activité des populations microbiennes

indigènes (présentes dans le lieu de compostage) par apport de nutriments et par ajustement

des conditions du milieu (potentiel d’oxydo-réduction, humidité). Ce type d’activateur de

compost était un engrais chimique à base de sulfate d'ammoniaque en général. En effet ce

dernier grâce à sa teneur importante en azote assimilable (NH4+) renforce la quantité azotée

d'un compost pour que mélangé au carbone, la matière organique se dégrade plus rapidement

(Michel Couffin, Magazine n°094 de Terrena, 2012).

28

-les activateurs dynamiques à base des produits organiques d'origine naturelle qui sont faits à

partir de plantes, comme les algues (très riches en oligo-éléments), la fougère (riche en

potassium et azote), l’ortie (plante riche en fer), la grande consoude et la bardane (plante riche

en azote)

-les ensemencements de bactéries (bioaugmentation). Cette technologie consiste à introduire

des cultures de microorganismes à la surface du milieu à composter dans l’objectif d’augmenter

la biodégradation des matières organiques. Généralement les microorganismes sont

sélectionnés sur la base de leur aptitude à dégrader les composés organiques. On peut les

classer alors suivant la fonction biochimique spécifique qu’ils assurent au sein du compost : ce

sont par exemple des amylolytiques qui dégradent l’amidon de la MO, des nitrificateurs

(transformation des acides aminés, de l’urée, des acides nucléiques...), etc.

La culture peut comprendre donc une ou plusieurs espèces de microorganismes.

Des éléments nutritifs sont généralement apportés dans la solution contenant les

microorganismes. Cependant, le quasi totalité des microbiologistes démontrent qu’il n’y a pas

d’effet nettement significatif de l’inoculation du tas de compost par des microorganismes de

cultures pures ou de préparations commerciales lors d’opérations de compostage réalisées en

vraie grandeur. En effet, par le jeu des compétitions entre espèces, certains auteurs signalent

que des apports massifs d’espèces non présentes au départ ont déjà disparu après seulement

quelques jours (MUSTIN, 1987). Si des ensemencements microbiens peuvent fonctionner en

conditions de laboratoire, il est très improbable d’obtenir un succès en conditions réelles (Laure

METZGER, 2003).

La présente étude consiste à utiliser le Sulfate d’Ammonium au début du compostage afin

stimuler l’activité des microorganismes indigènes (déjà présent dans les matériaux). On parlera

dans ce cas d’activateur de type chimique.

III-2-MECANISME ET/OU PROCESSUS D’ACTIVATION DU COMPOSTAGE PAR

LE SULFATE D’AMMONIUM

Les bactéries responsables de la décomposition des déchets végétaux en humus se nourrissent

d'azote (azote ammoniacale NH4+). Il est en effet connu depuis longtemps que l’ammonium est

la forme d’azote préférentiellement utilisé par les microorganismes, (Jansson et al., 1955;

Broadbent et Tyler , 1962).

De plus, ces microorganismes ont besoin de soufre sous forme sulfate (SO42-) afin de

synthétiser les acides aminés à base de soufre comme la cystine, la cystéine, la méthionine

(Mustin, 1987). Effectivement, les éléments soufrés jouent un grand rôle dans le

développement des microorganismes. Apporter le Sulfate d'Ammonium, comme sources

29

nutritives stimule leur activité. Elles se multiplient davantage et transforment plus vite la

matière organique du compost. Si la concentration en azote est élevée l’activité biologique l’est

aussi (Broadbent et Tyler, 1962).

Ce sel d’Ammonium [(NH4)2SO4], une fois arrivée dans le milieu à composter, et en présence

d’une certaine humidité subit la réaction suivante :

(NH4)2SO4 2NH4+ + SO4

2-

Ainsi, les ions ammoniums (NH4+) et sulfates (SO4

2-) libérés seront par la suite utilisés par les

microorganismes du compost pour stimuler leur développement et en même temps leur

activité. Grâce à l’action de ce sel d’ammonium [SO4(NH4)2], les microorganismes qui pré-

existent dans les déchets à composter constituent une flore complexe qui se met en activité

spontanément et rapidement. De ce fait, le processus de transformation se fait plus rapidement.

Cet additif exerce donc une influence positive sur la vie microbienne présent dans

l’environnement, et activant ainsi leur travail de transformation de compost.

Le Sulfate d’Ammonium agit ici comme agent biostimulant. Rappelons que, les procédés de

biostimulation consistent à favoriser le rendement de cette biodégradation en injectant au

milieu à composter des nutriments et de l'oxygène (Jansson et al., 1955; Broadbent et Tyler ,

1962).

III-3-NOTIONS SUR LE MICRO-ORGANISME

Etant donné que ces sont les microorganismes qui assurent le processus de transformation des

déchets en produit plus stable et plus riche en humus « compost » vers la fin du processus de

compostage, il est nécessaire d’avoir une connaissance sommaire sur les métabolismes et les

comportements de ces microorganisme.

III-3-1-Définition

C’est un organisme vivant unicellulaire ou à cellules non différenciées (RECOR, 2002).

On regroupe sous ce terme les espèces suivantes:

- Les algues

- Les protozoaires

- Les champignons inférieurs : - filamenteux

- levures

- les bactéries

- les virus

30

Les bactéries, les actinomycètes et les champignons sont responsables à eux seuls de plus de

95% des transformations qui ont lieu au cours du compostage. Les bactéries sont toujours

dominantes par rapport aux actinomycètes et aux champignons et seraient responsables de 80 à

90 % de l’activité microbiologique des tas de compost (Mustin, 1987, Godden et al., 1983). Ce

sont donc les microorganismes qui assurent la transformation de toutes les matières organiques

mortes (plantes, animaux) ou les déchets provenant du monde vivant en matières minérales.

Sans cette minéralisation des matières organiques, il n’y aurait plus de possibilité de vie sur

terre. La minéralisation correspond alors à la dégradation des molécules complexes en produits

simples tels que H2O, CO2, CH4, N2, O2 qui retournent dans l’atmosphère et seront utilisés par

les êtres vivants pour former de nouvelles molécules organiques. C’est ce que l’on appelle le

cycle de la matière (Mustin, 1987). La biodégradation correspond à l’élimination complète d’un

composé complexe en produit simple (Vincent, 1991, cité par Robles-Martinez, 1999).

III-3-2- Les bactéries

Les bactéries et les algues sont les petits organismes connus (diamètre inférieur à 1µm), doué

de métabolisme et capable de croitre et de se diviser aux dépens des substances nutritives.

Les bactéries restent actives durant tout le compostage et en particulier à haute température.

Elles se multiplient très rapidement. Cette multiplication rapide et en grand nombre d'espèces

différentes permet l'utilisation de résidus organiques "tout venant".

III-3-2-1- La forme et les dimensions

Il existe différentes formes de bactéries, chaque forme ayant une appellation particulière

- les bactéries sphériques appelées coques, de 1 à 2 µm de diamètre

- les bactéries en forme de bâtonnets appelées bacilles de 1 à 10 µm

- les bactéries incurvées appelées vibrions

- les bactéries en forme de fuseau appelées fusiformes

- les bactéries spirilles.

Le rapport de la surface sur le volume est une caractéristique très intéressante des bactéries. En

effet, alors qu'un homme a une surface égale à environ 20 fois son volume, la surface de la

bactérie est égale à 9 millions de fois son volume (RECOR, 2002). Ce qui signifie que la

surface externe de la bactérie est en contact très étroit avec son environnement (et donc avec les

matières à dégrader).

31

En dépit de leur petite taille et grâce à leur surface proportionnellement très grande, les

bactéries assument le plus grand rôle dans la dégradation de la matière organique.

III-3-2-2- Importance de la membrane :

� Rôle d’interface

C’est à travers elle que vont se faire les échanges entre la bactérie et son environnement. Plus le

renouvellement de la matière à la surface de la bactérie est importante plus les échanges sont

augmentés et plus vite est consommée cette matière.

On obtient une accélération de la dégradation des matières polluantes.

� Rôle structurel

Elle confère la forme et la résistance mécanique à la bactérie. Elle lui permettra de résister aux

conditions les plus extrêmes : de forces ioniques, pH,...

III-3-2-3- Besoins nutritifs et leurs classifications

Toutes les bactéries ont besoin d'eau, d'une source de carbone (C), d’oxygène (O), d’hydrogène

(H), d'azote (N), de soufre (S) et de phosphore (P) qui sont les constituants des glucides,

lipides, protéines et des acides nucléiques (C, O, H, N, S et P sont des macroéléments ou

macronutriments) ; des ions (K+, Na+, Ca++, Mg++, Fe++, Cl-, ...) jouent de nombreux rôles

fonctionnels (le magnésium Mg2+ est un cofacteur de nombreuses enzymes) et structuraux (le

calcium Ca2+ intervient dans la thermorésistance des endospores bactériennes sous forme de

dipicolinate de calcium) et d'une source d'énergie. Ces éléments se trouvent dans les déchets à

composter sous forme de molécules plus ou moins complexes : sucres, amidon, cellulose,

protéines, matières grasses, hydrocarbures,...

La croissance microbienne n’est possible que dans le cas où les microorganismes peuvent

satisfaire leur besoins nutritifs dans leur environnement.

Figure n°06 : bactérie et sa mode de nourriture (Source : Actalys, 1997)

32

Pour utiliser leur nourriture, les bactéries fabriquent des enzymes qui vont permettre la

dégradation des macromolécules et leur transformation en molécules plus simples.

Il existe deux types d'enzymes :

-Celles excrétées en dehors de la cellule (enzymes exocellulaires) qui vont permettre de couper

les grosses molécules en molécules plus petites capables de passer à travers la membrane

bactérienne (Actalys, 1997).

-Les enzymes endocellulaires qui restent à l'intérieur de la cellule, elles transforment les petites

molécules pour les besoins nutritionnels et énergétiques de la bactérie (INSA, 2002).

Les bactéries ont aussi besoin de quelques oligo-éléments (aussi appelés "micro-éléments" ),

manganèse, zinc, cobalt, cuivre, . . . Ces oligo-éléments sont indispensables en si petites

quantités que les impuretés de l'eau, de la verrerie et des composants usuels des milieux

suffisent à satisfaire ce besoin que l'on met donc très difficilement en évidence (ex : le cobalt

est un composant de la vitamine B 12)

� La source d'énergie

On distingue deux catégories de bactéries selon la source d'énergie qu'elles utilisent :

-les micro-organismes phototrophes (ou photosynthétiques) qui utilisent la lumière (RECOR,

2002). Parmi celles-ci, on distinguera les photolithotrophes lorsqu'elles se développent dans un

milieu exclusivement minéral et les photoorganotrophes lorsqu'elles se multiplient dans un

milieu organique,

-les micro-organismes chimiotrophes (ou chimiosynthétiques) qui utilisent l'oxydation des

produits chimiques organiques (il s'agira alors de chimiorganotrophes).

� Les éléments chimiques indispensables

Comme nous avons signalé lors du paragraphe précédent, il existe un certains nombre de

contraintes nutritionnelles pour permettre un optimum des croissances des microorganismes :

-les aliments constitutifs pour leurs constituants cellulaires : eau, C, H, N, O, S, P etc,

-les sources énergétiques : lumières ou substances chimiques (organiques et/ou inorganiques),

-les nutriments spécifiques, appelé facteurs de croissance car ce sont des substances

indispensables, les microorganismes étant incapables de les synthétiser eux-mêmes.

Ainsi, grâce aux aliments qu’on lui fournit et qu’elle dégrade, la bactérie synthétise ses propres

constituants organiques. L’ensemble des échanges chimiques qui se produisent alors au niveau

cellulaire constitue le métabolisme. Les multiples réactions assurant la dégradation d’un

substrat libèrent simultanément de l’énergie qui servira à la biosynthèse, à la croissance et à la

reproduction.

Les aliments constitutifs des microorganismes sont présentés dans le tableau ci-après

33

Tableau n°02 : Les aliments constitutifs et leurs rôles dans les métabolismes des

microorganismes

Constituant Rôle

Eau 75% du poids cellulaire, Si teneur< 50%, développement limité

Carbone 45 à 50% du poids sec cellulaire, Microorganismes autotrophes : capables de synthétiser leurs constituants organiques à partir de CO2 ou de bicarbonates, Microorganismes hétérotrophes : besoin de substance organique pour se développer (la majorité des bactéries)

Azote 5 à 10% du poids cellulaire, Quelques bactéries fixatrices d’azote (N2) : Rhizobium sp, Azotobacter sp ,… Azote utilisé sous la forme des nitrates, nitrites (Nitrobacter sp) ou ammonium, mais principalement, utilisation d’azote sous forme organique (R-NH2),

Phosphore 3% du poids sec cellulaire, Constituants des acides nucléiques (ADN, …), phospholipides, et des substances énergétiques telles que ATP

Soufre 1à 2% du poids sec cellulaire Constituants des acides aminés des protéines (Cystéine et méthionine, S sous la forme de groupement thiols –SH). Assimilation sous la forme de sulfate (SO4

2-) et de sulfures (S2-), N, K, Mg,

Cl,

Rôle dans l’équilibre physico-chimique des cellules,

Fe, Mg,

Co…

Constituants de certains enzymes et coenzymes (cytochromes, chlorophylles,…)

Ca, Mg, Mn,

Cu,…

Oligo-éléments indispensables sous forme de traces comme cofacteur ou activateur d’enzymes

Source : RECOR, 2002

III-3-2-4-Reproduction

Les bactéries sont des organismes asexués, la reproduction se fait par division cellulaire. Une

cellule (appelée cellule mère) va donner naissance à deux cellules identiques appelées cellules

filles, qui à leur tour deviennent mères, etc...

Figure n°07: Mode de reproduction de bactérie (RECOR, 2002)

34

On appelle cela un mode de reproduction binaire ou scissiparité

Dans des conditions optimales et pour certaines espèces le temps que met une cellule mère pour

donner une cellule fille est de l’ordre de 20 minutes. Pour d’autres espèces ou lorsque les

conditions sont défavorables, le temps de division cellulaire pourra varier de quelques heures à

plusieurs jours.

On voit tout de suite qu’avec ce mode et ce rythme de division cellulaire, une seule bactérie va

donner naissance en 48 heures à plusieurs milliards de bactéries.

Xo = nombre de bactéries au temps T = 0

X = nombre de bactéries au temps T = 48 h (= 2 880 minutes)

T ½ = temps de division cellulaire (T ½ = 20 minutes)

2/1T

Tn = = 2880 / 20 = 144

X = 2(Xo)n

X = 2144 = 2.2 1043 bactéries

Les bactéries colonisent rapidement un milieu, mais heureusement il existe toujours un facteur

qui va limiter cette multiplication exponentielle.

III-3-2-5-Mode respiratoire

Selon leur besoin en oxygène, on définit plusieurs classes de bactéries.

-les bactéries aérobies : elles ont besoin d'une teneur en O2 voisine de la pression partielle de

l'O2 dans l'atmosphère normale (pO2 = 0,2 atm).

(Un milieu avec une bonne turbulence, comme une rivière en eau vive, est très bien aéré).

-les bactéries aéroanaérobies facultatives : elles peuvent vivre indifféremment en présence

ou en absence d'O2.

-les bactéries microaérophiles : elles ont besoin d'une faible teneur en oxygène pour se

développer (pO2= 0,2atm).

-les bactéries anaérobies : l'oxygène leur est toxique. Elles se développent en milieu très

réducteur, par exemple dans le fond des marécages, dans les eaux stagnantes, également dans le

tube digestif des animaux.

L'anaérobiose est souvent créée là où il y a une croissance bactérienne qui permet d'épuiser

l'oxygène.

35

III-4-CONCLUSION PARTIELLE

Nous venons d’exposer à travers ce chapitre la possibilité de Sulfate d’Ammonium d’apporter

des éléments nutritifs [(l’azote sous forme ammoniacal (NH4+) et le soufre sous forme de

sulfate (SO42-)] au compost et rendront ainsi les micro-organismes plus actifs et on obtiendra

un compost mature plus rapidement. D’ailleurs, nous venons de constater lors du paragraphe

(III-3-2-3, page 31) précédent que ces micro-organismes ont besoin de certains sels minéraux

indispensables pour permettre un bon développement.

Le Sulfate d’Ammonium est donc à la fois un engrais minéral, mais également un activateur de

compost. Rappelons que l’activateur de compost est destiné à favoriser l’activité des micro-

organismes pour accélérer l’apparition d’un compost mûr et riche en humus. Les activateurs de

compost sont donc des substances susceptibles d’agir favorablement, directement ou

indirectement, sur l’activité des microbes du compost ou sur la transformation de la matière

organique pour que ce dernier atteigne plus rapidement la stabilité et présente une bonne

maturité.

36


MATIERE ORGANIQUE

Au cours de ces dernières décennies, face à une grande croissance démographique et

économique, l’homme est plus que jamais confronté au problème d’accumulation de ses

déchets. De nouvelles techniques d’élimination et de recyclage de ces déchets deviennent

nécessaires. Le compostage est devenu l’une des pratiques les plus répandues ces dernières

années. C’est un procédé de traitement intensif des déchets organiques qui met en œuvre, en les

optimisant, des processus biologiques aérobies de dégradation et de stabilisation des matières

organiques complexes (Gobat et al., 1998). C’est aussi une technique très avantageuse par sa

préparation plus simple et par son faible coût et son impact mesuré sur l’environnement

(Veeken and Hamelers, 2002). Le terme « compost » est en effet, un terme familier à chacun

car la pratique du compostage est ancestrale. Mais ce terme reste souvent assez flou et désigne

pour beaucoup un matériau organique en état de décomposition plus ou moins avancé destiné à

un retour au sol. Ce chapitre IV, présente les différentes phases d’élaboration du compost ainsi

que les paramètres principaux régissant le processus de dégradation et leur évolution. La qualité

du compost sera évoquée en termes de maturité, de stabilité et surtout en termes de valeur

agronomique.

IV-1- DEFINITIONS

IV-1-1- Compostage

Le compostage est la méthode de stabilisation des déchets organiques la plus ancienne et la

plus utilisée à travers le monde.

En effet, il existe plusieurs définitions assez voisines du compostage :

� Il peut être défini comme « le processus biologique assurant la décomposition des

constituants organiques des sous-produits et déchets en un produit organique stable

riche en composés humiques : le compost » (Michel Mustin en 1987).

� Le compostage est un processus de décomposition et de transformation « contrôlées »

de déchets organiques sous l’action de populations microbiennes diversifiées évoluant

en milieu aérobie (Sharma et al., 1997). Des communautés différentes de micro-

organismes se succèdent lors du compostage, elles sont constituées majoritairement de

Bactéries, d’Actinomycètes, de Champignons (ou Mycètes), de Protozoaires ou

d’Algues (Tuomela et al., 2000, Hassen et al., 2001).

37

� Selon Gobat (1998), le compostage est une imitation accélérée de la dégradation

naturelle de déchets organiques qui met en œuvre, en les optimisant des processus

biologiques aérobies de dégradation et de stabilisation des matières organiques

complexes.

� Plus récemment, l’ITAB (Institut Technique de l’Agriculture Biologique) a donné sa

propre définition en 2000 « le compostage est un processus de décomposition et de

transformation « contrôlées » de déchets organiques biodégradables, d’origine végétale

et/ou animale, sous l’action de populations microbiennes diversifiées évoluant en milieu

aérobie ».

� Pour R.T Haug (1980): il s’agit alors de « la décomposition biologique et la stabilisation

des substrats organiques dans des conditions qui permettent le développement de

températures thermophiles, résultat d’une production calorifique d’origine biologique,

avec obtention d’un produit final suffisamment stable pour le stockage et l’utilisation

sur les sols sans impacts négatifs sur l’environnement. »

� Biochimiquement, le compostage est un processus de décomposition et de synthèse. Il

est souvent défini comme une bio-oxydation des matières organiques présentes,

provoquée par des micro-organismes indigènes en conditions contrôlées. En effet, dès

que les conditions physico-chimiques (aération, humidité, température) le permettent,

les micro-organismes constituent une flore complexe (bactérie, champignon, levures,

etc.…), qui se met en activité rapidement. Cette activité se traduit par une dégradation

microbienne aérobie de la matière organique solide générant une chaleur intense

responsable de la phase thermophile (élévation de la température des déchets à 70°C en

moyenne) (Michel Mustin en 1987).

La montée de la température et la compétition microbienne permettent une

hygiénisation du produit composté par une destruction des micro-organismes

pathogènes et exerce une sélection sur la diversité microbiologique du compostage

(de Bertoldi et al, 1983, Mustin en 1987)

IV-1-2- Compost

Le produit final du compostage, appelé techniquement « le compost » est de la « matière

humique stable, assainie, riche en matière organique et non nauséabonde, qui résulte du

compostage des biodéchets… » (CE. Document de travail 2001).Il est constitué de deux

fractions principales, une fraction organique stabilisée et une fraction minérale. L’action de

composter est donc de produire la matière organique de type humique stable (Michel Mustin,

1987).

38

IV-1-3- Matières organiques

Selon Michel Mustin, « parler de la matière organique (encore appelée matière carbonée), c’est

parler de la biochimie de la vie qui repose sur le carbone (C), véritable « brique » des

molécules organiques … ».

Autrement dit dans le langage courant, la matière organique peut être le compost, les cadavres

de petits animaux, les excréments, les plantes mortes…, résultats de l'activité des organismes

du sol ; ces molécules originaires du vivant jouent un rôle fondamental dans la structure et la

vie du sol qui n’en possède que quelques pourcentage (0.5 à 10% en général).

IV-1-3-1- L’humus

En se décomposant, la matière organique libère dans le sol des minéraux utiles à la nutrition

des plantes. Cependant, elle joue un second rôle agronomique celui d’amendement : seule la

matière organique végétale est génératrice d’humus. Ce dernier est une famille de

macromolécules aromatiques, qui provient de la transformation des composants

lignocellulosiques du végétal, sous l’action de la microflore (champignons…) et de la faune

(vers de terre) du sol (processus d’humification). Ces molécules organiques jouent entre autre

un rôle important dans la fertilité, la capacité de rétention en eau et la stabilité structurale du

sol.

En tant que réserve nutritive pour la plante, l’humus s’associe à l’argile pour former le

Complexe Argilo-Humique et influe ainsi, sur la capacité d’échange cationique du sol. De plus,

ce complexe agit comme stabilisateur du pH. Enfin, l’humus stable se dégrade très lentement,

mais il en disparaît cependant 2 à 3 % par an, soit 0.8 à 1.5 tonne à l’hectare.

IV-1-3-2- Le Complexe Argilo-Humique (CAH)

Le complexe argilo-humique est l’association argile-humus chargée négativement dont la

cohésion est assurée par le calcium échangeable Ca2+. Elle joue un rôle dans la structure du sol

et dans la nutrition minérale des plantes. Le CAH chargée négativement retient donc les

éléments chargés positivement (Ca2+, Mg2+, K+,…). Ces cations correspondent au réservoir en

éléments nutritifs du sol et s’ils ne sont pas retenus par le complexe argilo-humique, ils seront

alors lessivés, dégradés,…et donc indisponibles pour la plante.

39

IV-1-3-3- La Capacité d’Échange Cationique (CEC)

Le complexe argilo-humique qui stocke les éléments minéraux nécessaires aux plantes est

responsable de la capacité d’échange cationique. Le CEC est la mesure de la quantité d’ions

positifs qui peuvent se fixer de façon réversible à une argile ou à une molécule d’humus.

Autrement dit, elle traduit le pouvoir de fixation du sol vis à vis les éléments nutritifs chargés

positivement. Ainsi, un bon complexe argilo-humique possède un CEC équilibrée ce qui

permet aux plantes de puiser leur nourriture facilement dans le sol.

A titre d’exemple, 1g d’humus fixe environ 5 fois plus de cations qu’1g d’argile. La capacité de

fixation de 2% d’humus en moyenne dans un sol équivaut à celle de 10 % d’argile. Pour un sol

renfermant 20 % d’argile, la teneur en matière organique devrait au moins être de 1.4 % pour

que les effets structurants soient perceptibles.

IV-2- POURQUOI COMPOSTER ?

Le compostage permet de transformer un matériau en fin de vie, le déchet, en un produit

utilisable, le compost. Au-delà de la qualité intrinsèque en éléments agronomiques (fertilisant

organique), l’intérêt du compost réside aussi sur sa valeur amendante. Il s’agit de l’aptitude des

composts à entretenir ou à augmenter le stock de matières organiques des sols donc une

amélioration de la fertilité des sols. En effet, l’épandage d’un amendement organique laisse

espérer des effets positifs sur le sol entre autre :

-L’amélioration de la stabilité et la structure du sol. En effet, parmi les différents éléments

minéraux présents dans le sol, les argiles s'associent à la matière organique du sol (l'humus) et

aux micro-organismes pour former, sous l'action stabilisatrice du calcium, le complexe argilo-

humique.

Sa structure en feuillet lui confère une puissante charge négative permettant à une certaine

quantité de cations libres de la solution du sol de s’y fixer (Ca2+, K+, H+, Na+ etc.). Le

complexe argilo-humique est ainsi un véritable réservoir d'éléments nutritifs pour la culture. La

formation d’agrégats stables rend ainsi le sol plus résistant à l’influence éolienne et hydrique,

par conséquent, moins soumis à l’érosion.

-La rétention d’eau et la porosité. L’eau disponible pour les végétaux grâce à l’utilisation d’un

compost correspond au double du volume d’eau pouvant être retenue par un sol minéral. Ainsi

en augmentant le taux d’humus du sol de 0,2 %, la quantité d’eau disponible pour la plante

croît de 0,5 % et la porosité du sol de 1%. L’amélioration de la porosité entraîne également une

meilleure aération du sol et ainsi le développement de l’activité biologique.

40

-L’ influence sur la chimie du sol. Les substances basiques du compost et les substances

humiques sont bénéfiques contre l’acidification du sol et le stabilisent chimiquement. Une

revitalisation des sols fortement dégradés et un développement de la végétation sont favorisés.

-L’ effet phytosanitaire décrit la faculté fongicide du compost. D’une manière générale le

compost contient des substances donnant plus de vigueur aux végétaux et augmentant ainsi leur

résistance vis à vis de certains agents pathogènes.

Par rapport à des déchets non compostés le compostage présente également un certain nombre

d’autres avantages :

-Le compostage permet de réduire les masses et les volumes d’environ 50% par rapport aux

déchets initiaux. Ces réductions sont dues à la minéralisation des composés organiques, à la

perte d’eau et à la modification de la porosité du milieu (Das et Keener, 1997 ; Eklind et

Kirchmann, 2000),

-La perte en matière organique entraîne également une concentration des éléments minéraux au

sein du compost (Kirchmann et Widenn, 1994) donc une augmentation de la biodisponibilité

des éléments fertilisants du sol;

-L’augmentation de la température permet la destruction des agents pathogènes. D’autres

facteurs qui restent à étudier pourraient intervenir (Stentiford, 1996; Sidhu et al., 1999).

IV-3- CLASSIFICATION DES DECHETS COMPOSTABLES

En théorie, tout déchet organique biodégradable est compostable. Le travail réalisé dans le

cadre de cette thèse ne portant que sur quelques échantillons de composts entre autres les

déchets verts comme des feuilles, des tontes de gazon et certains biodéchets comme les

Fractions Fermentescibles d’Ordures Ménagères (FFOM) : (pelures de fruits, épluchures de

légumes, reste du repas etc…), ensuite ceux des fumiers de bovins.

Par ailleurs, il existe plusieurs types de compost qui se caractérisent par leurs matières

premières et la technique de compostage utilisée.

Les substances compostables peuvent être classées de différentes façons :

-Selon leur nature chimique : déchets organiques : riches en azote ou riches en carbone,

déchets minéraux (adjuvants de compostage) : déchets basiques (calcaires, cendres...) ou sels

résiduaires (carbonate de calcium, sulfates, phosphates...) ;

-Selon leur état physique : déchets solides (ordures ménagères, bois, paille, boues

déshydratées...), déchets semi-solides (boues de station d’épuration...), déchets liquides

(lisiers agricoles, effluents agro-alimentaires, boues fraîches liquides...) ;

-Selon leur origine : déchets provenant de l’activité des ménages : ordures ménagères (OM)

comme les Fractions Fermentescibles d’Ordures Ménagères (FFOM), déchets provenant de la

41

distribution et des activités de service, déchets organiques des commerces agro-alimentaires,

déchets du secteur primaire : déchets agricoles (fumiers et lisiers, résidus de récolte, de

stockage...), déchets des industries extractives comme les mines de phosphates ou les

carrières de calcaires, de dolomies, de marbre..., déchets provenant du traitement des

effluents liquides et gazeux : boues de traitement des liquides (boues d’épuration des eaux

usées domestiques, des eaux résiduaires agro-alimentaires, matières de vidange décantées...) ou

boues du traitement des cendres volantes.

IV-4- PRINCIPALES TECHNIQUES DE COMPOSTAGE

Si on considère le processus d’évolution naturel des matières organiques sur le sol (litière de

feuilles dans une forêt par exemple), on remarque qu’il possède des similitudes avec le procédé

de compostage, mais il s’en distingue aussi par le simple fait que les conditions du milieu sont

contrôlées et font évoluer la matière organique de façon différente par rapport au milieu

naturel. On aboutit ainsi au compost qu’il faut considérer comme un cas particulier de sol actif

très riche en matière organique en évolution, et pauvre en éléments minéraux figurés.

Cette double valeur du compostage (phénomène naturel mais adapté, contrôlé par l’homme) va

lui donner toutes ses particularités. Le principe du compostage va donc reposer à la fois sur des

phénomènes biologiques naturels mais aussi sur des paramètres précis qui vont permettre à

l’homme de contrôler l’évolution du processus biologique et de l’orienter si nécessaire.

Aussi, les techniques de compostage varient selon le type et la quantité de déchets à traiter.

Elles sont rustiques dans les systèmes traditionnels utilisés par le secteur informel, modernes et

souvent mécanisées voire même robotisées à l’échelle industrielle. Le rôle de la technologie

dans le compostage est clairement défini : les différents moyens techniques servent à améliorer

et à accélérer ce processus biologique naturel. Pour ce faire, on cherche à optimiser l’activité

des micro-organismes en régulant les paramètres principaux (température, humidité, et

aération) et en améliorant la qualité du substrat à composter (nutrition).

Il existe donc différentes techniques de compostage. Le choix du procédé et de la technologie

est fonction de la situation locale : nature, quantité et disponibilité des déchets, ainsi que du

coût de production incluant main d’œuvre, énergie et eau.

Les principaux systèmes de compostage actuellement sont :

-compostage en andain,

-compostage en récipient clos

-vermicompostage

42

IV-4-1- Compostage en andains ou en tas

IV-4-1-1- Andain ou en tas sans aération

Ce système consiste à mettre les matières en tas et à n’est plus y toucher. C’est le plus simple et

les moins couteux mais c’est aussi celui qui pose le plus de problèmes et qui donnent une

moins bonne qualité de compost. Les matières doivent être mélangées uniformément et la

teneur en eau doit être optimale. Dans ce cas la circulation d’air est déficiente et peu causer des

problèmes d’anaérobiose. Il arrive que les températures ne soient pas suffisantes pour détruire

les agents pathogènes. Les problèmes d’anaérobiose peuvent causer des odeurs gênantes et si le

compost est saturé, l’eau peut être alors causer des problèmes de lessivage.

Figure n°08: Tas d’un compost (source : FAO, 2002)

IV-4-1-2-Andains retournés

Le compostage en andains retournés consiste à placer un mélange de matières premières dans

de longs tas étroits appelés andains remués ou tournés de façon régulière. Le retournement

introduit ainsi des espaces d’air et d’oxygène dans l’andain. Il permet aussi de déplacer les

matières en surfaces vers le milieu de l’andain augmentant ainsi les chances que toutes les

matières contenues dans l’andain soient exposées à des températures élevées pour détruire les

agents pathogènes. Il est très important de suivre un programme de retournement. La fréquence

de retournement est fonction du taux de décomposition, du taux d’humidité et de la porosité des

matériaux, ainsi que de la durée désirée de compostage. Comme le taux de décomposition est

plus important au début du processus, la fréquence de retournement diminue au fur et à mesure

que les andains mûrissent.

43

IV-4-1-2-Andains aérés passivement

Avec la méthode des andains aérés passivement, de l’air est fourni aux composts par des tuyaux

perforés, enfoncés dans l’andain, qui élimine la nécessité du retournement. Les extrémités des

tuyaux sont ouvertes et l’air circule ainsi dans les tuyaux et à travers l’andain en raison de

l’effet de tirage créé par les gaz chauds qui s’élèvent hors de l’andain. Comme les matières

premières ne sont pas retournées quand les andains sont achevés, celles-ci doivent être

parfaitement mélangées préalablement à leur mise en andain. Il est crucial d’éviter le

compactage des matières lors de la préparation des andains.

IV-4-1-3-Tas statique aéré

La méthode du tas statique aéré utilise le système d’aération par tuyau mais est plus avancée,

car elle utilise un ventilateur pour fournir de l’air au compost. Le ventilateur offre un contrôle

direct du processus et permet de travailler avec des tas plus importants, sans retournement après

le début du compostage. L’air est aspiré ou soufflé à travers le tas. Le tas n’étant pas retourné

par la suite, la sélection et le mélange initial des matières premières sont cruciaux afin d’éviter

une mauvaise répartition de l’air et un compostage irrégulier. Le mélange a également besoin

d’une bonne structure afin de conserver sa porosité tout au long de la période de compostage.

Pour le compostage statique en tas, l’air peut être fourni de deux façons: un système

d’aspiration avec l’air aspiré à travers le tas ou un système de soufflage grâce au ventilateur

injectant de l’air dans le tas.

Figure n°09 : Tas statique aéré (Source : FAO, 2005)

IV-4-2-Compostage en récipient clos

Le compostage en récipient fait référence à un ensemble de méthodes qui confinent les matières

à composter dans un bâtiment, un container ou un récipient. Ces méthodes sont basées sur

l’aération forcée et des techniques de retournement mécanique qui visent à accélérer le

44

processus de compostage. De nombreuses méthodes combinent les techniques des andains et

des tas aérés dans le but de surmonter les faiblesses et exploiter les avantages de chaque

méthode.

Ainsi le tableau ci après, nous récapitule les avantages et les inconvénients de chaque procédé

de compostage

Tableau n°03 : Tableau comparative des avantages et inconvénients des différentes

techniques de compostage

Techniques de

compostages

Avantages inconvénients

Andain ou en tas

sans aération

-gestion de lots,

-facilité de mise en œuvre,

-moindre coût

-sensibilité aux conditions

extérieures,

-compostage lent,

-qualité de compost assez-

bon,

Compostage en

andain retourné

-gestion des lots,

-qualité des mélanges,

-facilité de mise en œuvre,

-qualité des arrosages


extérieures,

-plus onéreux dans le cas de

retourneur tractés

Compostage aéré

passivement

-gestion des lots,

-pas de retournement,

-automatisation de l’aération

-non homogénéité de

mélange,


extérieures

-qualité de compost assez-

bon

Tas statique aéré -gestion des lots,

-automatisation de l’aération,

-Pas de retournement,

-compostage très rapide

-plus onéreux,

Compostage en

récipient clos

-gestion des lots,

-Automatisation de l’aération,

-possibilité d’évoluer vers un site

couvert,

-gestion des risques d’odeurs

(possibilité de couverture),

-compostage plus ou moins rapide

-coût des investissements,

-passage préférentiel de

l’oxygène dans les tas qui

nécessite de faire un

retournement au chargeur,

-difficulté de mise en œuvre

45

Dans le contexte de la Région Atsinanana (Madagascar), nous préconisons pour commencer les

techniques de compostage à petite échelle ou compostage type artisanal utilisant exclusivement

des matériels légers (brouette, pelle, fourche, machette, etc.), ce qui réduit considérablement les

besoins en maintenance. Le compostage en andain retourné avec aération naturelle semble être

bien adapté du fait que c’est une technique de compostage simple donc facile à mettre en œuvre

et surtout pour son coût moins onéreux pour la plupart des exploitants paysans malagasy. C’est

ce procédé simple et rustique que nous essayons de rationnaliser par l’usage optimal d’un

activateur de compost (le sulfate d’ammonium) afin d’obtenir une performance technique

comparable voire plus avec l’usage d’un autre procédé plus sophistique tel que le procédé

accéléré par aération forcé.

IV-4-3- Vermicompostage

Le terme vermicompostage (ou lombricompostage) se réfère à l’utilisation de vers pour

composter les résidus organiques (Cf. figure n°10). Les vers peuvent consommer pratiquement

tous les types de matière organique et peuvent absorber l’équivalent de leur propre poids par

jour. Les turricules (excréments) des vers sont riches en nitrates, et en formes disponibles de P,

K, Ca et Mg. Le passage à travers les vers de terre favorise la croissance des bactéries et

notamment des actinomycètes dont la teneur dans les déjections de vers de terre est six fois

supérieure à celle du sol d’origine (FAO, 2005).

Figure n°10: Utilisation de vers en lombricompostage (source : NOVA Envirocom, 2006)

IV-5- PROCESSUS DU COMPOSTAGE

Le processus du compostage est similaire à celui de l’humification naturelle des résidus

organiques en substances humiques dans les sols. C’est sûrement pour cette raison que le

compostage est traditionnellement associé à une pratique naturelle de décomposition des

déchets. Le compostage est qualifié de biologique par l’intervention des micro-organismes dans

46

la dégradation de la matière organique contenue dans les déchets et d’hygiénique par la montée

en température détruisant les germes pathogènes et les virus.

Quelques semaines à quelques mois de décomposition naturelle convertissent les déchets

organiques en un produit, le compost, pouvant être utilisé pour la fertilisation des terres

agricoles. La matière organique peut alors subir deux types de processus : une minéralisation

complète jusqu’au CO2 ou une humification et une production de substances humiques (Cf.

Figure n°11).

Figure n°11 : Processus de compostage (source : Florence CHARNAY, 2005)

IV-5-1-Les phases du compostage

Comme nous avons signalé lors du paragraphe précédent, le compostage est accompagné de la

production de chaleur. Il est largement admis depuis longtemps que la chaleur générée au sein

du compost est essentiellement d’origine biologique, c’est-à-dire due à l’activité microbienne

(Waksman et al. 1939). Des oxydations chimiques exothermiques peuvent également prendre

part à l’échauffement du compost. Mais l’origine abiotique de l’échauffement est considérée

négligeable devant l’origine biologique, lorsque les températures n’atteignent pas des valeurs

très stressantes pour l’activité microbienne (plus de 80°C) (Finstein et Morris M.L. 1975;

Miller et al., 1989). L’évolution schématique de la température au sein du compost permet de

définir quatre (04) phases au cours du compostage

47

Figure n°12 : Les quatre phases du compostage (source : www. Compostage.info)

-Phase mésophile est la phase initiale du compostage. Durant les premiers jours de

compostage, la présence de matières organiques facilement biodégradables entraîne une forte

activité microbienne (bactéries et champignons) générant une forte production de chaleur et une

montée rapide de la température (jusqu’à 30-40°C en quelques heures, au maximum en

quelques jours) au cœur du compost.

-Très vite la température atteint des valeurs de 60°C voire 75°C. Cette phase est appelée phase

thermophile car seuls les micro-organismes thermorésistants (essentiellement des bactéries)

peuvent survivre à ces hautes températures. Au cours de cette phase, une part importante de

matière organique est perdue sous forme de CO2, et un assèchement du compost lié à

l’évaporation de l’eau est souvent observé.

-A la phase thermophile succède la phase de refroidissement. La diminution de la quantité de

matières organiques facilement dégradables provoque un ralentissement de l’activité

microbienne. La chaleur générée par la dégradation microbienne est alors inférieure aux pertes

dues aux échanges surfaciques et à l’évaporation, entraînant un refroidissement du compost.

Cette phase de refroidissement peut être très progressive ou au contraire très rapide en fonction

des conditions climatiques ou de la taille du tas de compost par exemple. Au cours de cette

phase, des micro-organismes mésophiles colonisent à nouveau le compost.

- Au cours de la dernière phase appelée phase de maturation, les processus d’humification

prédominent, ainsi que la dégradation lente des composés résistants. Cette phase de maturation

dure jusqu’à l’utilisation des composts.

Les deux premières phases (phase mésophile et thermophile) qui sont des phases de

dégradation des matières organiques sont regroupées sous le nom de fermentation (du latin

48

fermentation signifiant altération), correspondant à une phase de dégradation intensive de la

matière organique. S’il s’agit effectivement de processus de dégradation de la matière

organique, il ne s’agit pas au sens strict d’une fermentation (métabolisme énergétique au cours

duquel le substrat est dégradé en anaérobiose), car par définition, le compost doit évoluer en

conditions aérobies. Mais par extension, le terme fermentation définit les modifications

chimiques du substrat liées à l’activité microbienne, tant en aérobiose qu’en anaérobiose

(Dictionnaire d’Agriculture – Conseil International de langue française, 1999). Certains auteurs

parlent même de fermentation aérobie. Ce terme de fermentation est très utilisé dans le milieu

du compostage (Sugahara et Ionoko, 1981; Harada et al, 1981; Godin P. 1981; Iglesias-Jimenez

et Perez- Garcia, 1989).

Signalons également que cette vision des quatre phases du compostage est avant tout une vision

théorique qui représente ce qui se passe au cœur du compost. L’évolution de température au

sein d’un compost dépend de la production interne de chaleur et des échanges avec l’extérieur.

Un tas de compost est un milieu hétérogène, qui a des surfaces d’échange avec le milieu

extérieur, des zones de tassement, et des gradients de température et d’humidité (Miller et al,

1989; Fermor, 1993). Pour réduire cette hétérogénéité et favoriser la biodégradation, un travail

du compost est souvent réalisé, généralement durant la phase de dégradation: retournement,

arrosage et criblage. Ce travail entraîne fréquemment une reprise de l’activité microbienne,

traduite par des remontées de la température.

IV-5-2- Aspect microbiologique du compostage

IV-5-2-1- Les micro-organismes mis en jeux

Le compostage est un processus biologique qui fait intervenir de nombreux micro-organismes

pour décomposer la matière organique : ils constituent la flore microbienne du compostage.

Le processus naturel du compostage est conduit par l’ensemble de la microfaune présente

initialement dans le substrat. Il est inutile de l’inoculer, la réaction se développera elle même,

surtout avec du fumier, très riche en micro-organismes. Trois catégories de microorganismes

sont responsables de la majorité des réactions :

� Les bactéries

Elles sont actives pendant tout le compostage et en particulier au cours de la phase thermophile.

Leur grande vitesse de multiplication permet une colonisation rapide de tout le substrat.

49

� Les actinomycètes

Les actinomycètes se multiplient lentement. Ils entrent en action plus tardivement que les

bactéries et les champignons. Ils sont actifs dans les derniers stades du compostage et

notamment pendant la maturation. Ils s’attaquent tout particulièrement à la cellulose,

l’hémicellulose et la lignine.

� Les champignons

Les champignons ne sont présents que lorsque la température est inférieure à 50 °C. Ils sont

aussi les seuls à pouvoir survivre dans un compost plus sec. On les retrouve donc en périphérie

des tas en compostage. Ils agissent surtout sur des matières qui résistent aux bactéries faute

d’appareillage enzymatique adapté. Ils sont donc indispensables au compostage et

complémentaires de ces dernières. Ces trois catégories représentent 95% des facteurs

responsables du compostage. Les algues et les protozoaires ont une activité très secondaire.

IV-5-2-2- Leur interaction au cours du compostage

Ces différents organismes ne vivent pas dans les mêmes conditions de température et ne se

nourrissent pas tous des mêmes éléments (Cf. Figure 12). Ils ne forment pas une chaîne

trophique car ils ne se nourrissent pas directement les uns des autres. Mais en se nourrissant,

ces organismes produisent de nouvelles matières qui sont consommées par d’autres. La

composition des matières organiques change donc en permanence au cours du compostage de

même que les communautés vivantes.

Le processus de digestion débute dès la mise en tas du substrat. Les bactéries sécrètent des

enzymes qui lysent les parois cellulaires de la matière organique. Une fois le contenu cellulaire

digéré, il ne reste qu’une structure molle qui sera attaquée plus tard par les actinomycètes.

Au cours de cette phase, les bactéries consomment énormément d’oxygène. Celui-ci est

apporté en aérant le substrat par retournement ou insufflation d’air. Les matières structurantes,

qui résistent au tassement, permettent une oxygénation passive du tas.

Une autre conséquence de l’activité intense des micro-organismes est l’élévation de la

température. La lyse des macromolécules en éléments simple libère de la chaleur qui élève la

température du tas. Elle peut atteindre voire dépasser les 80 °C. Mais on ne cherche pas à

atteindre des températures aussi élevées pour éviter la carbonisation. On doit faire en sorte de

maintenir le compost à une température juste supérieure à 60 °C pendant quelques jours ou

50°C pendant trois semaines. Cette élévation de température va permettre de détruire les

germes pathogènes et les graines d’adventices.

50

Cette phase s’accompagne d’une réduction importante du volume de substrat en compostage.

Les premiers jours, cette réduction est due au tassement des tas sous l’action de leur propre

poids. Après c’est la dégradation de la matière organique avec émission de CO2 et de vapeur

d’eau qui entraîne à la fois une réduction de volume et de masse.

Une fois que toute la matière est décomposée, les réactions ralentissent et les bactéries meurent

petit à petit. Le tas perd de la chaleur au contact de l’air et sa température diminue

progressivement. Les champignons recolonisent le milieu accompagnés par les actinomycètes.

La température se stabilise autour de 30°C durant toute la phase de maturation. C’est au cours

de cette phase que l’humus est fabriqué. Plus la maturation dure longtemps, plus les molécules

qui constituent les matières humiques sont ramifiées et longues et plus l’humus est stable.

IV-5-3- Principaux paramètres du compostage

Lors du compostage, la décomposition des matières organiques s’effectue comme dans les sols,

suivant des chaines de transformation naturelle. Les principaux paramètres du compostage sont

ceux qui influencent les conditions de vie des microorganismes, ses paramètres agissent

simultanément, ce sont : le taux d’oxygène lacunaire, l’humidité, la température et les

caractéristiques et/ou conditions physico-chimiques des matériaux mise en compostage. La

qualité finale du compost dépend donc de l’interaction entre ces quatre paramètres.

IV-5-3-1- Le taux d’oxygène lacunaires

Il est défini comme le pourcentage d’oxygène dans l’air de l’espace lacunaire dans un tas de

compost, il dépend de la granulométrie et la forme des particules organiques ainsi que de la

quantité d’eau présente. Ce taux d’oxygène est essentiel pour le métabolisme des

microorganismes aérobies. La vitesse du compostage dépend de la vitesse de transfert

d’oxygène des lacunes vers les microorganismes.

En effet, les matériaux organiques nécessitent d'importantes quantités d'oxygène pour être

digérés. Comme le montre l'équation de réaction suivante :

C6H12O6 + 6 O2 + 6 H2O→ 6 CO2 + 12 H2O + Energie

IV-5-3-2-L’humidité ou la teneur en eau du substrat

L’eau est nécessaire à la vie des êtres vivants qui interviennent dans le compostage. Une teneur

minimale est donc requise pour assurer leurs besoins en eau. Une bonne humidité est donc

primordiale pour que l’activité des microorganismes soit plus importante, ce qui accélère le

51

processus de compostage. Le taux optimal d’humidité pour un substrat donné est déterminé par

le taux maximal d’espace lacunaire qui n’entraine pas d’inhibition de l’activité des

microorganismes (Mustin, 1987).

En outre cette humidité joue également un rôle prépondérant dans le transport des particules,

assurant ainsi un meilleur contact entre les fractions organiques et la flore microbienne (Canet

et Pomares, 1995). A titre indicatif, le taux d'humidité doit se situer aux alentours des 50 - 60%.

Il s'obtient par des analyses à l'aide d'une étuve et du matériel adéquat.

Pendant le compostage, la teneur en eau varie :

-elle augmente à cause des réactions chimiques d’oxydation de la matière organique.

Globalement on peut écrire :

CaHbOcNd + O2 → CO2 + H2O

Matière organique + oxygène → gaz carbonique + eau

-elle diminue à cause simultanément de l’élévation de température (évaporation) et de

l’aération (perte de vapeur d’eau par aération forcée ou par retournement)

IV-5-3-3-Température

Ce facteur est un paramètre majeur du compostage, une température minimale est nécessaire à

l’activité des micro-organismes et à la dégradation.

Venglovsky et al., (2005) rapportent qu’une température supérieure à 55°C permet

l’hygiénisation, entre 45 et 55°C, elle favorise la biodégradation et qu’entre 35 et 40°C elle

améliore la diversité des micro-organismes. Une température voisine de 20°C ou supérieure à

82°C inhibe, voire arrête cette activité microbienne (Liang et al., 2003).

Le suivi de la température est une mesure indirecte de l’intensité des dégradations. Il renseigne

également sur la qualité du processus de dégradation : un épuisement en oxygène peut ainsi être

décelé puis corrigé par des apports complémentaires (retournement). De plus, ce suivi

caractérise au début du processus la qualité du mélange. Les variations des montées en

température sont fonction de l’aération et de la composition du substrat

IV-5-2-4- Les conditions physico-chimiques des substrats :

Les substrats organiques possibles de composter sont extrêmement variables dans leur

composition chimique et ceci va influer sur le déroulement du compostage. En effet, les micro-

organismes, par l’action des enzymes qu’ils produisent, décomposent la matière organique en

éléments simples, appelés nutriments qu’ils vont utiliser pour leurs propres besoins, leur

fonctionnement (reproduction, croissance...). Les quantités de ces nutriments dans le milieu

52

vont donc varier en fonction des besoins du moment des micro-organismes et on distingue alors

à ce niveau plusieurs indicateurs d’évolution du compostage à savoir :

les rapports entre éléments majeurs (carbone, azote, phosphore, potassium et soufre), plus

particulièrement le rapport carbone/azote ou C/N, le pH, les taux de matière sèche et de matière

organique.

Le rapport C/N : Il mesure les proportions relatives en carbone et en azote, nutriments

essentiels à la vie des micro-organismes. Le C/N optimal, en début de compostage, que l’on

trouve dans la littérature est assez variable et se situe dans l’intervalle (20 - 30). Pour approcher

cette valeur optimale, on essaie de mélanger plusieurs types de substrats ayant des C/N

différents et qui sont généralement inaptes à être compostés seuls. On peut citer le gazon qui à

un C/N très bas (riche en azote) ou le bois dont le C/N est élevé (beaucoup de lignine). Ce

rapport décroît constamment au cours du compostage, pour se stabiliser dans un compost fini

vers 10 et 20.

Les rapports entres les autres éléments majeurs comme N/P, N/K etc.

Vis-à-vis des autres macronutriments, on considère généralement que leurs teneurs ne doivent

pas être limitantes et elles sont rarement mesurées. Les teneurs optimales azote/phosphore

varient entre 2 et 5, pour le potassium 0,2 à 0,5%. Pour les autres éléments majeurs comme le

soufre, le calcium et le magnésium, les teneurs limitantes sont extrêmement rares.

Le pH : Le pH n’a pas d’influence majeure sur le procédé de compostage (la plage optimale se

situant autour de la neutralité, entre 6,5 et 8,5). Mais le pH des milieux de compostage va varier

énormément : initialement il va dépendre des substrats. On constate alors une baisse du pH.

Cette acidification est due à la production d’acides organiques (dégradation des sucres simples)

et à la production de CO2 en début de compostage. Le pH remonte ensuite et redevient basique.

Le contrôle du pH est souvent utile en fermentation et parfois indispensable : il permet de

suivre le processus et ultérieurement de l’orienter favorablement.

Evolution quantitative et qualitative de la matière minérale et de la matière organique du

substrat au cours du compostage : pendant le compostage, le volume total et la masse ne font

que diminuer. Cette décroissance est due à plusieurs facteurs :

-il y a diminution du volume par tassement au cours du temps et par fragmentation du substrat

(destruction progressive des particules) ;

-il y a diminution de la masse totale à humidité constante par diminution de la masse de matière

organique (dégradations accompagnées de pertes de carbone par départ du gaz carbonique et de

composés volatiles). Parallèlement, l’élévation de température entraîne des pertes d’eau par

évaporation. Sur le plan densité, ces deux diminutions se compensent en partie : la densité

finale est surtout fonction de la teneur en eau du compost, et de la proportion d’agrégats stables.

53

En moyenne, on estime que la perte de matière organique, pour un rapport C/N de départ

optimal, varie entre 35 et 50 %.

Les réductions augmentent avec le pouvoir fermentescible des déchets mis à composter.

On étudie tout particulièrement la granulométrie du compost, c’est à dire la mesure de la

dimension des particules d’un mélange. Par extension, c’est la proportion relative de répartition

des particules dans différents intervalles de dimensions. Comme il a été précisé précédemment,

l’aération est un paramètre prépondérant des fermentations au cours du compostage et la

présence d’oxygène est directement liée au pourcentage d’espaces lacunaires (porosité) dans le

compost : or ce pourcentage est fonction de la granulométrie. Si la granulométrie est trop fine,

elle provoque un « étouffement » du tas, si elle est trop grossière elle peut être synonyme de

dessèchement dû à des circulations d’air importantes : un broyage des déchets est donc

nécessaire pour obtenir une granulométrie favorable et un bon mélange des produits.

Dans la réalité, ces paramètres majeurs (composition, activité microbiologique et oxygène,

température, pH) interviennent en même temps au cours du compostage et non pas séparément.

Leur action résultante, pour une aération et une humidité optimale, détermine l’allure des

courbes d’évolution des substrats en fonction du temps. Le contrôle de ces paramètres tout au

long du processus de compostage est essentiel et doit être respecté : leur maîtrise permet de

mener à bien l’évolution de la matière organique et d’obtenir un compost de qualité.

IV-6-EVOLUTION DES PRINCIPALES CARACTERISTIQUES PHYSICO-

CHIMIQUES DU COMPOST AUCOURS DU COMPOSTAGE

Comme nous avons signalé lors du paragraphe précédent, le processus de compostage engendre

des modifications des principales caractéristiques physico-chimiques des matériaux

compostés.

Le présent paragraphe nous indique donc les grandes tendances de l’évolution des

caractéristiques physico-chimiques les plus classiquement suivies au cours du compostage. Il

s’agit des teneurs en eau, matière organique, carbone organique, azote, rapport C/N ainsi que

le pH, et la Capacité d’Echange Cationique (CEC). La présentation plus détaillée de l’évolution

des caractéristiques de la matière organique des composts fera l’objet du paragraphe suivant.

IV-6-1- Teneur en eau

Au cours du compostage, l’augmentation de la température entraine l’évaporation d’une partie

de l’eau contenue dans le mélange. L’intensité de ces pertes varie selon les caractéristiques des

54

matériaux compostés et les conditions de compostage. Des pertes de l’ordre de 50% du taux

d’humidité sont fréquemment mesuré (Canet et Pomares, 1995)

IV-6-2- Matière organique

La matière organique d’un compost est constituée principalement des matières organiques plus

ou moins dégradées des déchets compostés. La biomasse microbienne représente moins de 5%

de la masse totale de matière organique d’un compost (Annabi, 2001).

La minéralisation importante de la matière organique entraîne une diminution des teneurs en

matières organiques au cours du compostage. Les composts se caractérisent donc par des

teneurs en matière organique inférieures à celles des déchets bruts. La diminution relative de

matière organique (rapport entre la masse de matière organique perdue et la masse de matière

organique initiale) est très variable et dépend des conditions de compostage et de sa durée. Ces

pertes peuvent atteindre 20 à 60% de la matière organique initiale (Iannotti et al.,1994; Canet et

Pomares, 1995; Atkinson et al, 1996).

IV-6-3- Teneur en Carbone Organique Totale (COT) :

Le carbone organique est l’un des principaux constituants des déchets organiques compostés.

Le carbone total est composé du carbone organique total (COT) et du carbone minéral sous

forme de carbonates et bicarbonates. Le COT représente généralement plus de 90% du carbone

total des composts (Navarro et al, 1993). Les déchets bruts ont des teneurs en COT de 20 à 30%

pour les déchets verts (Riffaldi et al., 1986; Vallini et al., 1993), 25 à 50% pour les ordures

ménagères (Garcia et al., 1992; Avnimelech et al., 1996) et 30 à 40% pour les boues (Garcia et

al., 1992; Diaz-Burgos et al., 1993; Ayuso et al., 1996; Bernal et al., 1998a).

La minéralisation du compost correspond à une diminution de la COT au cours de la

dégradation biologique du substrat (Houot al, 2002).

Cette diminution a eu lieu généralement au cours de la phase thermophile. La cause principale

de cette diminution est l’utilisation par les microorganismes des substances organiques

indispensable à leur métabolisme, conduisant à leur minéralisation en oxyde de carbone CO2

(Francou, 2003). Les composts se caractérisent donc par des teneurs en matière organiques

inférieures à celles des déchets d’origine.

Selon les déchets, et le procédé de compostage, les taux du carbone dans le compost final

peuvent présenter des fortes disparités. Des teneurs en carbone organique entre 10 et 30% sont

fréquemment observées dans la bibliographie (Serra-Wittling, 1995 ; Francou, 2003).

55

IV-6-4- L’azote

Lors du compostage, une partie de l’azote organique des déchets est minéralisée. En fin de ce

processus, une augmentation de la teneur en nitrates (NO3-) est fréquemment observée

(Sanchez-Monedero et al, 2001 ; Francou, 2003).

L’azote total représente généralement 1 à 4% de la masse sèche totale des composts, et est

composé à moins de 10% d’azote minéral (Hirai et al, 1986; Willson, 1989; Kapetanios et al.

1993; Canet et Pomares, 1995; Bernal et al, 1998b; Brinton et Evans, 2000). Lors du

compostage, des pertes d’azote sont possibles, soit par lessivage des nitrates dans le cas de lots

du compost non protégés des intempéries, soit par volatilisation d’ammoniac NH3 ou d’oxyde

nitreux (N2O). Les émissions de NH3 qui représentent les principales pertes, sont étroitement

corrélées au pH et à la présence d’acides gras volatils. Elles ont lieu lors de la phase de

dégradation intensive. En condition optimale d’aération, la montée du pH entraîne une

transformation de NH4+ en NH3 volatile. A l’inverse, des conditions d’oxygène limitant

provoquent une augmentation de la teneur en acides gras volatiles, d’où une diminution du pH,

et un blocage de l’azote sous forme de NH4+ (Michel et Reddy, 1998).

IV-6-5- Rapport C/N

Il est largement connu que la biodégradabilité d’un déchet organique est dépendante de son

rapport C/N. Comme le laissent prévoir les diversités observées sur les teneurs en carbone et en

azote des déchets, les valeurs de C/N varient nettement selon la nature du substrat. Plusieurs

auteurs (Mustin, 1987 ; Leclerc, 2001) considèrent qu’un rapport compris entre 25 et 40 permet

un compostage satisfaisant. D’une façon générale, le rapport C/N diminue au cours de la phase

de fermentation pour se stabiliser à la fin du processus entre 10 et 20.

IV-6-6- pH

Le pH oriente les réactions du compostage en favorisant certaines espèces de micro-

organismes. Un pH acide est propice au développement des bactéries et champignons en début

de compostage, alors qu’en pH basique se développent plutôt les actinomycètes et les bactéries

alcalines. La plupart des bactéries qui interviennent dans le compostage ont leur optimum

compris entre des pH de 6 à 8, tandis que les champignons sont plus tolérants à des pH de 5 à

8.5 environ.

Au cours du compostage, plusieurs processus sont susceptibles de faire varier le pH de la masse

organique (Mustin, 1987 ; Hellmann et al., 1997 ; Tuomela et al., 2000). L’acidification peut

56

avoir plusieurs origines : elle peut résulter de la production d’acides organiques à partir des

glucides, des lipides ou d’autres substances, selon la réaction ci-dessous:

Substrat organique →R-COOH → R-COO- + H+

Ces acides se dissocient en solution aqueuse et peuvent s’accumuler jusqu’à acidifier fortement

le substrat. Ainsi, la production de CO2 lors de la dégradation aérobie contribue à l’acidification

du milieu par sa dissolution dans l’eau, ce qui génère l’acide carbonique selon la réaction :

CO2+H2O→ H+ + HCO3 -

Cette acidification du milieu peut faire chuter le pH jusqu’à 4 (Hellmann et al., 1997).

D’autre part, l’alcalinisation du milieu serait le résultat soit d’une production ammoniacale à

partir de la dégradation des amines (protéines, bases azotée), soit de la libération des bases

intégrées auparavant à la matière organique.

L’évolution du pH au cours du compostage renseigne sur les différentes phases du processus

microbiologique en cours (acidification en phase mésophile par exemple). Ainsi, la mesure du

pH est indispensable au cours du compostage, elle permet de suivre un processus fermentaire,

ou même de l’orienter favorablement en le contrôlant (Mustin, 1987).

D’après Godden (1986) et Gobat et al, (1998), a la fin de compostage (phase de maturation), le

pH s’équilibre vers la neutralité [7,5-8,5].

On distingue en général quatre (04) phases d’évulotion du pH durant le processus de

compostage (voir Figure ci-après) :

-phase d’acidogénèse (I) : le pH diminue. La flore produit beaucoup de CO2 et d’acides

organiques en début de phase thermophile,

-phase d’alcalinisation (II) : le pH augmente. Il y a une hydrolyse bactérienne de l’azote

protéique et organique, ce qui produit de l’ammoniac,

-phase de stabilisation du pH (III) : le rapport C/N diminue, les réactions deviennent plus

lentes. De l’ammoniac a été perdu par volatilisation (surtout avec un pH > 8) et l’azote est

utilisé par les microbes pour la néosynthèse de composés humiques

-phase stable (IV), proche de la neutralité : le compost est en voie de maturation.

Cette stabilité est due aux réactions lentes et au pouvoir tampon de l’humus.

57

Figure n°13 : Courbe d’évolution du pH pendant le compostage (d’après Poincelot, 1974 , cité par EYHERAGUIBEL Boris, 2004)

IV-6-7- Capacité d’Echange cationique (CEC)

La capacité d’échange cationique (CEC) est largement présente dans la bibliographie sur le

compost. Elle représente la quantité maximale de cations (ions positifs) que la matrice peut

adsorber. La CEC évolue dans le même sens que le pH du fait de la libération de charges

négatives avec l’augmentation du pH (Duchaufour, 1997). Pouvant être inférieure à 40 en début

de compostage, la CEC augmente au cours du compostage et atteint des valeurs supérieures à

60 meq/100g (Iglesias-Jimenez et Perez-Garcia, 1989; Saharinen, 1998).

IV-7- CARACTERISTIQUES DE LA MATIERE ORGANIQUE DES COMPOSTS ET

LEUR EVOLUTION AU COURS DU COMPOSTAGE

Au sein du compost, on distingue généralement les substances non-humiques et les substances

humiques. Les substances non-humiques sont des composés aux caractéristiques chimiques

reconnaissables dont la majorité provient des résidus de constituants organiques végétaux,

animaux ou microbiens, molécules retrouvées dans les boues et les déchets verts.

58

Ce sont les constituants de ces résidus organiques qui forment la matière organique du

compost. Ainsi, on peut distinguer des glucides, principalement la cellulose et les

hémicelluloses, ainsi que la lignine, constituants les plus abondants des plantes et donc des

déchets verts, mais aussi, les lipides, les protéines, les tanins, la cutine ou la subérine, etc...

Les substances humiques sont des composés organiques stables. L’humification de la matière

organique contribue à la diminution de la biodégradabilité de la matière organique des

composts, souvent appelée stabilisation. La formation de l’humus, ou humification, consiste en

des recombinaisons de molécules organiques de nature diverses :

- molécules complexes déjà présentes dans le sol ;

-molécules simples venant directement de substrats organiques récemment dégradés par la flore

et la faune du sol. Cependant, leur structure moléculaire est encore mal connue et leur

définition peu précise.

IV-7-1- Substances non humiques : structure et dégradation

Une variété importante de composés organiques constitue, dans des proportions variables, les

matières initiales présentes dans les composts. Leurs structures, leurs rôles et leurs

métabolismes, au sein du compost, sont exposés ci-dessous.

IV-7-1-1-Les glucides

Les oses, monosaccharides ou « sucres simples » sont très présents dans les végétaux, et donc

dans les biodéchets (Francou, 2003). Ces monosaccharides, facilement métabolisables, sont

dégradés en début de compostage (Lynch, 1992).

Les polysaccharides constituent la forme principale des glucides dans la matière organique en

décomposition (Stevenson, 1994). Ce sont des homopolymères, résultant de la condensation

d’un grand nombre de monosaccharides. Les polysaccharides d’origine végétale les plus

abondants sont la cellulose et les hémicelluloses

Figure n°14: Cellulose (selon Kögel Knabner, 2002)

59

IV-7-1-2- Hémicellulose

Les hémicelluloses sont des constituants végétaux qui accompagnent la cellulose dans la

constitution du bois. Mais contrairement à la cellulose, les hémicelluloses sont des

hétéropolysaccharides. En effet, elles sont constituées de divers monosaccharides incluant

principalement des hexoses tels que le glucose, le mannose et le galactose ainsi que des

pentoses tels que le xylose et l’arabinose (Lynch, 1992). Les molécules d’hémicelluloses sont

plus ou moins ramifiées et présentent un degré de polymérisation plus faible que celui de la

cellulose

Figure n°15: Exemple d’une unité d’hémicellulose : Arabino-4-O-méthyl-glucurono-

xylane (Extrait de Kögel- Knabner, 2002)

IV-7-1-3-La lignine et le complexe lignocellulosique

La ligninocellulose est un complexe formé de polymères de lignine, de cellulose et

d’hémicelluloses. Les fibres de cellulose peuvent être étroitement liées aux hémicelluloses et à

la lignine par des liaisons hydrogène ou des liaisons covalentes, ester ou éther (Kogel-Knabner,

2002).

La lignine est une macromolécule complexe composée d’unités de type phénylpropanoïde. Ce

polymère aromatique participe à la rigidité de la paroi cellulaire et rend les plantes plus

résistantes à l’attaque des organismes pathogènes. Les trois unités primaires de la lignine sont

l’alcool p-coumarylique, l’alcool coniférylique et l’alcool sinapylique. Le pourcentage de ces

unités varie selon les végétaux.

Figure n°16: Structure des précurseurs de la lignine. (I) : Alcool p-coumarylique ; (II) :

Alcool coniférylique ; (III) : Alcool sinapylique ; d’après Kögel-Knabner (2002)

60

La lignine résulte de la polymérisation de sous-unités liées entre elles par trois liaisons

majeures : les liaisons arylglycérol-β-aryléther qui peuvent représenter jusqu’à 50% des

liaisons et en moindre proportions les liaisons carbone - carbone et les liaisons

Phénylcoumaranes.

Figure n°17: Structure des liaisons principales dans la lignine (Extrait de Kögel-Knabner,

2002)

IV-7-1-3-Les protéines

Les protéines peuvent avoir des rôles très divers (structure, transporteur, hormone, enzyme…)

qui les a rendues ubiquistes dans le monde vivant et c’est pourquoi celles-ci sont retrouvées

dans les biodéchets. Les protéines jouent un rôle majeur dans la théorie ligninoprotéique de

formation des substances humiques (Stevenson, 1994) où les composés aminés réagissent avec

la lignine modifiée, mais aussi dans le cas des réactions de Maillard dans lesquelles des

glucides et des composés aminés se condensent (Maillard, 1913).

IV-7-1-4-Les lipides

Comme les protéines, les lipides ont un rôle très important dans la nature et se retrouvent ainsi

dans les biodéchets et notamment dans les boues de station d’épuration (Dignac et al., 1998).

La dégradation de ces lipides est très variable, la plupart sont rapidement dégradés pendant le

compostage mais les plus complexes sont particulièrement récalcitrants (Francou, 2003).

IV-7-1-5- Terpènes et stéroïdes

Les terpènes sont des polymères de l’isoprène de formule brute C5H8. Les terpènes sont très

présents dans le règne végétal. Les monoterpènes (C10H24) sont principalement les constituants

odorants des essences végétales (pinène, menthol, limonène,…). Les diterpènes (C20H32)

61

contiennent notamment l’acide abiétique (colophane) constituant principal de la résine de pin et

utilisé pour l’encollage de papier. Les élastomères comme le caoutchouc font partie des

terpènes (plus de 1000 motifs isoprènes).

IV-7-1-6-Tannins

Les tannins ont des structures polyphénoliques. Ils regroupent des composés de structure et de

masse molaire variables. Ce sont surtout les champignons qui sont aptes à dégrader les tannins

(Duchaufour, 1997), mais globalement les tannins sont supposés être une source importante de

composés résistants à la dégradation microbienne (Derenne et Largeau, 2001).

IV-7-1-7-Cutines

Les cutines sont des structures considérées plutôt aliphatiques, même si des études récentes

ont montré la présence notable de composés aromatiques (Derenne et Largeau, 2001). Elles

sont présentes dans les cuticules (membranes) des plantes (Baldock et Nelson, 2000). Le

caractère réfractaire face à la dégradation microbienne n’est pas bien déterminé.

IV-7-2- Substances humiques

Quand on parle de compost ou de compostage, on parle souvent de stabilisation de la matière

organique et de fabrication d’humus ou de composés humiques. Ces composés sont très

nombreux et variés et obtenus dans des conditions très diverses.

Ce paragraphe se propose de faire le point des connaissances sur l’humus et les substances

humiques. Rappelons que les substances humiques sont le résultat des processus

d’humification.

L'humification est une transformation de la matière organique pendant laquelle de nouvelles

molécules sont élaborées par voie microbienne et physico-chimique : les substances humiques.

Pour cette raison, l’étude des phénomènes d’humification ou de stabilisation de la matière

organique lors du compostage s’appuie sur la théorie générale de formation des substances

humiques. Cette thématique est étudiée depuis plus de deux siècles et fait l’objet de très

nombreux travaux, conduisant à des visions parfois divergentes. Ce qui suit ne vise pas à faire

un état de l’art détaillé et complet sur la formation des substances humiques mais rappelle les

principales théories concernant les processus d’humification et les structures des substances

humiques, et servira de base de réflexion et d’interprétation des analyses concernant la

stabilisation des composts.

62

D’un point de vue biochimique, les composés humiques sont constitués de cycles organiques

aromatiques et de chaînes carbonées latérales dites aliphatiques (Mustin, 1987).

Ils se distinguent par :

- le poids moléculaire

- le pourcentage des différents groupements chimiques fonctionnels

- la viscosité et la tension superficielle

Selon cette classification, les différents composés humiques qui existent sont :

- les acides fulviques

- les acides humiques

- l’humine

Les acides fulviques

Ils ont un poids moléculaire (p.m.) plus faible que les autres composés humiques ; celui-ci peut

varier de l’ordre de 100 à plus de 100.000 (Mustin, 1987). Soltner (1996) ne donne pas les

mêmes limites de poids moléculaire et découpe cette classe des acides fulviques en trois sous-

classes distinctes :

-les acides créniques, solubles dans l’eau, avec un poids moléculaire faible variant de100 à 500,

-les hématomélaniques, solubles dans l’alcool, d’un poids moléculaire intermédiaire de500à

900,

- les acides fulviques, solubles dans l’acide chlorhydrique, de 900 à 2.000 de poids moléculaire.

Les acides fulviques ont des noyaux aromatiques peu condensés (voir Figure n°18 ), avec une

trame extérieure lâche et désorganisée de chaînes aliphatiques et acycliques, et avec divers

composés organiques (Mustin, 1987).

Ils sont solubles dans l’eau dans toutes les conditions de pH (Tuomela et al., 2000).

Les acides fulviques semblent jouer un grand rôle dans les capacités de rétention en eau et dans

la mouillabilité des sols.

Les acides humiques

Leur poids moléculaire peut aller de l’ordre de 1.000 à plus de 1.000.000 pour Mustin (1987) ;

de 1.000 à 100.000 pour Soltner (1996), qui distingue en outre les acides humiques bruns (d’un

poids moléculaire variant de 1.000 à 10.000) des acides humiques gris (50.000 à 100.000 de

p.m.). Ils ne sont pas solubles dans l’eau en conditions acides (Soltner, 1996 ; Tuomela et al.,

2000). Ils comprennent des noyaux aromatiques (voir Figure n°18) qui semblent être organisés

en couches, noyaux sur lesquels se fixent des chaînes aliphatiques et certainement divers

composés organiques (glucides, protéines ou polypeptides, acides organiques…) (Mustin,

1987).

63

L’humine

Son poids moléculaire est de l’ordre de 500.000 (Soltner, 1996) et peut atteindre l’ordre du

1.000.000 (Mustin, 1987). Elle n’est pas soluble quelles que soient les conditions de pH et les

solvants (Soltner, 1996; Tuomela et al., 2000). Elle a une structure similaire (Mustin, 1987) à

celle des acides humiques (voir Figure n° 18: noyaux aromatiques en couches sur lesquels se

fixent des chaînes latérales et des composés organiques).

Figure n°18: Nature biochimique des composés humiques (d’après Soltner, 1996)

Aussi, Baldock et Nelson (2000) ont fait une synthèse des différents travaux portant sur les

substances humiques et proposent les définitions suivantes :

-Substances humiques: ensemble des molécules organiques qui ne sont pas des biomolécules.

Les biomolécules comprennent les polysaccharides et sucres, les protéines et acides aminés, les

acides gras, les lipides et la lignine.

-Acides humiques: composés organiques qui sont solubles dans une solution alcaline mais

précipités par acidification de l’extrait alcalin.

-Acides fulviques: composés organiques qui sont solubles dans une solution alcaline et restent

solubles par acidification de l’extrait alcalin.

-Humine: composés organiques qui sont insolubles dans une solution alcaline.

IV-7-2-1- Minéralisation et humification

La matière organique peut suivre deux voies : la minéralisation ou l’humification.

La minéralisation est une assimilation par les organismes du compost des composés

organiques comme source d’énergie et comme élément pour leur métabolisme, au cours de

laquelle la matière organique est transformée en composés minéraux (CO2, N2, etc…). La

vitesse de minéralisation est très fortement dépendante, d’une part, de la nature des composés

organiques et des facteurs environnementaux tels que l’aération ou l’humidité, de la

température, du pH et, d’autre part, de l’accessibilité des micro-organismes à la matière

64

organique. La nature des composés organiques influe considérablement sur la vitesse de

minéralisation. Par exemple, la lignine n’est totalement minéralisée que par les champignons de

la pourriture blanche. La biodégradabilité de la matière organique diffère d’un composant à

l’autre. Alors que les glucides et les composés azotés sont rapidement minéralisés (De Bertoldi

et al, 1983), la lignine, la cutine, la subérine et les tanins condensés présentent une résistance

intrinsèque plus ou moins grande, liée à leur structure chimique qui réduit leur biodégradabilité.

L’humification est l’ensemble des processus de transformation de la matière organique

engendrant la formation des substances humiques. Après plus de deux cents ans d’étude, les

mécanismes de leur synthèse ne sont toujours pas résolus. Les théories classiques de

l’humification présentent les processus d’humification soit comme des processus purement

biologiques, soit comme des processus biologiques suivis de processus purement chimiques

(Stevenson, 1994).

La Figure schématise ainsi les quatre voies théoriques classiques de formation des substances

humiques.

Figure n°19 : Les quatre voies de l’humification (Stevenson, 1994)

-La voie 1 : est strictement chimique et est connue sous le nom de la réaction de Maillard.

Glucides réducteurs et acides aminés, sous produits du métabolisme microbien, se condensent

sans catalyse enzymatique et conduisent à des mélanoïdes de couleur brun.

-La voie 2 : privilégie la formation de polyphénols par les micro-organsimes à partir de

composés non ligniques. L’oxydation enzymatique de ces polyphénols en quinones est suivie

d’une polymérisation produisant les substances humiques.

-Dans la voie 3 : les acides et aldéhydes phénoliques, produits de la dégradation microbienne

de la lignine, sont convertis en quinones sous l’action d’enzymes. Ces quinones ensuite

polymérisent en présence ou absence de composés aminés et forment les substances humiques.

65

-La voie 4 : est appelée théorie ligno-protéique développée par Waksman (1936). Les

composés aminés des micro-organismes réagissent avec les lignines modifiées. Les lignines

sont dégradées de façon incomplète, provoquant une perte des groupes méthoxyl (OCH3), la

génération de O-hydroxyphénols, et l’oxydation des composés aliphatiques conduisant à la

formation de groupes COOH.

La théorie classique de synthèse des substances humiques, popularisée par Waksman,

présentant les substances humiques comme des lignines modifiées (voie 4) est devenue

obsolète pour de nombreux auteurs selon Stevenson (1994).La majorité de la communauté

scientifique actuelle privilégie les mécanismes impliquant les voies 2 et 3, c’est-à-dire les

mécanismes impliquant des polyphénols et des quinones. Une schématisation de ces théories

est représentée par la figure ci-dessous. Dans ce modèle, la première étape est la réduction des

macromolécules végétales, y compris la lignine, en leurs monomères. Certains d’entres eux

polymérisent sous l’action d’enzymes ou spontanément dans certaines conditions et produisent

des molécules plus complexes.

L’ordre de formation des substances humiques, dans ce cas, est :

Acides fulviques => acides humiques => humines (Stevenson, 1994). Ce modèle est

l’inverse de celui impliquant la théorie ligno-protéique où la condensation des résidus de

lignine modifiée et de composés aminés, conduit à la formation d’acides humiques qui se

fragmentent en acides fulviques.

Figure n°20 : Représentation schématique de la formation des substances humiques par la théorie polyphénolique (Stevenson, 1982).

66

Pour résumer, différents types de réactions conduisent à la production de substances humiques.

Ainsi, une origine multiple est suspectée (Stevenson, 1994), même si la voie majeure de

formation de ces substances semble être constituée par les réactions de condensation impliquant

des polyphénols et des quinones. Cependant le nombre de précurseurs est élevé et le nombre de

voies dans lesquelles ces composées peuvent se combiner est incommensurable.

IV-7-2-2- Intérêt de l’étude de l’humus

L’un de l’intérêt principal de l’étude des substances humiques est de pouvoir étudier la

minéralisation de l’azote des composts une fois incorporé au sol agricole. En effet, la

minéralisation de l’azote organique sera dépendante de l’état de stabilité de la matière

organique et de l’équilibre initial entre carbone et azote dans le produit. La cinétique de

minéralisation de l’azote renseigne sur la disponibilité de l’azote de l’amendement au champ

après apport.

� Humus et stabilisation de l’azote

L’azote organique représente la quasi-totalité de l’azote du sol. Les protéines, les polypeptides

et les acides aminés libérés par leur hydrolyse ne représentent que 20 à 50% de l’azote total du

sol (Mustin, 1987), les 50 à 80% restant proviendraient donc des composés humiques.

Au niveau moléculaire, au cours de l’humification, l’azote est stocké dans des composés

organiques complexes et en particuliers dans des substances humiques (Leclerc, 1995 ; Veeken

et al., 2000). Cet azote se trouve d’abord dans les chaînes latérales sous forme aminée (voir

Figure n°21) et s’incorpore au fil de l’humification dans le noyau aromatique sous forme

aminée ou sous forme hétérocyclique, la seconde forme étant plus difficile à libérer que la

première.

Figure n°21 : Incorporation de l’azote dans les composés humiques au cours de

l’humification (d’après Soltner, 1996)

67

L’azote est ainsi un composé structurant de l’humus, au même titre que l’oxygène.

C’est grâce à ces deux atomes que des « ponts chimiques » (voir Figure n°22) sont réalisés

entre les noyaux aromatiques (phénols, quinone). La formation de ces ponts permet

l’agrégation des cycles aromatiques et la condensation des composés humiques évolués

(Soltner, 1996).

Figure n°22: Rôle particulier de l’azote dans l’architecture des composés humiques et influence de l’architecture sur la stabilité de l’azote (d’après Soltner, 1996)

Il est important de savoir comment sont fabriquées ces substances humiques, puisque la

minéralisation potentielle de l’azote des composts sera liée à la nature biochimique de ces

composés.

Ainsi, les substances humiques peuvent être classées selon leur richesse en azote (Mustin,

1987) :

- les acides humiques sont les plus riches en azote (5%, variant de 3,5 à 6%),

- viennent ensuite les acides fulviques (2 à 3,5%),

- et enfin l’humine avec environ 1%, voire moins.

� Humus et autres éléments et/ou composés chimiques

Le phosphore, les composés phosphorés inorganiques et le soufre n’ont pas de rôle structurant

dans l’humification, ce qui ne les empêche pas de créer des liaisons solides avec les humus

pour créer des humophosphates, avec l’intervention du calcium, du fer et de l’aluminium. Ces

humophosphates jouent ainsi un rôle important (quoique encore mal éclairci) dans la nutrition

phosphatée des plantes. Les éléments soufrés jouent un grand rôle dans la fertilité des sols

(Mustin, 1987), en particulier dans le développement des microorganismes.

En outre, de nombreux composés sont présents et/ou accompagnent les composés humiques.

On peut noter en particulier les glucides (simples et complexes) et les composés organiques

azotés, phosphorés et soufrés (Mustin, 1987).

68

IV-7-2-3- Autres propriétés des substances humiques

Le rôle et l’importance des substances humiques dans les sols, et en particulier de l’humus, sont

prouvés depuis longtemps (Thomann, 1964, rapporté par Ndira Victor, 2006). Par leur

présence dans tous les milieux, leurs multiples propriétés, réductrices, tensioactives et surtout

leur pouvoir « séquestrant » (adsorbant, complexant, chélatant) vis-à-vis de composés

organiques et minéraux (métaux et pesticides entre autres) leur confèrent un rôle essentiel dans

la solubilisation, l’accumulation, la biodisponibilité, la dégradabilité, le transport et les

échanges de ces composés dans les eaux, les sols et les sédiments (Busnot et al, 1994). Comme

l’indique Eyheraguibel (2004) la nature acide des groupements fonctionnels confère aux

substances humiques un caractère de poly-électrolytes de type anionique dont résultent leurs

propriétés complexantes vis-à-vis des ions métalliques. Stevenson (1982) résume dans le

Tableau ci-après, les différentes propriétés des substances humiques.

Tableau n°04 : Propriétés générales des substances humiques et leurs effets dans le sol

(Source : STEVENSON, 1982)

69

IV-7-3-Evolution de la composition biochimique de la matière organique des composts au

cours du compostage

En fractionnant la matière organique en quatre familles biochimiquement différentes selon le

protocole de Van Soest (1967) (fraction soluble, cellulose, hémicellulose et lignine), Chefetz

(1996) et Francou (2003) observe une diminution de la cellulose au cours du compostage et

une concentration de la fraction assimilée aux lignines. Ainsi pour un compost à base

d’ordures ménagères, Francou (2003) observe une diminution de la proportion de la matière

organique présente sous forme cellulosique, passant de 39% de la matière organique à 26% en

trois mois de compostage. Comme la cellulose, la part d’hémicellulose a diminué de 11% de la

matière organique à 2%. En revanche les proportions de fraction soluble et lignine ont

augmenté, la fraction soluble passant de 33 à 45% de la matière organique du compost et la

teneur en lignine de 17 à 27% de la matière organique du compost.

Le fractionnement dit humique de la matière organique des composts en trois classes de

solubilité différente en milieu acide et basique (acides humiques, acides fulviques et humines)

est aussi souvent utilisé pour évaluer l’évolution de la matière organique au cours du

compostage (Rolleto et al, 1985a ; Foster et al, 1993). Les acides fulviques sont alcalino-

solubles et acido-solubles alors que les acides humiques sont uniquement solubles en solution

alcalines. Les humines correspondent aux composés organiques insolubles en milieu alcalin.

La distribution relative du carbone dans ces différentes classes est souvent utilisée pour évaluer

le degré de stabilité de la matière organique des composts (Roletto et al., 1985a). Cette

méthode est une transposition à l’étude des composts, d’une méthode définie dans le

cadre de l’étude des sols.

Plusieurs rapports ont été utilisés pour évaluer des degrés d’humification. Le rapport le plus

utilisé est le rapport RH (CAH/CAF) , qui augmente au cours du compostage. Ce rapport est proche

de 0 pour des composts très jeunes et atteint pour des composts très stabilisés (autour d’un an

de compostage) des valeurs comprises entre 2 et 5 (Saviozzi et al., 1988; Inbar et al., 1990a;

Forster et al., 1993; Serra-Wittling, 1995; Provenzano et al., 1998) et même de 10 pour certains

composts à base de déchets verts (Adani et al., 1995). D’autres rapports comme le pourcentage

du carbone extractible sur le carbone total, le rapport du carbone sous forme humique sur le

carbone total sont également mentionnés dans la littérature (Sugahara et Ionoko, 1981; Roletto

et al., 1985b; Saviozzi et al., 1988).

70

IV-8- MATURITE ET STABILITE DU COMPOST

La notion de maturité est citée comme une donnée primordiale à connaître pour optimiser

l’utilisation des composts. Beaucoup d’études ont eu pour objet la recherche d’indicateurs

permettant d’évaluer rapidement et efficacement le degré de maturité des composts. Mais le

sens du terme de maturité reste souvent assez flou. La maturité est considérée par certains

auteurs comme un synonyme de stabilité biologique, alors que d’autres considèrent qu’un

compost est mûr dès lors qu’il ne présente plus aucun risque pour la culture. L’absence d’un

consensus sur la définition du terme de maturité et des études souvent réalisées sur des

composts précis, compostés dans des conditions précises, conduisent souvent à des résultats

divergents sur la fiabilité des différents indicateurs de maturité des composts.

Au cours de ce paragraphe, la notion de maturité est discutée avant de présenter les principales

techniques d’investigation permettant d’évaluer des niveaux de maturité et les résultats qui leur

sont associés.

IV-8-1-Qu’est-ce qu’un compost mûr ?

Bien que fréquemment cité dans la littérature sur le compost, le terme de maturité reste souvent

ambigu. Dans la majorité des articles, la maturité n’est soit définie que de manière implicite,

soit pas définie du tout. Seuls quelques auteurs donnent des définitions explicites et parfois

différentes de la maturité (He et al., 1992; Becker et Kotter, 1995; Wu et al., 2000; Houot et

al., 2001). La signification précise de la notion de maturité est importante pour le choix des

expériences à réaliser afin de l’évaluer. Dans la littérature, deux approches peuvent être

distinguées.

La première s’appuie sur la définition même de la maturité : un produit mûr est un produit qui

« a atteint son développement complet ». Or le compostage est la transformation d’une matière

organique très instable, c’est-à-dire fortement biodégradable, en une matière organique stable,

c'est-à-dire, d’une biodégradabilité similaire à celle de la matière organique d’un sol. Selon

cette approche, un compost est mûr si sa matière organique est stable, cette condition étant

nécessaire et suffisante. C’est à dire que tout compost stable est un compost mûr. Le degré

de maturité du compost est alors estimé par l’étude de la biodégradabilité de sa matière

organique (Nicolardot et al., 1982; Iglesias-Jimenez et Perez-Garcia, 1989; Becker et Kotter,

1995; Robertson et Morgan, 1995; Houot et al., 2001).

La seconde approche considère qu’un compost est mûr dès lors que son utilisation n’entraîne

pas de préjudice pour les plantes (Rynk, 2003). Partant de cette définition, les auteurs font la

différence entre un compost stable et un compost mûr. Un compost est mûr s’il a une matière

71

organique stabilisée et s’il ne présente aucun effet inhibiteur pour les plantes. La stabilité

de la matière organique est alors une condition nécessaire mais non suffisante. Dans cette

situation le meilleur indicateur de maturité d’un compost est l’estimation de son impact sur la

plante (Spohn, 1978; Zucconi et al., 1981; de Bertoldi et al., 1983; Nicolardot et al., 1986;

Iannotti et al., 1994; Avnimelech et al., 1996; Chefetz et al., 1996 ; Helfrich et al., 1998; Wu et

Ma, 2001).

IV-8-1-1- Stabilité biologique de la matière organique, une condition nécessaire de maturité

Quelle que soit l’approche considérée, un compost mûr doit obligatoirement avoir une matière

organique stable. Comme nous l’avons vu précédemment, la stabilité est l’opposée de la

biodégradabilité. La méthode de référence pour évaluer la stabilité d’un compost est le

suivi de l’activité respiratoire d’un sol auquel le compost est incorporé. Cette activité

respiratoire est généralement estimée par le dégagement de CO2 au cours d’incubations à 25-

30°C de composts préalablement séchés et homogénéisés (Robertson et Morgan, 1995; Bernal

et al., 1998c; Garcia-Gomez et al., 2003). Les composts immatures, riches en composés

facilement biodégradables, entraîneront une minéralisation rapide du carbone durant les

premiers jours d’incubation. Ceci conduit à penser que des incubations de 21 voire 7 jours

peuvent être suffisantes pour évaluer le degré de stabilisation des composts (Morel et al.,

1986).

Les quantités de carbone minéralisé au cours des incubations dépendent de l’origine des

composts (procédé et déchets) et de l’âge du compost. Pour des déchets urbains non

compostés, 50% du carbone peut être minéralisé après 5 mois d’incubation, alors qu’une

minéralisation de 17% obtenue avec un compost d’ordures ménagères âgé de 4 mois permet de

considérer le compost mûr (Morel et al., 1986). En 70 jours d’incubation, Bernal et al.(1998b)

mesurent des minéralisations de 40% à 90% du carbone initial pour des composts de déchets

ménagers échantillonnés en début de compostage et considérés immatures, et de 10% à 40%

pour les mêmes composts échantillonnés en fin de compostage et considérés mûrs. Ayuso et al.

(1996) ne mesurent qu’une minéralisation de 10% du carbone apporté des déchets à base

d’ordures ménagères et de boues, en 70 jours d’incubation.

Signalons cependant qu’aucune référence bibliographique fixant des niveaux de stabilité n’a été

trouvée. Les travaux mettent généralement en évidence les composts très instables dont

l’incorporation au sol entraîne une très forte augmentation de l’activité microbienne et les

composts très stables dont l’incorporation au sol ne modifie pas l’activité microbienne. Les

situations comprises entre ces deux extrêmes correspondent à une gamme continue de

72

stabilisation. Ces situations intermédiaires rendent difficile la comparaison de résultats tirés

d’études distinctes.

IV-8-1-2-Phytotoxicité et maturité

La simple considération de la stabilité ne permet pas de prendre en compte l’éventuel effet

dépressif pour une plante lié à l’incorporation au sol d’un compost. Les tests de phytotoxicité

restent le seul moyen pour évaluer la toxicité d’un compost (de Bertoldi et al, 1983). Les

différents tests sont :

- Les tests de croissance de plantes (Hirai et al, 1986; Garcia et al, 1992; Helfrich et al, 1998),

- Les tests de germination (Zucconi et al, 1981; Garcia et al, 1992 ; Wu et al, 2000),

- Les tests de développement racinaire (Zucconi et al, 1981; Brinton et Evans, 2000).

Ces tests sont réalisés au laboratoire sur des végétaux divers (cresson, tomate, tabac etc…) et

les doses de compost incorporé varient généralement de 0 à 100%. Les causes possibles de

phytotoxicité sont nombreuses : échauffement racinaire et immobilisation de l’azote dus à la

stimulation de l’activité microbienne du sol, forte salinité, excès d’ammoniac, présence

d’acides organiques comme l’acide acétique probablement libéré par les composts immatures,

le plus préjudiciable bien qu’il existe également d’autres composés (acétaldéhyde, éthanol,

acétone, éthylène…) contribuant aux effets phytotoxiques, présence de pathogènes ou de

métaux (Hirai et al, 1986; Iglesias-Jimenez et Perez-Garcia, 1989; Garcia et al, 1992; Abad

Berjon et al, 1997). En effet, les composts mûrs ne doivent pas présenter de substance

empêchant la germination des graines et la croissance des plantes. La plupart des effets

dépressifs sont donc la conséquence directe d’un manque de stabilité. Plusieurs études montrent

que la stabilisation des composts entraine une diminution du risque de phytotoxicité (Zucconi

et al., 1981; de Vleesschauwer et al., 1981; Nicolardot et al., 1986; Helfrich et al., 1998; Hartz

et Giannini, 1998; Itavaara et al., 2002). Mais des composts fortement stabilisés peuvent

également présenter une certaine phytotoxicité, certainement à cause de leur salinité qui elle,

n’est pas liée à la stabilité de la matière organique (Hirai et al, 1986; Garcia et al, 1992). Un

indice de germination (GI) de 50% est reconnu comme étant celui d’un compost sans effet

phytotoxique (Chikae et al., 2007).

De plus, l’effet dépressif des composts n’est pas lié uniquement aux caractéristiques des

composts. Il est aussi fonction des doses appliquées (de Haan, 1981; Abad Berjon et al., 1997),

et des cultures pour lesquelles ils servent d’amendements (Iannotti et al., 1994). Pour Chen et

Inbar (1993) ou Hartz et Giannini (1998), « la signification de la maturité dépend de l’usage

que l’on fait du compost ». Ceci a même conduit Blanco et Almendros (1997) à la notion de

compost « post-mature », caractérisant un compost très stabilisé ayant dépassé le niveau de

73

stabilisation permettant le développement optimal des végétaux sur lesquels sont réalisés les

tests.

IV-8-2- Recherches de la maturité

De très nombreuses méthodes d’évaluation de la maturité existent allant des plus rudimentaires

au plus sophistiquées. Une première approche sensorielle permet de juger de son stade de

maturité. Il doit ressembler à du terreau tant par sa couleur « noire foncée » que par son

absence odeur désagréable (Mbuligwe et al., 2002 ; Iglesias-Jimenez et Perez-Garcia, 1989).

Sa température en fin de processus doit être stable et voisine de la température ambiante

extérieure sans excéder 35°C (Harada et al.,1981) et au toucher sa texture doit être friable. Ces

méthodes rapides et simples doivent être complétées par des analyses plus précises en

laboratoire.

IV-8-2-1-Méthodes empiriques

La pratique du compostage est connue depuis extrêmement longtemps et différentes méthodes

empiriques ont permis aux utilisateurs de déterminer la maturité des composts bien avant

l’essor des sciences modernes. En effet, un compost ayant atteint son stade de maturité

comprend les caractéristiques suivantes :

- ne dégage pas d’odeur d’ammoniaque

- sa température est basse même si le compost est humidifié

- granuleux, foncé et odeur boisé agréable

- plus de distinction à l’œil nu du compost et des composés d’origine

IV-8-2-2- Caractéristiques physico-chimiques classiques

La majorité des études, relatives au degré de maturité des composts, se base sur l’évolution des

paramètres physico-chimiques tels que : le pH, le rapport C/N, le rapport N-N-NO3-/N-NH4

+, le

rapport d’humification, le taux de matière organique, le CEC

� Le pH

Le pH a été l’un des premiers indicateurs chimiques de la maturité des composts et a été utilisé

dans de nombreuses études. Jimenez et Garcia (1991) et Cayuela et al. (2006) ont en effet

observé une élévation du pH pendant le compostage. Selon Avnimelech et al. (1996), les pH

acides sont caractéristiques des composts immatures alors que les composts mûrs sont

74

caractérisés par des pH compris entre 7 et 9 (Roletto et al, 1985b; Forster et al, 1993;

Avnimelech et al, 1996).

� Le rapport C/N

Le C/N est un indicateur très utilisé dans l’étude des composts. Le C/N diminue au cours du

compostage et Roletto et al. (1985b) considèrent qu’une valeur inférieure à 25 caractérise un

compost mûr, alors que Iglesias-Jimenez et Perez-Garcia (1989), dans leur synthèse

bibliographique, considèrent qu’un rapport inférieur à 20 et même 15 est préférable. Mais

beaucoup d’auteurs considèrent que la valeur du C/N d’un compost n’est pas suffisante pour

déterminer sa maturité (Morel et al, 1986; Saviozzi et al, 1988; Serra-Wittling, 1995).

� Le rapport N-NO3-/N-NH4

+

Le rapport N-NO3-/N-NH4

+ est utilisé par certains auteurs comme indicateur de maturité. En

effet, l’apparition des nitrates dans le compost peut être un indicateur de maturité et Finstein

(1985) (cité par Iglesias-Jimenez et Perez-Garcia, 1989) définit le concept de maturité en terme

de nitrification, le compost étant considéré mûr quand des quantités appréciables de nitrates

apparaissent. Le rapport N-NO3-/N-NH4

+ est cependant peu utilisé et les résultats trouvés sont

très différents.

� Suivi du rapport d’humification RH (C AH/CAF)

Le fractionnement de la matière organique (en acides fulviques, humiques et humine) a conduit

certains auteurs à calculer des indicateurs de maturité à partir de ces différentes fractions. Le

plus courant est le rapport de la fraction humique sur la fraction fulviques (RH). Les études

montrent une augmentation significative de ce rapport au cours du compostage (Saviozzi et al,

1988 ; Francou, 2003). Des rapports inférieurs à 1 sont caractéristiques des composts

immatures (Roletto et al, 1985a ; Francou, 2003) et les valeurs doivent être supérieurs à 1,7 ou

3 pour les composts mûrs respectivement selon Foster et al (1993) et Francou (2003).

� Le taux de matière organique

Le dosage de la SOD et de la SOR (Substance Organique Décomposable et Substance

Organique Résistante) permet également évaluer le degré de maturité d’un compost, cette

méthode est plus ou moins rapide, plus ou moins fiable, nécessitant un appareillage plus ou

moins coûteux et un personnel plus ou moins qualifié

75

� Le CEC

Le processus d’humification produit des groupes fonctionnels et augmente l’oxydation de la

matière organique, provoquant ainsi un accroissement de la CEC. Selon Iglesias-Jimenez et

Perez-Garcia (1989), une CEC supérieure à 60 meq/100g de matière organique est nécessaire

pour pouvoir considérer le compost comme mûr. Mais Saharinen (1998) rapporte que la CEC

ne peut pas être utilisée comme indicateur de maturité des produits d’origine et de compositions

variées.

IV-8-2-3- Activités biologiques

� Mesures de la respiration

Les mesures de respirations reposent sur l’activité respiratoire des micro-organismes présents

dans le compost. Un compost immature est caractérisé par une demande en O2 et un taux de

production de CO2 importants, dus à une intense activité microbienne provoquée par la forte

biodégradabilité des substrats (Bernal et al., 1998; Lasaridi et Stentiford, 1998) contrairement à

un compost mature, plus stable et mois actif. De nombreux auteurs ont ainsi étudié les relations

entre l’activité des micro-organismes et le temps de compostage par différentes méthodes

respirométriques (Iannotti et al., 1994; Adani et al., 2001; Barrena, Gomez et al., 2005;

Tremier et al., 2005). Cette méthode est considérée comme la plus fiable car elle mesure

directement l'activité microbienne. Pour Scaglia (2000), un compost mûr consomme moins de 1

gramme d'oxygène par kg de matière organique par heure.

� Activités enzymologiques

Les enzymes importantes impliquées dans le processus de compostage incluent des cellulases,

des hémicellulases, des phénoloxydases, des protéases, des lipases, des phosphatases et leurs

activités évoluent en fonction de degré de décomposition de la matière organique. Ainsi, des

niveaux élevés d’activités protéase, lipase et cellulase ont été mesurés pendant la phase active

du compostage (Mondini et al., 2004; Goyal et al., 2005; Cunha- Queda et al., In Press).

Cependant, le compostage étant effectué à partir de substrats organiques très différents et par de

nombreux procédés, Mondini et al. (2004) estiment que l’établissement de valeurs seuils

générales d’activités enzymatiques comme indice de maturité est extrêmement difficile. En

effet, les activités enzymatiques mesurées à maturité sont spécifiques des composts testés.

Ainsi, ces auteurs affirment qu’il est nécessaire d’utiliser plusieurs enzymes et qu’il est

préférable d’effectuer une étude dynamique des activités enzymatiques tout au long du

compostage.

76

� Etude des communautés microbiennes

Les successions de communautés microbiennes au cours du compostage sont bien connues

(Mondini et Insam, 2003; Tang et al., 2004) et de nombreuses méthodes ont déjà été employées

dans le cadre de leur étude telles que l’analyse de l’ARN 16S ou 18S, l’étude des

acides gras des phospholipides (PLFA) ou l’analyse des profils quinones (Blanc et al., 1999;

Kurisu et al., 2002; Boulter-Bitzer et al., 2006). Un outil semble très prometteur : l’étude des

profils métaboliques par microplaque Biolog. Cette technique consiste à étudier la croissance

microbienne sur différentes sources de carbone, permettant ainsi de mettre en évidence

différents profils physiologiques ou community level physiological profiles (CLPP). Mondini

et Insam (2003) affirment que cette technique apparaît comme un indicateur prometteur du

degré de maturité mais ajoutent, néanmoins, que des améliorations méthodologiques sur la

standardisation de l’inoculum utilisé sont nécessaires.

� Test d’auto-échauffement ou Rottegrad test

Ce test mesure l’aptitude d’un déchet à monter en température lors de la dégradation de sa MO.

Une montée importante en température est synonyme d’une activité microbienne intense.

Ce test évalue la maturité d’un compost à travers le degré de décomposition de la matière

organique. Il consiste à mettre 1 kg de compost (déchet ayant un taux d’humidité optimal, fixé

à 60%) dans un vase isotherme Dewar de 1,5L en plongeant un thermomètre dans le tiers

inférieur du compost. Le vase est placé dans une enceinte thermostatée à 20 ± 1°C pendant 10

jours. Le degré de maturité du compost est déterminé sur la base de la température maximale

atteinte lors de l’incubation. Ce test est apparu en Allemagne vers la fin des années 70, et sert

actuellement de référence dans différents pays. La stabilité de la matière organique est estimée

par la température maximale obtenue par auto-échauffement d'un compost placé dans un vase

DEWAR. Ce test comporte une échelle d'indices allant jusqu'à cinq, quatre correspondants à un

compost mûr

- Degré de décomposition I : 60 < Tmax < 70°C Matière brute,

- Degré de décomposition II : 50 < Tmax < 60°C Matière fraîche,

- Degré de décomposition III : 40 < Tmax < 50°C Matière moyennement stable,

- Degré de décomposition IV : 30 < Tmax < 40°C Matière stable,

- Degré de décomposition V : 20 < Tmax < 30°C Matière très stable.

� Test Solvita®

Commercialisé sous le nom de test Solvita® (Woods Research® Management,USA), le test

Solivita® est basé sur la minéralisation du carbone et la volatilisation de l’ammoniac. Ce test

77

est réalisé sur des composts dont l’humidité est ajustée à un niveau correspondant à l’activité

microbienne optimale. Un indice global, à partir de deux indicateurs colorés, de 6 ou plus, sur

une échelle de1 à 8, correspond à un compost mûr. Changa et al. (2003), montrent que ce test

apporte d’utiles informations sur les concentrations excessives et toxiques d’ammoniac dans les

composts et concluent que la méthode Solvita® est un test simple et peu onéreux de la stabilité

des composts et de l’émission de NH3.

Tableau n° 05: Grille de détermination de l’indice de maturité Solvita®en fonction des indices CO2 et NH3 et interprétation (données du fabricant).

IV-8-2-4- Autres critères relevés dans la littérature

Il existe des tests basiques simples pour déterminer la maturité des composts. La stabilisation

de la température du compost traduit la fin de phase de dégradation intensive (Harada et al,

1981; Kapetanios et al, 1993). L’absence d’odeurs déplaisantes générées par l’émission de

composés organiques volatiles lors de la phase de dégradation intensive peut également être

utilisée (Iglesias-Jimenez et Perez-Garcia, 1989). Le changement de couleur des déchets au

cours du compostage a conduit certains auteurs à mettre en place des tests colorimétriques,

soit directement à partir des composts (Sugahara et al, 1979), soit sur des solutions de composts

(Morel, 1982). Mais ces tests ne s’appliquent généralement que sur un produit donné et

nécessitent le suivi de tout le procédé de compostage. L’ensemble de ces tests simples apparaît

trop peu généralisable et trop peu précis pour constituer des indicateurs standards et fiables de

maturité. La technique Chromatographie circulaire sur papier a été mise au point par PFEIFER

(Biochemical Research Laboratory, Spring Valley - USA) et testée par HERTELENDY. Son

principe est basé sur le fait que des substances différentes, dissoutes dans un même solvant

(solution de NaOH à 5%), présentent des affinités variables de migration capillaire sur une

surface absorbante (feuille ronde de papier filtre). Cette surface absorbante est prétraitée au

nitrate d'argent, qui sert de révélateur. La solution alcaline de compost est apportée goutte-à-

goutte au centre du papier filtre. Après migration de la solution, on laisse le chromatogramme

se développer en lumière atténuée. Un compost peu évolué est caractérisé par une image

78

sombre à la périphérie et une tache centrale claire ; un compost mûr montre au contraire une

tache centrale sombre avec traînées claires vers la périphérie.

Il existe d’autres méthodes plus complexes et peu utilisées comme l’estimation des lipides

extractibles (Dinel et al. 1996) et le suivi de l’évolution de la biomasse microbienne ou de

l’activité enzymatique au cours du compostage (Forster et al., 1993; Kostov et al., 1994). Les

méthodes utilisant l’analyse spectrales sont également utilisées par certains auteurs pour

déterminer la maturité des composts (Chen, 2003). Mais ces techniques sont délicates ou assez

lourdes et par conséquent ne peuvent servir d’outils pratiques pour l’estimation de la maturité

des composts.

Aussi le tableau ci-après récapitule les différentes méthodes d’évaluation de maturité des

composts

Tableau n° 06: Différentes méthodes d’évaluation de maturité des composts

79

IV-9- VALEURS AGRONOMIQUE DU COMPOST

La valeur agronomique des composts peut être définie comme l’aptitude des composts à

améliorer la fertilité du sol. Les composts sont en effet des produits riches en matières

organiques et également en composés minéraux (N, P, K, Mn, oligo-éléments,…) et à ce titre

sont susceptibles d’améliorer la fertilité du sol (Soumaré et al, 2003). Plusieurs travaux ont

d’ailleurs mis en évidence le gain qualitatif ou quantitatif occasionné par l’application de

compost sur un sol cultivé, en combinaison ou non avec un complément de fertilisant minéral

(Iglesias-Jimenez et Alvarez, 1993; N'Dayegamiye et al, 1997; Mamo et al, 1999). Cependant,

il est souvent difficile de voir si cette amélioration de la fertilité du sol est due à la présence

d’éléments minéraux fertilisants au sein du compost, à leur minéralisation progressive, à

l’amélioration des caractéristiques physiques du sol, etc…

Des tests en champ permettent d’estimer les bénéfices de l’apport de composts pour les sols et

pour les cultures (Rivero et al., 2004).

Pour évaluer plus rapidement cette valeur amendante, certaines méthodes sont utilisées : le

coefficient isohumique K1, l’indice de stabilité biologique (ISB) et la caractérisation

biochimique de la matière organique (CBM).

Le coefficient isohumique K1 (HÉNIN et DUPUIS, 1945) est le plus courant des outils de

caractérisation. Il indique la quantité d’humus stable formée par kg de matière sèche du produit

organique frais. Un produit avec un K1 élevé est un produit stable à haut pouvoir amendant,

alors qu’un K1 faible caractérise un produit organique à faible pouvoir amendant.

L’inconvénient majeur de la mesure du K1 dans sa mise en œuvre est qu’il exige un travail de

laboratoire lourd et long, avec des risques d’échecs importants.

Le calcul de l’indice ISB est une évaluation de la proportion de matière organique susceptible

de contribuer à l’entretien de la matière organique du sol. Francou (2003) explique que Linères

et Djakovitch (1993) ont mis au point cette méthode en reliant le niveau de stabilité de la

matière organique à la nature biochimique du matériau à partir de taux du carbone restant dans

le sol lors d’incubations de longue durée (150 jours) et en le reliant aux fractions biochimiques

suivantes : fraction soluble, hémicellulose, lignine obtenue par la méthode de Van Soest et

cellulose brute obtenue par fractionnement Weende. Par la suite, Robin (1997) a proposé un

autre modèle aboutissant à la détermination du taux de carbone restant dans le sol à long terme:

la CBM. Le calcul de la CBM est directement inspiré de celui de l’ISB avec pour différences

essentielles : le temps d'incubation qui passe à 40 jours, l'utilisation de la méthode de Van Soest

pour toutes les fractions et le fait que l'on tienne compte de la proportion de matières minérales

dans le produit de départ (Francou, 2003). Actuellement, ce potentiel de stockage de

carbone dans le sol après apport de MO est déterminé par l’indicateur de stabilité de la

80

matière organique (ISMO), l’élaboration de cet indicateur nécessite également l’utilisation

de données d’incubation (carbone minéralisé au bout de trois jours d’incubation), et les

résultats de fractionnement biochimique des produits organiques. Ce dernier est qualifié comme

un excellent outil pour classifier les amendements et appréhender leur comportement dans le

sol. Plus l’ISMO est élevé, plus le produit fournira de l’humus au sol.

Le présent paragraphe nous récapitule les effets des composts sur les sols, en insistant

particulièrement sur deux aspects : compost, en tant qu’amendement organique et compost, en

tant qu’un engrais organique. L’intérêt porté à ces deux caractéristiques dépasse le cadre de

l’augmentation de la fertilité des sols, puisqu’elles sont impliquées dans des problématiques

environnementales -lutte contre l’effet de serre additionnel dans le cas du carbone et pollution

des eaux dans le cas des nitrates.

IV-9-1-Le compost, un amendement organique

Les amendements organiques sont les matières fertilisantes composées principalement de

combinaisons carbonées d’origine végétale, fermentées ou fermentescibles, destinées à

l’entretien ou à la reconstitution du stock de la matière organique du sol. (Norme NF U 44-

051). Les amendements participent à l’entretien ou à l’amélioration des propriétés

physicochimiques et biologiques des sols.

IV-9-1-1- Le rôle d’un amendement organique sur le sol.

Les amendements organiques induisent un développement souvent considérable de la flore

microbienne, laquelle provoque, par voie enzymatique, la dégradation des substances

incorporées au sol. Des composés organiques de plus en plus simples sont alors formés alors

que simultanément s’élaborent les molécules humiques. C’est parmi toutes ces substances

produites que découle la structure du sol. Les amendements organiques (et donc la plupart des

composts) jouent ainsi par leur apport en matière organique stable, différents rôles sur le sol :

� Rôle physique : protection du sol, amélioration de sa structure, et de la capacité de

rétention en eau.

� Rôle chimique :

-En se minéralisant, le compost fournit des substances nutritives progressivement assimilables

par les plantes ;

-Augmentation de la capacité d’échange cationique : meilleure régulation du stockage et de la

fourniture des ions nutritifs aux plantes ;

-Adsorption des produits toxiques et des pesticides.

81

-Formation de complexes avec certains éléments traces (micro-polluants métalliques)

diminuant leur toxicité ;

-Le compost bien mûr évite une acidification du sol ou corrige l’acidité d’un sol par effet

tampon.

� Rôle biologique :

-La présence de micro-organismes divers dans le compost, augmente l'activité biologique du

sol qui fixe par exemple l'azote de l'air ou rend assimilable par les plantes du soufre, du

phosphore, des oligo-éléments,... contenu dans les roches (cette activité biologique favorisée,

répercute elle-même ces effets sur la structure du sol et ces capacités physiques et chimiques);

-Augmentation de la biomasse microbienne et de ses activités (respiration, synthèse

organique…) et des macro-organismes comme les vers de terre.

IV-9-2- Le compost, un engrais organique

IV-9-2-1-Définition

Les engrais organiques sont les matières fertilisantes dont la fonction principale est d’apporter

aux plantes des éléments directement utiles à leur nutrition (éléments fertilisants majeurs,

éléments secondaires et oligo-éléments) (Norme NF U 44-041)

IV-9-2-2-Le rôle d’un engrais organique

Les engrais organiques participent à la nutrition de la plante, directement (engrais passant dans

la solution du sol immédiatement ou au cours de l’année d’apport) ou indirectement en

corrigeant les réserves jugées insuffisantes du sol en un ou plusieurs éléments (fertilisation de

redressement).

IV-9-3- Le compost, un support de culture

Les supports de culture sont des matériaux minéraux et/ou organiques destinés à servir de

support d’enracinement à la plante. Cependant, la plupart des essais de composts montre une

salinité trop élevée du produit final et des valeurs peu convaincantes des autres paramètres pour

qualifier le compost de support de culture.

82

IV-9-4- Les éléments fertilisants du compost

IV-9-4- 1-Définition

Les principaux éléments fertilisants suivis au cours du compostage et à maturité sont l’azote, le

phosphore sous forme d’anhydride phosphorique (P2O5), et le potassium sous forme de potasse

(K2O).

En ce qui concerne l’azote, c’est l’azote total ou azote kjeldahl (azote organique et

ammoniacale, NH4+, à l'exclusion des nitrites et nitrates) qui sont le plus souvent analysés. Il est

cependant intéressant de connaître également l’azote ammoniacal seul (forme minérale de

l’azote dans le compost, mais en très faible quantité) et l’azote organique seul également.

IV-9-4- 2-Leur évolution dans le compost.

� L’azote : une partie de l’azote organique (protéines, acides nucléiques, urée) se

transforme en azote minéral (NO3-, NH4

+, NH3) sous l’action de bactéries et d’autres

micro-organismes spécifiques qui possèdent un processus de dégradation biochimique

efficace (il y a concentration des éléments minéraux mais la disponibilité de l’azote

dans le produit composté est plus faible que dans le produit d’origine). L’autre partie de

l’azote organique forme des complexes avec des dérivés de lignines ou d’humus. Ces

complexes donnent des structures stables qui ralentissent la dégradation de l’azote

organique. Il y a donc conservation d’une partie de l’azote sous forme organique ce qui

limite les pertes par lessivage ou par dénitrification lors du stockage et de l’épandage. Il

y a très peu de perte d’azote, et lorsque c’est le cas c’est surtout sous forme gazeux (N2

et NH4+). Ainsi, quand le compost est apporté au sol, l’azote est, la première année,

surtout sous forme organique, alors qu’il se minéralise de plus en plus les années

suivantes. La valeur fertilisante de l’azote est donc en général faible mais à ne pas

négliger en cas d’apport important.

� Le phosphore : après dégradation des éléments simples, l’acide phosphorique est

libéré. Son taux diminue par la suite mais très peu. Enfin, la valeur fertilisante

phosphatée est encore mal connue. Cependant, les composts en possèdent une teneur

généralement assez intéressante.

� Le potassium : la potasse est un élément très soluble dans l’eau, on la retrouve

principalement dans les urines. A moins qu’elle soit très lessivée, elle diminue très peu

également.

83

IV-9-5- Valeur azotée des composts

Nous appelons ici valeur azotée, l’aptitude des composts à fournir de l’azote aux plantes. Cette

fourniture peut être immédiate dans le cas de composts riches en azote minéral, ou à plus long

terme du fait de la minéralisation de la matière organique du compost dans le sol. La

connaissance de la valeur azotée des composts constitue une demande majeure de la part des

agriculteurs (Francou et Houot, 2000).

IV-9-5-1- Cycle de l’azote lié à un apport du compost

L’azote du sol est essentiellement sous forme organique. L’azote minéral du sol représente

généralement moins de 5% de l’azote total du sol et se trouve sous forme de nitrates (NO3-) et

d’ammonium (NH4+) (Robert, 1996). Les transformations de l’azote sont assurées par les

microorganismes du sol

Figure n°23 : Schéma du cycle de l’azote lié à un apport de compost d’après Francou

(2003)

L’azote organique est minéralisé en NH4+ (ammonification), puis nitrifié en NO3

-.

L’ammonification est réalisée par des micro-organismes variés alors que la nitrification est

réalisée par des micro-organismes plus spécifiques, les nitrosomas et les nitrobacters. L’azote

minéral (NO3- et NH4

+) est susceptible d’être assimilé par les plantes, ou immobilisé dans la

biomasse microbienne du sol. En cas de présence d’ammonium et de nitrates dans le sol, c’est

l’ammonium qui est préférentiellement utilisé par les micro-organismes du sol alors que les

84

nitrates sont préférentiellement incorporés par la culture (Jansson et al, 1955; Broadbent et

Tyler, 1962).

Dans un sol sans plante, lorsque la minéralisation brute est plus forte que l’immobilisation

brute, on observe une minéralisation nette de l’azote. A l’inverse l’immobilisation nette

correspondant au cas où l’immobilisation brute est plus forte que la minéralisation brute. Une

forte immobilisation de l’azote peut être observée dans le cas de l’incorporation au sol d’un

produit riche en carbone facilement dégradable, les microorganismes puisant dans les réserves

minérales l’azote indispensable à leur développement. Bien que consommant

préférentiellement l’azote ammoniacal, une organisation rapide de l’azote nitrique est observée

lorsque la présence d’un excès de carbone dans le sol est conjointe à une absence d’ammonium

(Rice et Tiedje, 1989; Recous et al., 1990).

IV-9-5-2- Méthodes d’évaluation de la valeur azotée

Pour apprécier la valeur azotée d’un compost il existe trois types d’expériences basées sur la

mesure de l’azote dans le sol et parfois sur l’exportation de l’azote vers les plantes, dans des

conditions de plein champ ou au laboratoire.

Les expérimentations en présence de plantes au champ permettent d’apprécier les effets des

apports de compost sur la dynamique de l’azote du sol, sur sa biodisponibilité et sur la

croissance des plantes en conditions similaires aux pratiques agricoles (Kanal et Kuldkepp,

1993; Sanchez et al., 1997; Gagnon et al., 1997; Abad Berjon et al., 1997; Mamo et al., 1999;

Eriksen et al., 1999; Houot et al., 2003).

Les expérimentations avec plantes et en pot permettent également de voir les effets sur les

plantes. Elles nécessitent la mise en place d’expérimentations moins lourdes et plus rapides que

les expérimentations de terrain, mais s’éloignent des pratiques agricoles (Iglesias-Jimenez et

Alvarez, 1993; Alliévi et al, 1993; Astier et al., 1994; Brinton et Evans, 2000).

Les expérimentations au laboratoire sans plante avec des mélanges contenant du sol et du

compost placés en incubations en conditions contrôlées s’éloignent des conditions réelles

d’utilisation mais offrent une plus grande facilité de réalisation (Stanford et al., 1974; Beloso et

al., 1993; Chéneby et al., 1994; Hadas et Portnoy, 1994; Sikora et Yakovchenko.V, 1996;

Iakimenko et al., 1996; Eriksen et al., 1999).

De l’azote isotopiquement marqué (N15) est également utilisé dans un certain nombre

d’études sur la dynamique de l’azote dans le sol. Un tel traceur permet d’estimer les quantités

brutes d’azote immobilisé et minéralisé par la biomasse, ou assimilé par les plantes (Jedidi et

al, 1995; Crippa et Zaccheo, 1995; Sikora et Enkiri, 2001; Ambus et al., 2002) ou d’étudier le «

priming effect » lié à l’incorporation au sol d’une matière exogène (Woods et al., 1987).

85

IV-9-5-3- Données sur les valeurs azotées des composts

La matière sèche des composts pouvant contenir jusqu’à 0.4% d’azote minéral (Hirai et al,

1986), leur incorporation au sol peut entraîner une augmentation immédiate de l’azote minéral

du sol. Plus le compost est stabilisé plus cet apport initial est important, du fait de

l’augmentation de la teneur en azote minéral avec l’âge du compost (Robertson et Morgan,

1995). Dans le cas d’un mélange contenant 2% d’un compost de boue, Bernal et al. (1998a)

constatent un apport immédiat en azote minéral de 75 mgN.kg-1 de sol pour un compost mûr

(soit approximativement 300 kgN.ha-1), de 25 mgN.kg-1 de sol pour un compost en fin de phase

de dégradation intensive (100 kgN.ha-1). Avec un mélange à 1,5%, Beloso et al. (1993) obtient

un enrichissement immédiat de 30 mgN.kg-1 de sol (120 kgN.ha-1).

Mais la valeur azotée d’un compost est avant tout définie par l’intensité de minéralisation de

son azote après incorporation au sol. Deux comportements distincts sont généralement observés

après l’incorporation de compost dans le sol: soit une minéralisation progressive du compost

entraînant une lente augmentation de l’azote minéral du sol après leur incorporation au sol

(Beloso et al, 1993; Hadas et Portnoy, 2000), soit une immobilisation nette de l’azote du sol

pouvant atteindre -50 mg.kg-1 de sol (Jedidi et al, 1995; Sikora et Yakovchenko.V, 1996).

Quelques rares travaux mentionnent une minéralisation rapide de l’azote du sol après un apport

de compost. C’est le cas de Haan (1981) qui considère qu’aucun arrière-effet n’est observé

dans le cas de composts d’ordures ménagères et de N'Dayegamiye et al. (1997) qui observent

une minéralisation rapide et exponentielle (200 mg.kg-1 de sol après 20 jours d’incubations)

dans le cas d’un compost de fumier épandu à très forte dose (75% massique).

Le lien entre l’état de stabilité de la matière organique et la disponibilité de l’azote a été mis en

évidence par quelques travaux, montrant que le potentiel de minéralisation diminue et la teneur

en azote minéral initial augmente lorsque qu’augmente l’âge du compost (Robertson &

Morgan, 1995; N'Dayegamiye et al, 1997; Hartz et Giannini, 1998; Bernal et al, 1998a). Ceci

s’explique par l’humification de la matière organique au cours du compostage qui rend la

matière organique plus résistante à la biodégradation (Iglesias-Jimenez et Alvarez, 1993).

L’immobilisation de l’azote est attribuable à un manque de stabilité du compost (Jedidi et al,

1995). La présence d’un substrat carboné facilement dégradable stimule l’activité microbienne,

entraînant alors une forte assimilation de l’azote par la microflore du sol.

86

IV-9-6- Les autres éléments du compost

IV-9-6-1-Les éléments secondaires

Les deux autres éléments les plus souvent analysés sont la magnésie MgO et la chaux CaO. Le

calcium qui a un rôle très important dans la formation du complexe argilo-humique et dans la

nutrition de la plante augmente régulièrement au cours du compostage grâce à la décomposition

de la matière organique. Il est intéressant pour des sols acides. En ce qui concerne le

magnésium, il est sous forme de MgO dans le compost.

IV-9-6-2-Les oligo-éléments

Le compost peut également apporter au sol et de façon non négligeable les oligoéléments

nécessaires aux plantes. Ils s’agissent d’éléments nutritifs consommés en faible quantité

(Zinc, Cuivre, Fer, Manganèse, Bore, Molybdène) et les teneurs les plus élevées sont retrouvées

dans les produits des élevages hors- sols (porcs, volailles).

Cependant, les rôles principaux des autres éléments nutritifs du compost sont résumés dans le

tableau ci-après :

Tableau n°07 : Rôles des éléments minéraux

(Source : Remy ALBRECHT, 2007)

87

IV-10-CONCLUSION PARTIELLE

Nos modes de production et de consommation sont à l’origine de gaspillages de ressources

naturelles et d’impacts importants sur l’environnement, notamment au travers de nos déchets.

Nous savons tous que les tas d'ordures ménagères abandonnées sur les trottoirs et partout dans

la nature favorisent la prolifération et la transmission des germes pathogènes par les insectes,

vecteurs de transmission des maladies. En plus, la transformation chimique de ces déchets

dégage de très fortes odeurs, dénaturant ainsi la qualité de l'air que l'on respire et mettant en

danger la santé des populations.

Appliquer des traitements adaptés à chaque type de déchet est aujourd’hui une nécessité.

D’autant plus que les déchets organiques représentent la majorité de la poubelle des ménages.

Les modes de traitement sont disponibles et efficaces et permettent la réintégration des

éléments de vie dans les cycles naturels. Pour que la politique de gestion des déchets soit en

accord avec les objectifs d’une société durable, le recours au traitement biologique comme le

compostage des déchets organiques doit être amplifié. Le compostage est un processus de

décomposition et de synthèse. Celui-ci comprend la dégradation des matières organiques

présentes avec une synthèse de cellules microbiennes conduisant à la production de matière

organique complexe et humifiable. Les matériaux biodégradables sont convertis en un

amendement humifère stabilisé grâce au travail d’organismes biologiques en conditions

contrôlées. Le compost est donc un amendement organique permettant l'amélioration de la

structure, de la stabilité et de la porosité des sols. Il permet également la libération des

nutriments qui alimentent les plantes. L’obtention d’un produit de qualité est le garant de la

pérennité de cette filière en assurant une bonne image du compost, donc des débouchés stables.

Par conséquent, il est nécessaire de maîtriser le procédé de compostage dans chacune de ses

étapes afin de s’assurer de la qualité du produit final.

À notre avis, le choix d’une filière de valorisation matière comme le compostage, traitement à

faible coût apparaît la solution la mieux adaptée pour la Région Atsinanana et en particulier

pour la ville de Toamasina qui génère plus de 700 m3/j de déchets fermentescibles.

88


ATSINANANA

Notre étude porte sur le procédé de compostage dans les conditions de la Région Atsinanana et

que nous savons à travers les paragraphes précédents que ce procédé est largement influencé

par les paramètres climatiques entre autre la température, la pluviométrie, le vent, etc. Sans

aucun doute, les conditions climatiques peuvent affecter les conditions du compostage,

notamment lors de la phase de maturation, ainsi que les propriétés du produit final obtenu.

Le présent chapitre est donc axé sur la présentation générale de la Région Atsinanana plus

précisément son climat. Nous évoquons également les propriétés pédologiques ainsi que les

diverses spéculations agraires porteuses de revenus ruraux sans oublier d’exposer en passage un

aperçu général sur les problématiques agricoles à Madagascar et en particulier ceux de la

Région Atsinanana.

V-1-PRESENTATION GENERALE DE LA REGION ATSINANANA

Nous procéderons les travaux expérimentaux y afférents dans la Région Atsinanana prise

comme zone pilote. Pour cela, nous allons présenter succinctement cette zone ainsi que l’état

des lieux d’utilisation des matières fertilisantes dans cette zone pilote.

La Région Atsinanana a toujours été et reste encore le berceau des cultures d’exportation. On

citera, entre autres, le café, le girofle, le poivre. Cette tradition de culture de rente date de la

colonisation et demeure fortement ancrée au sein de la population : toute communauté rurale de

la Région se reconnaît dans ces cultures. Et les moyens de subsistance y sont également

tributaires.

La Région Atsinanana possède des ressources environnementales impressionnantes formées par

une biodiversité exceptionnelle en son genre qui abrite des espèces floristiques et faunistiques

fortement endémiques. La découverte de cette diversité biologique fait de la Région Atsinanana

une des zones les plus réputées pour le tourisme.

Sur le plan macro économique, la Région Atsinanana tient la première place en termes

d’exploitation et d’exportation de litchi. Cette filière jugée dynamique a, en effet, une triple

vocation :

- fourniture d’emploi saisonnier ;

- apport de devises pour le pays

- génération de revenus aux producteurs et aux exportateurs.

Géographiquement, la Région Atsinanana est délimitée :

- Au Nord : par la Région d’Analanjorofo ;

89

- A l’Ouest : par les Régions Alaotra Mangoro, Vakinankaratra et Amoron’i Mania ;

- Au Sud : par la Région Vatovavy Fitovinany ;

- A l’Est : par l’Océan Indien

Carte n°01 : Carte de localisation de la région Atsinanana

La Région Atsinanana, longue approximativement de 285 Km et large en moyenne de 75 Km,

s’étend sur une superficie de 22.382 km²

V-1-1-Climat

Son exposition directe aux vents alizés vaut à cette Région des pluies très abondantes qui,

associées à des chaleurs à peu près constantes, créent tout au long de la côte un climat de type

équatorial. Sur près de 285 Km du Nord au Sud, zone de 13° de latitude, les températures sont

remarquablement égales. La moyenne annuelle en est de 25°C. Tandis que celle des pluies

dépasse 3000 mm. Il n’y a pas de mois véritablement sec sur cette façade de l’île. On observe

une pointe en été, de février à avril. Les mois de septembre à novembre sont presque toujours

les moins arrosés. Les pluies, « grosses averses » ou précipitations fines et durables, sont

surtout nocturnes. Aussi, la Région Atsinanana est-elle la plus éprouvée par des cyclones à

Madagascar.

BR ICK AVIL LE

TO AM ASIN A II

M AH AN O ROMAR OL AM B O

VATO M AN D RY

AN TAN AM B AOM AN AM P O T SY

TO AM ASIN A I

#

%

#

#

#

##

0 20 40 K ilo m eters

LO C ALIS AT IO N D E LA R EG IO N ATS IN AN AN A

Sou rc e : F T M

L.A - O c tob re 20 06

ANALANJIROFO

ALA

OTR

A M

AN

GORO

ANKARATRA

AM

ORO

N'I

MA

NIA

VATOVAVYFITOVINANY

OCE

AN

IND

IENN

Lim i te d es d is tic ts

#

% C h ef -l ie u de F a ri tan y

% C hef -l ieu de R é g ion

C h ef -l ie u de d istr ic t

90

Carte n°02 : Carte du climat

V-1-2-Géologie

On rencontre des sols hydromorphes de bas fonds « Horaka »entre Brickaville et Vatomandry,

sols de couleur noirâtre et dégageant une odeur de souffre. Ce type de sol est peu favorable à la

riziculture et aux cultures de rente : les matières organiques y sont mal décomposées.

Les sols essentiellement formés d’alluvions argileuses ou sablonneuses « Baiboho » (dans la

zone côtière) sont appelés sols alluvionnaires. Ils sont favorables aux cultures de rente et

peuvent être aménagés en rizières

0 40 80 Kilometers

N

LES TEMPERATURES DE LA REGION ATSINANANA

Source : FTM

L.A - Octobre 2006

Limite des districts

10°<t<15°15°<t<20°t<20°

91

Carte n°03 : Carte géologique

V-1-2-1-Caractéristiques de sols

Deux sortes de sols caractérisent géologiquement la Région Atsinanana, les sols cristallins et

les sols sédimentaires.

� Les sols sédimentaires

Les sols sédimentaires occupent les parties Nord-Est et Sud – Est (sur la côte, de Toamasina à

Mahanoro), résultats du volcanisme néogène du quaternaire et crétacé (de type crétacé et de

pliocène continental). Ces sols sont formés d’alluvions, de sables, de dunes, de grès.

0 30 60 Kilometers

N

PEDOLOGIE DE LA REGION ATSINANANA

Source : FTM

L.A Octobre 2006

Association sols ferralitiques jaune/rouge+rougeAssociation sols ferralitiques rouge + jaune/rouge + sols peu évoluésSols ferralitiques jaune/rougeSols ferralitiques jaune/rouge - Roches volcaniquesSols hydromorphes (organiques et minéraux)Sols peu évolués dunaires ou sableuxSols peu évolués et rankersLimite des disrtr ic ts

92

� Les sols cristallins

Les sols cristallins de type infra graphite se rencontrent dans les Districts de Toamasina I,

Toamasina II et Brickaville, et ceux de formations pegmatites dans les Districts de Vatomandry

(partie ouest), Mahanoro, Marolambo et Antanambao Manampontsy.

V-2-APERÇU GENERAL SUR LES PROBLEMATIQUES AGRICOLES

Les genres de vie diffèrent peu dans cette Région chaude et humide. Les cultures

fondamentales sont le manioc, le maïs, la patate, le taro et surtout le riz. Malgré les

interdictions officielles, la pratique du « tavy » n’a pas disparu. Elle consiste, comme dans toute

la zone tropicale, à cultiver dans les cendres provenant des arbres abattus puis incendiés à la fin

de la saison relativement sèche. Les plantes nourricières profiteront ainsi des substances

accumulées dans les tissus végétaux. C’est en définitive une exploitation destructrice car la

forêt ne se reconstitue que lentement et les pentes déboisées sont la proie d’une érosion

violente.

Cependant, l’autochtone pratique aussi ces cultures sur les alluvions des vallées et des petites

plaines qui se succèdent au débouché des cours d’eau en arrière des cordons de dunes. Mais ici,

l’exploitation est souvent contrariée par la nature marécageuse des sols et demande la

réalisation de travaux d’hydraulique agricole assez délicats et coûteux.

V-2-1-Refus et /ou difficulté d’accès aux fertilisants et produits phytosanitaires

D’une manière générale, les agriculteurs malgaches qui sont des petits exploitants familiaux

pour la plupart, ne pratiquent pas la fertilisation. Ils connaissent l’utilité de cette pratique. Mais

une grande proportion d’entre eux ne connaît que la fumure organique utilisant soit la paille du

riz ou de la végétation laissée à putréfier sur les rizières, soit du fumier d’étable pour ceux qui

élèvent du bovin.

Les cultivateurs ayant bénéficié de l’encadrement de nombreux projets et programmes de

développement rural connaissent les fertilisants minéraux. Mais ils les utilisent peu ou prou s’il

n’y a pas de subvention pour et abandonnent dès la fin des projets /programmes. Soit parce que

leur emploi les oblige de fil en aiguille à adopter d’autres techniques et aussi faire face à une

sorte d’escalade de dépenses inhabituelles qu’ils n’acceptent pas de gaîté de cœur. Soit parce

qu’ils n’ont tout simplement pas les moyens de les acheter, et s’ils les adoptent quand même, ils

les utilisent en faisant fi des doses conseillées par l’itinéraire optimale, généralement en-

dessous des normes.

93

Même le fumier organique, dont la disponibilité est fonction du nombre de bovins élevés, n’est

pas toujours appliqué en quantité suffisante. Il n’est pas non de bonne qualité car cette

caractéristique dépend de la qualité des fourrages que le bétail broute par monts et par vaux.

Le Recensement de l’Agriculture 2004-2005 a ainsi comptabilisé à peine 15% de la surface

totale cultivée au cours de la campagne concernées par la fertilisation, soit 314 045ha sur

2 047 512ha avec 254 457ha à la fumure organique seule, 26 167 ha aux engrais minéraux et

33 421 ha à l’engrais mixte. Tout le reste, soit 1 733 467ha, a été cultivé sans la moindre

fertilisation, soit 85%.

En riziculture, seulement 190 318 ha sur 1 250 092ha soit 15,34%, ont été fertilisés ; les

surfaces fertilisées se composent de 147 977 ha fertilisés à la fumure organique, 18 462 ha aux

engrais minéraux et 23 879 ha à la fumure mixte ; le reste, soit 1 059 774 ha, a été cultivé sans

fertilisation. Seulement 28% des riziculteurs ont utilisé des semences améliorées et la

fertilisation minérale. Mais le SRA n’a été appliqué que sur 25% des surfaces cultivées totales

dont 45% se situaient sur les Hautes Terres.

Le faible niveau d’adoption du paquet de technologies améliorées explique ipso facto le faible

recours aux produits phytosanitaires, aux herbicides, aux pesticides et fongicides.

V-2-2-Aperçu sur les variétés d’engrais minéraux et de composts artisanaux et/ou

industriels connus et pratiqués à Madagascar et au niveau de la Région Atsinanana

Selon la FAO, six (6) types d’engrais industriels sont utilisés à Madagascar : le NPK 11-22-16,

l’urée à 46% N, l’hyper Reno 30%, le super phosphate triple à 46%, le Di Ammonium

Phosphate ou DAP à 18% N et 46% phosphate, l’hyper Barren (ou Hyper phosphate de l’île

Barren), à 20% de P205, 40% CaO, l’urée à 46% N. Ils sont importés pour la plupart. La

moyenne des importations annuelles se situe autour de 21.000t (1999-2004) tous types

confondus ; une tendance baissière est notée par la suite (2006-2009). Cette source de référence

a communiqué ces données lors d’un colloque sur la Rationalisation de l’utilisation des engrais

(Juin 2005). Elle a aussi brossé un panorama des fertilisants produits localement, à savoir

l’engrais de poulailler, présenté sous forme de granulés, de la société Girofle et Denrées de

Madagascar à Toamasina, l’engrais organo-biologique Taroka de la société Biotech, les

phosphates naturels des Iles Barren traités par la société Prochimad et le guano de chauve-

souris traité par les sociétés Guanomad et Mima, la dolomie naturelle (carbonate double de

calcium et magnésium) de la Somadex, l’engrais vert de l’ONG Ramilamina, ainsi que divers

fumiers de ferme et de résidus de récolte de production familiale sur les Hautes Terres merina

et betsileo.

94

La même source a recommandé à la même occasion une « formule standard » de fertilisation

adaptée à Madagascar et «valable pour tous les terrains et pour toutes les spéculations » ; elle

prescrit ainsi pour fertiliser un hectare 300kg de NPK 11-22-16 relevés avec 60kg d’urée à 46%

de N. Mais cette recommandation est loin d’être suivie à Madagascar. En effet, le

Recensement Agricole 2007 (Tome III), repris dans le rapport d’étude relatif à « L’appui à la

mise en place d’un système de distribution d‘intrants dans les zones d’intervention de

Parecam » (Rasoloarimalala Saholy et al. Juin 2011) le confirme aussi sur le plan spatial. Il

indique seulement 938ha fertilisés lors de cette campagne sur un total de 127.428ha cultivés

dans la Région Atsinanana, contre126.496ha cultivés sans aucune fertilisation. Le bilan n’est

pas meilleur dans la Région Analanjirofo : 112.449ha cultivés, 2.048ha fertilisés contre

111.284ha sans fertilisation. Dans la Région Alaotra Mangoro, zone de vastes monocultures

rizicoles ayant bénéficié d’encadrements serrés dans la plaine de l’Alaotra, la fertilisation est un

peu plus pratiquée avec 32.247ha sur 106.318ha cultivés ; mais même dans cette zone phare de

la riziculture, près de 74.000ha ne font pas l’objet d’une fertilisation, ils sont répartis dans les

zones hors aménagements de la sous-région Alaotra et dans la sous-région Mangoro.

Les fertilisants utilisés recensés ici sont de trois types : organiques (761 ha dans la Région

Atsinanana, 487 ha dans l’Analanjirofo et 18.897ha dans l’Alaotra Mangoro), minéraux

(105ha dans l’Atsinanana, 443ha dans l’Analanjirofo et 8.484ha dans l’Alaotra Mangoro) et

mixtes (72ha dans l’Atsinanana, 238ha dans l’Analanjirofo et 494ha dans l’Alaotra Mangoro).

Ces données chiffrées démontrent, entre autre, la très faible pénétration de la technique de

fertilisation dans le monde rural malgache. Celle-ci représente le handicap bloquant de la mise

en œuvre de la Révolution Verte, paradigme choisi à la fois pour résorber le plus rapidement

possible le déficit rizicole chronique et pour faire aboutir toute la lutte contre la pauvreté.

Plusieurs causes peuvent être évoquées : la cherté des engrais minéraux relativement au

pouvoir d’achat du commun des cultivateurs ciblés, la non rentabilité de leur utilisation sur des

exploitations minuscules, la méconnaissance fondamentale de la diversité des types d’engrais,

la difficulté d’accès au crédit pour de petits exploitants, l’indisponibilité relative de ces produits

dont le réseau de distribution reste cantonné au niveau de quelques centres urbains, etc…

La solution de l’auto-approvisionnement en produits vivriers restant incontournable pour

résoudre les problèmes consécutifs à l’instabilité du marché mondial d’une part, et le boostage

conséquent et rapide de la production vivrière locale, au moins au prorata des besoins

continuellement gonflés par la pression démographique, étant impératif d’autre part, l’adoption

de la fertilisation de l’agriculture demeure donc bien le grand défi à relever en dépit de la

mitigation générale de son accueil jusqu’ici.

95

CONCLUSION DE L’ETUDE BIBLIOGRAPHIE

L’étude avait pour objectif de fournir les informations nécessaires liées à l’utilisation du Sulfate

d’Ammonium comme activateur de compostage donc accélérateur de décomposition des

matières organique du compost. L’apport conjugué d’ions ammoniums (NH4+) et sulfates

(SO42-) (sous forme de Sulfate d’Ammonium) au compost permet la multiplication de la

population microbienne et d’accélérer par la suite la fermentation donc la biodégradation. Le

Sulfate d’Ammonium une fois versé dans le lieu de compostage assure le déroulement régulier

et complet de la décomposition des déchets végétaux pour les transformer en humus.

Les littératures relatives aux recherches sur le compost et au compostage convergent à

accréditer comme meilleure la performance du Sulfate d’Ammonium comme activateur de

compostage comparativement à celle d’autres substances (biodynamique, inoculation des

microorganismes et usage d’autres additifs chimiques). Cette performance réside dans

l’accélération du processus de maturation de la matière organique à composter.

Son travail consiste en la multiplication considérable des bactéries responsables de la

transformation en aérobie de la matière organique des composts en humus et stimule en même

temps leur activité. De ce fait, le processus de transformation se fait plus rapidement.

L’intérêt majeur du Sulfate d’Ammonium réside donc dans cette supériorité de son pouvoir

d’accélération du processus de compostage.

Le dernier chapitre de cette étude bibliographique a concerné les aspects techniques du

processus de compostage permettant de produire un amendement organique riche en matière

organique stable et humifiée. C’est un procédé de traitement intensif des déchets organiques qui

met en œuvre, en les optimisant, des processus biologiques aérobies de dégradation et de

stabilisation des matières organiques complexes (Gobat et al., 1998). C’est aussi une technique

très avantageuse par son faible coût et son impact mesuré sur l’environnement. L’incorporation

de compost aux sols s’avère efficace pour lutter contre la dégradation de la surface des sols et

améliorer sa porosité et sa structure. Les applications de compost dans les sols permettent

également une diminution de l’apport des engrais minéraux lixiviables puisqu’il fournit aux

végétaux les ions minéraux dont ils ont besoin. En tout cas, il peut rendre de réels services au

projet de Révolution Verte. Puisque, celle-ci ne peut être mise en œuvre que sur le socle

fertilisation. De plus, son besoin de fertilisant est à la fois urgent et considérable et le produit

doit être à la fois performant et de faible coût. Dans la mesure où les agriculteurs malgaches en

général, les agriculteurs de la Région Atsinanana en particulier, sont en très grande majorité de

tout petits exploitants incapables d’accéder à de chers intrants minéraux, la mise à disposition

rapide et en grande quantité de compost meilleur marché représente un autre avantage de son

choix.

PARTIE II : ETUDES ET ESSAIS EXPERIMENTAUX

96

PARTIE II : ETUDES ET ESSAIS EXPERIMENTAUX

Après la partie I, qui a mis en exergue l’importance interactive entre le procédé de compostage

et la possibilité du Sulfate d’Ammonium d’activer le processus de compostage, cette partie II

est axée sur la connaissance opérationnelle du pouvoir accélérateur dudit produit et les

conditions optimales de son utilisation pratique pour dynamiser le processus de maturation du

compost. Les objectifs sont la finalité des études et tests scientifiques et pratiques qui

s’imposent, en laboratoire d’abord, sur le terrain d’expérience ensuite. Ces tests eux-mêmes

seront effectués, dans le cadre de la présente thèse sur l’échantillon de trois catégories de

déchets en l’occurrence les Fractions Fermentescibles d’Ordures Ménagères (FFOM), les

Déchets Verts (DV) et les fumiers de bovins (FB). Ces travaux permettront ainsi de

recommander des dosages optimaux spécifiés en fonction des types et mélanges de déchets à

composter, donc une vulgarisation large de l’utilisation du Sulfate d’Ammonium comme

activateur de compost, chez les paysans de Madagascar en général, et ceux de la Région

Atsinanana en particulier.

CHAPITRE I: OBJECTIFS ET DEMARCHES EXPERIMENTALES A DOPTEES

La méthodologie appropriée à l’objectif de l’étude est la méthodologie expérimentale.

Le processus comportera sans aucun doute des séries d’essais et d’analyses en laboratoire (in

vitro) et des essais en périmètre expérimentaux (in situ), notamment sur une grande plate forme

de compostage. De même, pour les composts mûrs et stables, nous réalisons des essais

agronomiques sur un périmètre d’expérimentation avec quelques spéculations agraires entre

autre le riz pluvial et les espèces maraîchères.

I-1-OBJECTIF DE L’ETUDE

L’objectif fondamental de l’étude réside sur l’utilisation optimale du Sulfate d’Ammonium en

tant qu’activateur de compostage donc pouvoir améliorer les performances de la

biodégradation et écourter la durée du processus de compostage. En effet, l’optimisation des

conditions de compostage est jusqu’ici, les moyens le plus efficaces connus pour accélérer le

procédé de compostage. Pourtant, cette optimisation réclame l’utilisation des installations plus

sophistiqués et plus performantes qui génère par fois de surcoût en matière d’investissement et

de fonctionnement. Alors que, la majorité des agriculteurs malagasy est dans l’incapacité d’y

investir. Parfois même, l’entretien et/ou maintenance d’une telle infrastructure pose des

problèmes d’ordre technique et financier.

97

En outre, l’efficacité du compostage est une pratique obérée par de nombreux types de

problèmes liés à la régulation du procédé du compostage. Ceux-ci parmi d’autres choses sont

l’odeur, la pathogénicité, la pénibilité des soins à apporter, la médiocre sécurité professionnelle

et la médiocre qualité des produits.

Une bonne maîtrise de la fermentation consiste donc à optimiser la dégradation de la matière

organique, à hygiéniser la matière organique restante, et à limiter les impacts

environnementaux et sanitaires du procédé (entre autre maitriser les émissions d’odeurs

nauséabonds, les agents pathogènes éventuellement présents dans les composts, les éléments de

traces métalliques, les composés traces organiques, etc.).

A l’inverse, une mauvaise conduite de la fermentation peut présenter des risques sanitaires et

environnementaux et nuire à la qualité agronomique du compost produit.

C’est pourquoi notre choix porte, sur l’usage optimal du Sulfate d’ Ammonium comme

catalyseur et/ou stimulateur de compostage qui est à notre avis une option mois onéreuse en

matière d’investissement d’autant plus que sa production est locale (par le projet Ambatovy).

En plus, sa composition exclusive contient des composants énergétiques qui nourrissent les

micro-organismes du compost et stimulent leur développement, crée en même temps des

conditions de pH, de température et d’aération propices à l’activation de la vie microbienne,

apporte des oligo-éléments (azote et soufre) qui enrichiront le compost obtenu.

L’étude a aussi des objectifs spécifiques tels que :

-contribution à la fourniture de la Révolution Verte Durable (RVD) en fertilisant à bon prix et

en quantité abondante,

-contribution à la facilitation de la modernisation du secteur agricole en termes d’amélioration

des rendements et des productions agricoles, dans le respect de l’environnement,

-contribution à l’élargissement de l’accès aux fertilisants, notamment pour les catégories

défavorisées de cultivateurs paysans,

-contribution à la restauration de la fertilité des sols agricoles et à l’amélioration de leurs

structures,

-promotion de traitement biologique des « biodéchets » en harmonisant les dispositifs

nationaux et/ou régionaux voire internationaux relatifs à leur gestion, afin de supprimer ou de

réduire tout impact négatif sur l’environnement et d’assurer ainsi un niveau élevé de la

protection de l’environnement. Rappelons que, le terme biodéchets est défini comme « tout

déchet pouvant faire l’objet d’une décomposition aérobie ou anaérobie, tels que les déchets

alimentaires, les déchets du jardin, les papiers et les cartons, c’est-à-dire, fraction putrescibles

des ordures ménagères,

98

-implication d’avantages des agriculteurs dans la filière de traitement des déchets organiques

notamment les effluents d’élevage en donnant toutes les garanties de savoir-faire technique et

de qualité,

-protection de sols et faire en sorte que l’utilisation des composts soit bénéfique à l’agriculture

ou représente un progrès écologique.

-participer à la réflexion sur le besoin en matière organique exogène des systèmes de culture

malgache en particulier ceux de la Région Atsinanana, et de collaborer à la mise en place des

pratiques agronomiques et des mesures incitatives indispensables à la conservation de la

ressource sol.

I-2-DEMARCHES EXPERIMENTALES ADOPTEES

Pour atteindre les objectifs fixés, notre travail portera successivement sur l’étude d’activation

par le Sulfate d’Ammonium des mélanges de Fraction Fermentescible des Ordures Ménagères

(FFOM) avec les déchets verts (DV) puis sur l’activation des mélanges de déchets verts avec

les fumiers de bovins.

Parallèlement, afin de mieux connaitre le pouvoir catalysant et/ou stimulant du susmentionné

produit, nous allons procéder aux compostages de ces deux catégories de mélanges des déchets

sous les mêmes conditions opératoires, c’est-à-dire, (même processus de compostages)

néanmoins, en prenant comme témoin et /ou référence, le compostage avec zéro taux

d’activateur (sans activateur).

En outre, plusieurs paramètres ont fait l’objet d'un suivi temporel, et ce sur les composts

classiques (sans activateur) et les composts activés. Ensuite, à travers le suivi de l’effet de

doses variées d’activateur sur l'activité des micro-organismes du compost mesurée par les

paramètres fondamentaux du compostage (T, %H, C/N, pH), nous estimons l’efficacité du

pouvoir activant du sulfate d’ammonium. En parallèle, nous apprécions à travers des analyses

physico-chimiques les qualités des ces différents composts notamment en termes de maturité et

en terme de valeur agronomique.

La caractérisation physico-chimique est réalisée à partir d’analyses classiques (MO, C, N,

pH, température, conductivité électrique, CEC, …). Nous révélons, le niveau de stabilité de la

matière organique au cours du compostage à travers l’usage d’outils opérationnels en

occurrence : fractionnement biochimique de leur matière organique, fractionnement chimique

des acides humiques et fulviques permettant de suivre l’évolution de l’humification des

matières organiques pendant le compostage. En effet, plusieurs études ont montré que

l’augmentation de l’AH est un indicateur du degré d’humification des matières organiques et

donc du degré de stabilité et de maturité des composts (Veeken et al., 2000; Huang et al.,

99

2006). Huang et al. (2006) ont aussi expliqué que l’humification des matières organiques se

produit principalement à travers la fraction AH et peu à travers la fraction AF. Ainsi, le rapport

RH (CAH/CAF) a souvent été proposé comme indicateur des processus d’humification et comme

indice de maturité (Sanchez-Monedero et al., 1999, Tomati et al., 2000).

Les résultats de ces différentes analyses sont à interpréter en fonction des caractéristiques de

composts et doivent permettre d’expliquer les différences de stabilité estimées lors

d’incubations de mélange sol-compost traditionnelle (sans activateur) et du mélange sol-

compost avec activateur (XPU 44-163) via l’estimation de leur potentiel et/ou du coefficient de

minéralisation du carbone à 91 jours (ct91) en condition contrôlée dans un laboratoire.

En outre, la valeur azotée des composts est aussi évaluée au cours d’incubations contrôlée via

le suivi du coefficient de minéralisation de l’azote (CMN), maximal sur 91 jours, toujours en

condition contrôlée dans un laboratoire. La valeur amendante ou le rendement en humus de

chaque gamme de compost est estimée à travers le calcul de l’Indice de Stabilité de leur

Matière Organique (ISMO) respectif.

La pertinence de différents tests de maturité (ou de stabilité) doit être éprouvée, en se référant

aux calculs des indicateurs chimiques classiques : (C/N, pH, N-NO3-/N-NH4

+, RH=CAH/CAF),

aux indicateurs biologique comme le test d’auto-échauffement ou « Rottegrad test », au test

Solvita® mais également à partir des niveaux de stabilité évalués lors des essais en incubations

contrôlées (XPU44-163).

En complément, afin de se rendre compte la pertinence du test de maturité des composts, nous

entreprendrons également des tests biologiques, basés sur des essais de germination sur le

compost pur ou mélangé au sol puisque les composts immatures inhibent la germination des

graines à cause de la production de substances phytotoxiques telles que l’ammoniaque, l’oxyde

d’éthylène et les acides.

Ainsi, trois (03) types d’analyses fortement interdépendantes ont été adoptés dans le cadre de

cette étude, entre autre : l’analyse physique, l’analyse chimique et l’analyse biochimique

comme la caractérisation des matières organique de compost à travers la méthode de

fractionnement biochimique en acide fulvique et humique ensuite le fractionnement

biochimique inspiré de la méthode de Van Soest (1967) et la norme ASTM E1788-95e1 (1995)

citée par Kelly (2002) qui consiste en un fractionnement de la matière organique en quatre

familles biochimiques, sur la base de leur solubilisation successive dans des réactifs

d’extraction : substances solubles (notées SOLU), hémicellulose (notée HEMI), cellulose

(notée CELL) et lignine (notée LIGN).

La connaissance de ces différentes fractions biochimiques nous permet plus tard de déterminer

le degré de stabilité des matières organiques via le calcul de l’indice ISMO. En plus, la

connaissance de ces valeurs permet de prédire par la suite le degré d’humification et/ou

100

potentiel humigène du compost une fois incorporé dans le sol agricole donc sa valeur

amendante.

I-2-1-Analyse physiques

Rappelons au passage que toutes les caractéristiques bio-physico-chimiques classiques sur

chaque lot de compost excepté la mesure de température et pH sont réalisées au sein de

laboratoire pédologique du Madagascar Fauna Group (MFG) d’Ivoloina, district Toamasina.

Ici l’analyse physique consiste à mesurer la température, la densité apparente (masse

volumique), l’humidité, la conductivité électrique.

I-2-1-1-Mesure de la température

Dans la partie bibliographique nous avons souligné l'évolution particulière de la température au

cours des processus de compostage. La fin de la phase thermophile étant l'un des éléments

permettant d'apprécier la maturation du compost (Kilbertus et Brousse 1983), nous nous

sommes attachés à suivre l'évolution de la température au cours de nos différentes expériences.

La température est suivie tous les 2 jours, lors du processus de dégradation. La valeur donnée

correspond à la moyenne de 6 mesures effectuées dans la longueur de l’andain, de chaque côté,

à des profondeurs variables (0,5 ; 1 ; 1,5 ; 2 m). Ces températures sont mesurées par une sonde

spécifique dont la longueur est au minimum de 1,5 m.

I-2-1-2-Masse volumique apparente

La masse volumique est calculée à chaque étape du procédé, afin de déterminer l’évolution de

la dégradation et le volume occupé par les déchets. Un seau de 10 L est pesé vide, puis rempli

avec un échantillon. Les pesées sont effectuées avec une balance de précision ± 0,250Kg. Cette

mesure est répétée quatre fois pour chaque quantité d’échantillon prélevé avant

l’homogénéisation. La valeur de la masse volumique fournie est une moyenne de plus de 5

mesures. La masse volumique ρ est calculée selon la formule :

)(:

)(':

//( 3

litreseauduVolumeV

KgnéchantilloldeMasseM

mToulitreKgenV

M

−−

=ρ

Dans un substrat aussi hétérogène que les déchets ménagers, la densité est assimilée à la masse

volumique.

101

I-2-1-3-Humidité et matière sèche

L’humidité (H%) doit être déterminé le plus rapidement possible, pour limiter les pertes par

évaporation. Plusieurs méthodes peuvent être utilisées pour sa détermination : la méthode

normée à l’étuve ou ses variantes en fonction de la température, la thermo-balance, le séchage à

l’air libre.

La méthode normée Afnor NF U 44-171 d’octobre 1982, consiste en un prélèvement d’une

quantité maximale d’échantillon, de préférence une masse supérieure à 100 ± 0,1g, mise à

l’étuve à 105 ± 2°C jusqu’à poids constant, environ 24 heures. La matière sèche (MS%) est le

taux complémentaire du degré d’humidité.

Soit

- Mo : masse de l’échantillon brute (g)

- M1 : masse de l’échantillon après passage à l’étuve (g)

-%MS : pourcentage de matière sèche contenu dans l’échantillon

-%H : pourcentage d’humidité contenu dans l’échantillon

Certains auteurs préfèrent sécher les déchets ménagers à des températures plus basses, afin de

ne pas détériorer les composés organiques comme les sucres ou les plastiques. Des

températures de séchage de 75°C (Das et al, 2002), 80°C (Morvan, 2000), 85°C (Brewer et

Sullivan, 2003), 105°C (Garcia, 2005) sont rencontrées dans la littérature. A poids identique, la

durée de l’analyse est d’autant plus longue que la température de séchage est basse : 24 heures

à 105°C et 48 heures à 80°C (± 2°C).

I-2-1-4-Conductivité électrique

La conductivité électrique est utilisée comme diagnostic de la salinité des produits organiques.

Elle permet de mesurer la concentration en ions de la phase liquide d’un substrat en utilisant la

propriété d’une solution aqueuse de conduire l’électricité proportionnellement à sa

concentration en ions, d’où l’appellation « conductivité », ou de résister au passage du courant

de façon inversement proportionnelle à la concentration en ions, d’ou

l’appellation « résistivité ».

102

La conductivité électrique totale est mesurée sur un extrait à 1/25 (masse de compost/volume

de solution) à 25°C, grâce à deux électrodes de platine parallèles.

Cette mesure est utile pour les substrats de culture sur lesquels seraient implantées des cultures

sensibles aux sels.

I-2-2- Analyses chimiques

Les analyses chimiques comportent les mesures de pH, des teneurs en MO et COT ainsi que les

teneurs de formes d’azotes (ammoniacal, nitrique et organique).

I-2-2-1-pH

La détermination du potentiel hydrogène, pH, est effectuée sur des suspensions aqueux selon la

norme AFNOR NF ISO 10-390 de novembre 1994. Une masse de 20 g de matière sèche est

mise en solution dans 100 mL d’eau distillée. La suspension est homogénéisée par agitation

magnétique pendant 15 minutes. La mesure de pH (± 0,1 unité pH) se fait directement par

lecture sur un pH-mètre à électrode combinée.

I-2-2-2-Mesure de la teneur en matière organique

Une masse voisine de 50 ± 0,1 g est calcinée à 550 °C, pendant 2 heures dans un four (NF U

44- 160 de novembre 1985). Les analyses sont doublées. Le pourcentage en matière organique

totale (MOT%) ou en solide volatil est obtenu par différence de pesée entre la masse de

l’échantillon séché à 105 °C et la masse de l’échantillon après calcination. On peut en déduire

le pourcentage de MOT dans l’échantillon sec et brut.

La majorité des protocoles fixe la calcination à une température de 550 °C, cependant la durée

du chauffage est variable. Elle peut être de 20 minutes, de 2 heures ou de 60 heures (François,

2004). Ces différences sur la durée de chauffage influencent directement la valeur de la teneur

103

en matière organique. Il est donc préférable de comparer des résultats issus de protocoles

identiques.

I-2-2-3-Carbone organique

Les deux principales méthodes pour déterminer la teneur en carbone organique d’un échantillon

de compost consistent à une oxydation par voie sèche ou par voie humide.

La première, est celle de Walkey et Black (1934) rapportée par Francois (2004). La matière

organique est oxydée à froid par un excès de bichromate de potassium (1 M) en milieu acide

(H2SO4).

Le bichromate n’ayant pas réagi avec la matière organique est réduit par un excès de fer (II)

(solution de sulfate double de fer ferreux et d’ammonium à 0,5 N) dosé en retour par du

bichromate (1 M). Les teneurs sont déduites en considérant 77 % du carbone organique total

oxydé, et l’approximation que 1mL de bichromate correspond à 3 mg de carbone organique. Le

pourcentage de carbone organique mesuré dans les déchets peut-être estimé à partir de la

formule suivant :

Le protocole indique des prises d’échantillon faibles comprises entre 0,125 à 1 g de déchets de

façon à ce que le bichromate utilisé soit réduit à 75%.

La seconde, est une méthode d’oxydation à chaud, selon la norme Afnor NF ISO 14235. Le

carbone organique est oxydé dans un mélange de solution de bichromate de potassium (0,27

mol/L) et d’acide sulfurique concentré à une température de 135°C. Les ions bichromate sont

réduits en ions Chrome III. L’intensité de la couleur des ions Cr VI en excès est mesurée par

spectrométrie à une longueur d’onde de l = 585 nm et comparée à une courbe étalon réalisée

dans les mêmes conditions avec du glucose anhydre. La teneur en carbone organique du

compost, celle en eau de l’échantillon étant connue est calculée selon la formule :

104

Avec

- C1 : masse de carbone organique trouvée dans la prise d’essai par rapport à la droite d’étalon

du glucose (mg)

- M0 : masse sèche de l’échantillon pour l’essai (g)

I-2-2-4-Teneur en azote

� Azote Total Kjeldhal (NTK)

L’azote NTK, somme de l’azote ammoniacal et de l’azote organique, est mesuré selon la norme

Afnor ISO 11261, juin 1995. Les échantillons séchés à 105°C sont minéralisés dans un

«minéralisateur » pendant 1 heure à 180°C puis pendant 2 heures à 360°C en milieu acide et en

présence d’un catalyseur (K2SO4 et Se). Les résidus obtenus après digestion sont distillés après

neutralisation de l’excès d’acide par la lessive de soude 30%. Le distillat est récupéré dans un

erlenmeyer avec de l’acide chlorhydrique (0,1M). Le dosage réalisé avec de la soude (0,1M) et

du rouge de méthyle permet de déterminer les teneurs en azote de l’échantillon. Les masses

d’échantillons analysées sont faibles de l’ordre de 0,1g. Les essais ont déterminé la quantité

d’échantillon, la mieux adaptée, en fonction du stade de maturation. Cette masse s’échelonne

entre 0,1 à 1g. Plus la quantité d’échantillon est importante, plus la durée de minéralisation

devra être augmentée. Pour une quantité de 0,1g, la durée de minéralisation est d’une heure à

180°C et de deux heures à 360°C. La teneur en azote NTK est exprimée à ± 0,1mg N-NTK/ Kg

MS.

Avec

- Vo : volume de la solution de soude utilisé pour l’essai à blanc (mL)

- V1 : volume de la solution de soude utilisé pour le dosage de l’échantillon (mL)

- C : concentration de la solution de soude utilisée lors du titrage (mol/L)

- M : masse de la prise d’essai (g)

� Dosage d’ions nitrate, nitrite et ammonium sur le compost non séché

Dans des flacons de 500 mL, 100 mL de chlorure de potassium molaire (KCl 1M) sont ajoutés

à 25 g de compost non séché. Les flacons sont agités 1 heure sur agitateur rotatif à environ

105

20°C, puis centrifugés 5 minutes à 2660 tour/mn. Le surnageant est ensuite filtré sur filtre en

fibres de verre GF-C (Whatman), puis stocké à -25°C jusqu’à l’analyse. Chaque répétition est

effectuée trois fois. Les extraits sont analysés par colorimétrie sur un analyseur en flux continu

(Skalar) utilisant la méthode de Berthelot pour le dosage de N-NH4+, et la méthode de Griess et

Ilossay pour le dosage de N-NO3-, après réduction des nitrates en nitrites par passage sur une

colonne de cadmium.

Les résultats obtenus en milligrammes de N par litre d’extrait sont convertis en milligrammes

de N par kilogramme de compost sec selon le calcul suivant :

Avec

- Ncom: teneur en azote nitrique (ou ammoniacal) du compost (en mg.kg-1 de MS)

- n extrait: teneur en azote nitrique (ou ammoniacal) dans la solution extraite avec compost (en

mg.L-1)

- n blanc: teneur en azote nitrique (ou ammoniacal) dans la solution d’extraction (en mg.L-1)

- Vsolution: volume de solution KCl utilisée pour l’extraction (en mL)

- τ MS: taux de matière sèche du compost

- m com: masse brute de compost utilisée pour l’extraction (en g)

� Dosage de l’azote organique

Le dosage de la fraction d'azote organique contenu dans la matière se fait en retranchant la

concentration d'azote ammoniacal de la concentration d'azote total Kjeldhal dans l'échantillon.

La concentration d'azote ammoniacal (azote sous forme à la fois d'ammoniac dissous et d'ions

ammonium), déterminée à partir d'un extrait de l'échantillon dans la solution de KCl (précité),

est retranchée de la concentration d'azote Kjeldahl total dans l'échantillon. La différence

représente l'azote organique.

I-2-2-5-Rapport C/N

Les bactéries utilisent le carbone comme source d’énergie et l’azote comme source protéique.

Le procédé de compostage entraîne une décomposition de la M.O, donc une consommation de

l’azote et du carbone, correspondant à la diminution du rapport C/N.

L’évolution du rapport C/N est souvent considérée comme indicateur d’une bonne dégradation

d’un substrat organique solide au cours de la fermentation. Ce rapport C/N est calculé à partir

106

des valeurs de Corg mesuré par oxydation et de la quantité d’azote N mesurée par la méthode

NTK.

C’est un indicateur du potentiel humigène du produit, qui permet de juger du degré d’évolution

de la matière organique, c’est-à-dire, de son aptitude à se décomposer plus ou moins

rapidement dans le sol.

Un rapport élevé lié à une teneur faible en azote (source nutritionnelle) conduit à un

ralentissement de l’activité ou de la croissance des populations microbiennes. A l’inverse, un

rapport C/N très bas lié à un excès d’azote conduit à une production d’azote ammoniacal

caractérisé par une odeur nauséabonde.

Actuellement de nombreuses études démontrent les limites d’utilisation de ce paramètre par la

mise en évidence de vitesses de décomposition rapides pour des produits à C/N élevé ou une

décomposition lente pour des produits ayant un C/N faible (< 15).

I-2-3-Caractérisation biochimique des matières organiques au cours de compostage

Les paramètres chimiques classiques décrits ci-dessus ne pouvant nous éclairer sur les

modifications subies par la matière organique pendant la seconde phase du compostage, phase

de stabilisation et de ralentissement de la minéralisation. Pour cela, d’autres analyses

chimiques ont été développées telles que fractionnement biochimique de la matière organique

en acides humiques et fulviques, puis fractionnement biochimique des matières organiques de

compost. Notons que, les résultats des caractérisations biochimiques vont nous permettre de

classer les composts en termes d’usage agronomique (par exemple : amendement ou engrais

organique) et notamment d’estimer leur potentiel humique, c'est-à-dire d’évaluer la quantité

potentielle d’humus stable restant après épandage (valeur amendante).

I-2-3-1-Fractionnement Biochimique de la matière organique en Acide Fulvique (AF) et en

Acide Humique (AH)

Le fractionnement chimique des acides humiques et fulviques a permis de suivre l’évolution de

l’humification des matières organiques pendant le compostage.

Les acides humiques (AH) et fulviques (AF) sont extraits par agitation à l’aide d’un agitateur

rotatif, durant 2 heures à partir de 10 g de compost additionnés à 100 mL de NaOH 0,1 M dans

des flacons Erlenmeyer de 250 mL. Cette fraction soluble en milieu alcalin (AH+AF) est

récupérée par centrifugation à 2500 tours/mn durant 25 min. La solution est alors acidifiée à pH

1 par ajout d’acide chlorhydrique HCl 6M. Après une nuit à + 4°C, la fraction soluble en milieu

acide (AF) d’acides fulviques est séparée de la fraction insoluble d’acides humiques (AH) par

107

centrifugation à 10000 tours/mn durant 10 min. Les deux fractions sont séchées dans une étuve

à 105°C pendant 48 heures (Figure n°24).

Figure n°24: Extraction des acides humiques et fulviques par différence de solubilité en

milieux basique et acide (source : Remy ALBRECHT, 2005)

La connaissance des valeurs AH et AF permet de déterminer et de suivre le rapport

d’humification (RH) du compost donc permet par la suite d’apprécier le degré d’humification

du compost (Saviozzi et al., 1988).

Ainsi, le tableau suivant stipule l’échelle de maturité des composts selon les valeurs de RH

Tableau n° 08 : Echelle de maturité des composts pour CAH/CAF (d’après Francou, 2003).

I-2-3-2- Fractionnement biochimique

Le fractionnement biochimique consiste à mesurer les composés de la MO des composts. Ces

dernières se divisent en : composés solubles (SOL), composés hémicellulosiques (HEM),

composés cellulosiques (CEL), composés ligneux (LIC).

Le fractionnement met à profit les différences de propriétés des composés biochimiques afin

d’assurer leurs extractions. En effet, les hémicelluloses sont solubles dans les solutions acides

faibles, la cellulose est hydrolysée en milieu acide fort et la lignine est insoluble même dans un

108

milieu fortement acide. De nombreuses méthodes de fractionnement sont proposées dans la

littérature, dont certaines sont destinées au dosage d’un seul constituant (Morel et al., 1986 ;

Garcia et al., 1992a). D’autres méthodes sont basées sur des extractions séquentielles.

L’objectif est de déterminer la teneur des différentes familles de constituants biochimiques des

déchets dont les principaux sont en général, les composés hydrosolubles, l’hémicellulose, la

cellulose et la lignine. Les fractionnements les plus cités dans la littérature sont le

fractionnement van Soest : (van Soest & Wine, 1967) et le fractionnement selon la norme

ASTM E1788-95ème (1995) citée par Kelly (2002). Ils sont basés sur des hydrolyses des

constituants biochimiques.

Ce fractionnement met à profit les différences des propriétés des composés biochimiques afin

d’assurer leurs extractions successives et répartir ainsi la matière organique du déchet en :

Matière Organique Soluble (SOL) ; Hémicelluloses (HEM) ; Celluloses (CEL) ; Résidu non

extractible (RNE).

La norme XP U44-162 (2005) présente également le fractionnement biochimique en vue

d’estimer la stabilité biochimique des amendements organiques et des supports de culture. La

caractérisation biochimique par cette norme, est basée sur des solubilisations successives au

détergent neutre (pour extraire la matière organique soluble), au détergent acide (pour

solubiliser les hémicelluloses) et à l’acide sulfurique concentré (pour solubiliser les celluloses

et déterminer le résidu non extractible). L’application de cette norme à nos déchets a montré

des résultats très fluctuants et peu fiables en raison de pertes de masses lors de la première

étape de détermination de la SOL. En outre, il nous ait difficile de procurer les différends

réactifs chimiques nécessaires dans le cadre de ce protocole expérimental notamment les

détergent acide et détergent neutre. Pour palier à cet inconvénient, nous avons mis au point un

protocole de fractionnement biochimique en se basant sur la recherche bibliographique. Ce

protocole est décrit dans la Figure n°25. Ce protocole diffère de celui de la norme XP U44-162

(2005) par le fait que les étapes de solubilisations aux détergents neutre et acide sont

remplacées par des solubilisations à l’eau chaude et à l’acide sulfurique (5N) et que d’autre

part, chaque étape de solubilisation est suivie d’une étape de centrifugation afin de permettre

une meilleure décantation et d’éviter ainsi les pertes de matière.

Ainsi, la fraction organique soluble, la SOL est déterminée par une mise en contact du déchet

broyé à 2 mm avec de l’eau à 90°C pendant une heure. Le ratio liquide/solide est de 50. Le

résidu solide est séché et utilisé pour l’extraction de l’hémicellulose. L’extraction de

l’hémicellulose est réalisée à chaud (90°C) pendant 1 heure en milieu acide avec (H2SO4 5 N)

avec un ratio liquide/solide de 40. Le résidu solide est séché et utilisé pour l’étape d’extraction

de la cellulose. Le dosage de la cellulose est réalisé selon la procédure normalisée ASTM

E1788-95ème (1995) qui consiste en une hydrolyse acide (H2SO4 72%), à 35°C pendant 1

109

heure, suivie d’une dilution et de l’autoclavage à 121°C et à une pression de 15 PSI pendant 1

heure. La SOL, HEM et CEL sont quantifiées par la mesure du COT sur liquide grâce à

l’utilisation d’un appareil dite ProToc 300 automatisé contrôlé par microprocesseur pour la

mesure du COT (carbone organique total) ou du CT (carbone total) (Cf. en annexe n° V les

caractéristiques technique de cet appareil). Le résidu non extractible RNE, constitué à la fois de

composés ligneux et parfois de matières plastiques, est dosé par mesure du COT solide et par

calcination. Il faut rappeler que le fractionnement humique a été élaboré dans le but d’isoler la

lignine.

En outre, c’est à partir de la composition biochimique des produits, qu’on pourra calculer

différents indicateurs d’évolution entre autres : l’ISB, CMB et surtout l’ISMO, etc.

Ici, il y a lieu de préciser que les composts étudiés ne contiennent pas d’inertes (pas de

plastiques notamment) et l’on peut donc supposer que la fraction non extractible RNE

correspond effectivement à des composés ligniques (plus quelques cutines, (Djakovitch,

1988)).

Figure n°25: Fractionnement biochimique en SOL, HEM, CEL et RNE (source : Faouzia,

2008)

110

I-2-4- Recherche de la qualité agronomique des composts

La qualité d’un compost est appréciée par sa stabilité, sa maturité et surtout par son

efficacité agronomique.

L’emploi d’un produit immature en agriculture peut avoir des retombées néfastes. Un compost

non mûr est encore riche en carbone facilement assimilable par les micro-organismes (risque

d’immobilisation de l’azote). Par ailleurs, il ne faut pas que le compost immature se décompose

trop rapidement. Cela provoquerait une diminution de la concentration en oxygène et du

potentiel d’oxydo-réduction de sol ce qui peut créer un milieu anaérobie et fortement réducteur.

Ainsi, il y aurait une augmentation de la solubilité des métaux lourds dans le sol, ainsi qu’une

inhibition de la germination des graines causée par la production de substances phytotoxiques

telles que l’ammoniaque, l’oxyde d’éthylène et les acides organiques. Par conséquent, un

compost mûr a atteint un degré de stabilisation suffisant pour ne plus provoquer d’effets

phytotoxiques sur les cultures.

I-2-4-1-Indicateur de stabilité des matières organiques

La stabilité étant entendue comme une faible biodégradabilité quand les composts sont apportés

à un sol. Différents indicateurs peuvent utiliser pour estimer le degré de stabilité de matière

organique en occurrence le calcul d’indice de stabilité biologique des composts ISB, le calcul

du taux de C restant au sol après l’incorporation (Tr CBM) et surtout le calcul de l’Indice de

Stabilité de la Matière Organique (ISMO). Le nouvel indice ISMO (Indice de Stabilité de la

Matière Organique) remplace l’ISB et le CBM devenus obsolètes au regard de la multiplicité

des produits organiques mis sur le marché. Pour des raisons de précision et de conformité,

l’indicateur le plus représentatif est l’ISMO exprimé sur produit brut et bien évidemment que

nous allons opter pour cette étude.

Notons que ces indicateurs ont été calculés à partir de la connaissance des fractions

biochimiques de la matière organique des composts. En outre la stabilité de matières organique

de compost peut aussi apprécier par extrapolation de cinétiques de minéralisation de carbone et

azote réalisées en conditions contrôlées. Ces différents indicateurs de stabilité de la matière

organique seront par la suite utilisés dans le paragraphe ultérieur pour interpréter et apprécier

les résultats concernant la valeur agronomique des composts plus précisément la valeur

amendante des composts.

111

� ISB

L’indice de Stabilité biologique (ISB), valeur comprise entre 0 et 1, correspond à un taux de

matière organique stable exprimé par rapport à la matière organique totale (MOT), et est

calculé à partir des résultats du fractionnement Van Soest et du fractionnement de Weende. La

valeur d’ISB est donnée par l’équation définie par Linères et Djakovitch (1993).

ISB = 2.112– (0.02009*SOLU) – (0.02378*HEMI) – (0.02216*CEW) + (0.00840*LIGN)

Avec SOLU : fraction soluble (% MOT)

HEMI : hémicelluloses (% MOT)

CEW : cellulose Weende (% MOT)

LIGN : lignine (% MOT)

� Tr CBM

L’indicateur TrCBM défini comme le taux de C restant au sol après l’incorporation du compost

à long terme est calculé à partir des fractions solubles, équivalents hémicellulose, cellulose et

lignine et cutine (SOLU, HEMI, CELL et LIGN, respectivement) et prend en plus en compte

l’effet de la fraction minérale (MM). La valeur de Tr CBM (en % MOT) est donnée par

l’équation définie par (Robin, 1997)

Tr CBM=(0.3221*SOLU-0.7155*HEMI+0.6717*CELL+1.8919*LIGN)MOT*10-2 +0.0271*MM

Avec SOLU : fraction soluble (% MOT)

HEMI : hémicelluloses (% MOT)

CELL : cellulose (% MOT)

LIGN : lignine (% MOT)

MOT : teneur en MO (% MS)

MM : teneur en matière minérale (% MS)

Le Tableau n°09 présente quelques valeurs d’ISB et de Tr CBM trouvées dans la littérature.

Nous voyons que la matière organique stable peut atteindre des valeurs voisines de 80% de la

matière organique pour les composts de déchets verts, alors que pour les composts d’ordures

ménagères des teneurs inférieures à 50% sont généralement mesurées.

112

Tableau n°09 : Valeurs d’ISB et de TrCBM pour différents composts

� ISMO

Ces deux indicateurs ci-dessus, présentent l’inconvénient d’avoir été construits à partir d’un

faible nombre de produits et s’avèrent donc peu robustes. Pour y remédier, une base de données

rassemblant des caractéristiques de dégradation en conditions contrôlées et des caractéristiques

chimiques de la MO (fractions biochimiques) a été construite et a permis la construction d’un

nouvel Indicateur de Stabilité de la Matière Organique (ISMO).

Cet indicateur a été publié par l’AFNOR en décembre 2009, sous la norme expérimentale

XP U 44-162 de «Caractérisation de la matière organique par fractionnement biochimique et

estimation de sa stabilité biologique » et est parue le 14 janvier 2010.

L’ISMO a été testé sur la base d’études de minéralisation longue afin de mieux estimer les

phénomènes intervenant sur le long terme. Il se différencie de l’ISB/TrCBM par une cinétique de

minéralisation du carbone à trois jours, qui entre en compte dans le calcul. L’ISMO est donc

calculé à partir des résultats de la méthode de fractionnement biochimique et la minéralisation

du carbone à 3 jours (Ct3) décrite en XP U 44-162. Plus cet indice est élevé, plus la matière

organique est potentiellement résistante à la minéralisation et plus le produit apportera de

l’humus. L’azote sera alors peu disponible pour la culture.

Cependant, la transposition au champ doit toujours être réalisée avec précaution.

L’ISMO peut se calculer selon la formule suivante :

ISMO = 44.5 + 0.5 SOLU – 0.2 CELL + 0.7 LIC – 2.3 C3j

Avec SOLU, CELL et LIC sont respectivement les fractions soluble, équivalents cellulose et

lignine exprimées en % de la MO totale et (C3j) correspond au C organique de compost

minéralisée en 3 jours d’incubations.

Il est possible de calculer l’ISMO à partir du coefficient de minéralisation du Carbone à 91

jours (ct91) selon la formule ci-après :

ISMO = 87.829 – 0.8658 x Ct91

113

L’ISMO est donc donné en % de la matière organique. Un résultat de 20 veut dire que 100 kg

de MO procureront potentiellement 20 kg d’humus stable. Ce résultat permet d’appréhender

donc le potentiel humigène des produits organiques.

I-2-4-2- La Minéralisation du carbone et de l’azote organique

Le degré de stabilité biologique d’un compost peut être aussi estimé par un suivi de la

minéralisation du carbone des composts au cours d’incubations de mélanges sol-compost en

milieu contrôlé. Le principe consiste à suivre la production de dioxyde de carbone (C-CO2) et

d’azote minéral (N-NO3- et N-NH4

+) par un mélange terre + produit organique, lors d’une

incubation de 91 jours en conditions contrôlées.

Les cinétiques de minéralisation du carbone et l’azote des composts serviront de référence

pour la recherche de tests opérationnels fiables d’appréciation du niveau de maturité des

composts et seront également utilisées pour interpréter les résultats concernant la valeur

agronomique plus précisément la valeur amendante des composts.

Cette approche, permet également de caractériser et de différencier le comportement de

différents produits organiques un fois incorporé au sol agricole (Chèneby et al., 1992)

� La minéralisation du carbone

La cinétique de minéralisation du carbone permet de déterminer le niveau de biodégradabilité,

de la matière organique et d'estimer ainsi le comportement du produit dans le sol (Francou,

2003).

• Condition d’incubation

Dans le cadre de cette étude, des mélanges de sol et de matière fertilisante (les différents lots de

compost) ont été placés en incubation en conditions contrôlées (humidité, température, durée)

afin de suivre la minéralisation du carbone apportés par ces matières. Le sol utilisé est un sol

limon argilo-sableux prélevé sur la station expérimentale d’Andohanakoho district de

Brickaville où sont menées plus tard les expérimentations au champ d'apport de nos composts.

D’ailleurs, la majorité des composts produits au niveau de la plate forme d’Antanandava sera

utilisé dans ce site pour l’exploitation agricole de la société Anjara Environnement.

Ce sol est par la suite séché à l'air libre et tamisé à 2 mm. Suite à leur prélèvement, les matières

organiques ont été séchées à l'air libre puis broyées à 2 mm. Chaque échantillon est alors

composé de 20 g de sol sec et une masse de matière fertilisante équivalente à 0,4% de la

quantité du sol sec soit 80 mg. Le témoin est, constitué de 20 g de sol seul (prélevé sur le site

d’Andohanakoho). Chaque traitement est répété 3 fois. Incubés dans l'obscurité, à une

température de 28°C pendant 91 jours, les échantillons sont humidifiés à hauteur de 65% de la

capacité au champ (soit 6,5 g d'eau pour 20 g de sol), conditions optimales de minéralisation.

114

La minéralisation du C est mesurée par piégeage de CO2 dans la soude (Freijer et Bouten,

1991). Des tubes contenant 20 ml de NaOH 1M sont placés dans les bocaux d'incubation. Les

tubes sont prélevés à date régulière et renouvelés avec de la soude fraîche.

La soude ayant réagi avec le CO2 précipite en présence de 5 ml de BaCl2. La soude restante est

titrée avec du HCL 0,1M jusqu'à virage d'un indicateur coloré (tymolphtaleine).

Les points de mesures sont fait aux temps de : 0 jour, 1 jour, 3 jours, 7 jours, 14 jours, 21 jours,

28 jours, 49 jours, 70 jours et 91 jours.

La minéralisation du C est exprimée par différence à la minéralisation d'un sol n'ayant pas reçu

d'apport (témoin et/ou référence) et en pourcentage de la quantité de carbone apportée.

• L’expression des résultats:

•

Avec

Ccomp : C du compost minéralisé (g.kg-1 compost sec)

Csol seul : C-CO2 minéralisé pour sol seul (mg.kg-1 sol sec)

mssol : masse sèche de sol (g)

mscompost : masse sèche de compost (g)

•

•

Un exemple du résultat de la minéralisation de quelques échantillons de compost est présenté

sur la graphique ci-après.

Figure n°26: Cinétique de minéralisation du carbone et valeur du Ct91 pour différents

produits organiques (Celesta lab, 2010)

115

Il est à noter que le mode opératoire au laboratoire, par un broyage à 2 mm, augmente la

surface d’attaque pour les micro-organismes ce qui pourrait tendre à une surestimation du

potentiel de minéralisation du carbone.

Ainsi, l’interprétation agronomique d’échelle de valeur selon Celesta est donnée dans le

tableau ci-après

Tableau 10: Interprétation agronomique (échelle de valeurs de Celesta lab) :

0 < Ct91< 15 % 15 < Ct91< 30 % 30 < Ct91< 50 % Ct91 > 50 %

-Forte stabilité -Fort potentiel humigène -Faible effet sur la biomasse microbienne et lombricienne Effet sur le sol : - anti-érosion -Amélioration de la

CEC

-Bonne stabilité -Bon potentiel humigène -Faible effet sur la biomasse microbienne et lombricienne Effet sur le sol : - structurant

-Stabilité intermédiaire -Potentiel humigène moyen -Effet moyen sur la biomasse microbienne et lombricienne Effet positif sur la stabilité structurale

Produit non stabilisé Potentiel humigène faible Fort effet positif sur la biomasse microbienne et lombricienne Peu ou d’effet à long terme sur le sol

� La minéralisation de l’azote organique

Le suivi du potentiel maximal ou le Coefficient de Minéralisation de l’azote (CMN) maximal

sur 91 jours renseigne sur le comportement du produit. Il va soit fournir de l’azote minéral à

partir de l’azote organique qu’il contient, soit immobiliser l’azote minéral du sol avec le risque

de créer un effet dépressif, «de faim d’azote», pour la culture en place.

Les tests de minéralisation permettent donc de mieux connaitre et de prévoir la disponibilité en

N de différentes catégories de composts.

• Condition d’incubation

De même, l'évolution de l'azote minéral dans le sol en condition contrôlée a été effectuée dans

le cadre de cette étude. Des échantillons sont préparés de manière identique à ceux préparés

pour la mesure de la minéralisation du carbone. Ces échantillons sont incubés parallèlement

dans les mêmes conditions. La mesure d'azote minéral, NO3 + NH4, se fait par extraction KCl à

0 jour, 7 jours, 14jours, 21 jours, 49 jours et 91 jours d'incubation. L'azote minéral est extrait

par agitation d'une demi-heure du mélange sol + KCl (80 ml de KCl 1N, suivi par la filtration

du surnageant et l'arrêt de la réaction par quelques gouttes de biocide. L'analyse se fait par

colorimétrie sur un analyseur en flux continu (Skalar) utilisant la méthode de Berthelot

(Gautheyrou et al, 1974) pour le dosage de N-NH4+ et la méthode de Griess et Ilossay

(Gautheyrou et al, 1974) pour le dosage de N-NO3-. De ces mesures, le pourcentage de

116

minéralisation de l’azote de chaque produit est déduit. C’est-à-dire, que la minéralisation des

matières organiques est calculée par différence entre l’échantillon avec le produit organique

(compost) et le témoin (sol sans apport), en faisant l’hypothèse que la minéralisation du

carbone du sol n’est pas modifiée par l’apport de résidu (compost) (pas de priming effect) ou

tout au moins que cet effet est du même ordre de grandeur pour les différents produits. La

minéralisation nette d’azote est calculée en soustrayant à chaque date la quantité d’azote

minéral du sol témoin.

Elle est exprimée en mg N min. kg-1 sol sec.

Avec :

- Nsol: teneur en azote nitrique (ou ammoniacal) du sol (en mg.kg-1 MS)

- nsol: concentration en azote nitrique (ou ammoniacal) dans l’extrait de sol (en mg.L-1 )

- nblanc : concentration en azote nitrique (ou ammoniacal) dans la solution d’extraction (en

mg.L-1 )

- Vsolution : volume de solution KCl utilisé (en mL)

- mesol : masse d’eau dans le sol (en g)

- mssol : masse sèche de sol utilisé (en g)

À titre d’exemple, la courbe ci-après illustre cette minéralisation maximale sur 91 jours pour

cinq produits à profils différents.

Figure n°27: Cinétique de minéralisation de l’azote organique (Celesta lab, 2010)

Interprétation agronomique de l’échelle de valeur selon Celesta est donnée dans le tableau ci-

après

117

Tableau 11: Interprétation agronomique du potentiel de minéralisation de l’azote (échelle

de valeurs de Celesta lab) :

CMN négatif CMN proche de zéro CMN positif

Immobilisation de l’azote

Risque de « faim d’azote » sur

la culture, augmenter la fumure

azotée et/ou positionner le

produit

en dehors des périodes où les

besoins azotés sont importants.

Peu de fourniture azotée

Produit a priori sans effet.

Penser à vérifier qu’il n’existe

pas de risque

de faim d’azote à partir de la

cinétique de minéralisation : Si

la cinétique est négative au

début et que l’apport est proche

du semis

de la culture alors le risque de

«faim d’azote » existe.

Fourniture d’azote

Fourniture d’azote à la culture (à

prendre en compte dans le bilan

azoté) et positionner l’apport en

fonction des besoins de la culture,

et de la cinétique de minéralisation

du produit.

Avec :

CMN=potentiel ou coefficient maximal de minéralisation de N au cours des 91 jours

d’incubation.

Ct91 = potentiel ou coefficient de minéralisation de C au terme des 91 jours d’incubation.

Par ailleurs, Lashermes en 2006, a hiérarchisé en 6 classes distinctes le degré de stabilité de

l’azote selon la dynamique de sa minéralisation dans le sol (Cf au tableau ci-après)

Tableau 12: Typologie distinguant 6 classes de comportement de minéralisation de

l’azote des matières organique exogène

Source : Lashermes, 2006 (INRA)

Avec N14 et N91, représentent la quantité d’N minéralisé après respectivement de 14 et 91 jours

d’incubation à 28 °C

118

I-2-4-3-Recherche de la maturité

Les méthodes d'analyse de sol traditionnelles sont peu utiles pour décrire la maturité ou la

qualité d'un compost sinon du point de vue de sa valeur fertilisante. Plusieurs chercheurs ont

donc mis au point des analyses qui permettent d'évaluer la maturité des composts, ce qui est

essentielle pour décider si un compost est utilisable ou non en agriculture. Ces tests peuvent se

classer en quatre catégories selon qu'il s'agit de méthodes empiriques, physiques, chimiques ou

biologiques. Les méthodes biologiques ont tendance à être plus longues que les autres mais

permettent de vérifier si oui ou non le compost peut être utilisé sans danger pour les plantes.

Ainsi, dans le cadre de cette étude, nous allons opter les indicateurs chimiques basés sur les

mesures des paramètres physico-classiques comme (C/N, pH, N-NO3-/N-NH4

+, RH (CAH/CAF)

et les tests de maturité d’auto-échauffement et de colorimétrie de type Solvita®.

I-2-4-4-Test de phytotoxicité pour le compost

L'apport de matières organiques dans les sols est susceptible d'en augmenter la fertilité, mais il

peut également entrainer des effets secondaires parmi lesquels il faut relever l'action

stimulatrice ou inhibitrice de composés organiques actifs sur le développement et la croissance

des végétaux (Morel et al 1986).

Afin de se rendre compte la pertinence du test de maturité du compost, nous réalisons

également des tests biologiques, basés sur des essais de germination sur le compost pur ou

mélangé au sol avec deux (02) types de plantes en occurrence la tomate et la salade.

Il s'agit par des essais en pots (11cm de hauteur, 9cm de diamètre) d'évaluer les effets de

différents composts activés ou non sur la germination et la croissance de ces deux plantes.

Donc, la phytotoxicité ou un retard de germination dans du matériel frais est appréciée par un

essai de germination. Ce pouvoir germinatif de ces deux espèces de plantes est testé dans des

conditions standardisées à l’aide d’un substrat, mélange du matériel frais à analyser (compost)

et de sable. La composition du substrat est définie en fonction de la conductivité (concentration

saline) afin de minimiser l’effet de sel. Le pouvoir germinatif est comparé à celui obtenu sur

substrat de référence soit du sable pur. Les résultats avec le sol sans compost sont considérés

comme 100% (traitement sans compost = témoin).

Le pourcentage de germination est donné par la formule suivante :

119

Où

NT= nombre des graines germées dans le traitement,

NC= nombres des graines germées dans le témoin,

N= nombre total des graines optées par pot.

I-2-4-5-Efficacité agronomique du compost

L’efficacité ou performance agronomique d’un compost est aujourd’hui essentiellement

déterminée par rapport à deux critères : leur valeur fertilisante et leur valeur amendante

(amendement organique pour les composts).

� Valeur amendante

La « valeur amendante » d’une matière fertilisante s’apprécie par sa faculté à produire de

l’humus stable dans le sol. Donc la première qualité agronomique attendue d’un compost est

d’être un amendement organique. La valeur amendante est liée à son niveau de stabilité, ce

niveau de stabilité détermine le comportement du compost une fois incorporé au sol.

Nous avons signalé lors du paragraphe (I-2-4-1, page 110) que la valeur amendante d’un

composé organique peut être apprécié par le suivi à longue durée au champ de son coefficient

isohumique K1, ou par des caractérisations au laboratoire comme la mesure de leur indice de

stabilité biologique ISB (Linères et Djakovitch, 1989), de la proportion de matière organique

stable dans les composts exprimée en % de la matière organique totale (TRCBM), sur la base

d’un fractionnement biochimique (rapport d’Humification) et surtout évaluée à partir des

résultats de calcul d’Indice de Stabilité de Matière Organique ou ISMO . En effet, l’ISMO

permet de prédire la proportion de matières organiques susceptibles de donner de l’humus. La

connaissance de la valeur d’ISMO permet donc d’appréhender le potentiel humigène ou

rendement en humus des produits organiques selon la formule suivante :

Avec :

PH : potentiel Humigène où rendement en humus,

MOT : Matière Organique Totale,

ISMO : Indice de Stabilité de Matière Organique

PH= MOT x ISMO

%��

� �

120

L’ISMO est donc un outil de diagnostic analytique plus efficace pour évaluer l’efficacité des

matières organiques, notamment pour estimer le potentiel humique du produit, c’est-à-dire, la

quantité potentielle humus stable restant après décomposition du produit dans le sol. Et c’est

l’outil que nous allons opter pour notre étude.

� Valeur fertilisante

La valeur fertilisante est l’aptitude des composts à fournir des éléments fertilisants comme

(de l’azote, du potassium, du phosphore, du calcium, du magnésium et vitesse de libération),

sans préjuger d’effets bénéfiques supplémentaires et autres avantages comparatifs. L’effet

fertilisant d’un compost participe activement à la nutrition de la plante, directement (engrais

passant dans la solution du sol immédiatement ou au cours de l’année d’apport) ou

indirectement en corrigeant les réserves jugées insuffisantes du sol en un ou plusieurs éléments

(fertilisation de redressement).

Cette valeur fertilisante porte surtout sur les caractéristiques chimiques du produit : % Ntotal,

P2O5, K2O, CaO, MgO (teneurs en éléments majeurs et alcalins),

La valeur fertilisante des produits organiques comme les composts est équivalente à celle des

engrais minéraux pour la plupart des éléments nutritifs : K2O, CaO, MgO, et oligo-éléments.

De même, l’apport de P2O5, K2O, MgO par les produits organiques peut donc se substituer en

partie ou en totalité aux apports par engrais minéraux.

Afin de connaître la teneur exact de ces éléments fertilisants [l’azote sous forme de nitrate, le

phosphore sous forme d’anhydride phosphorique (P2O5), et le potassium sous forme de potasse

(K2O)], des analyses chimiques sont avérées nécessaires (les détails des différentes analyses de

chaque élément sont détaillées en annexe III et IV de la présente thèse).

En outre, dans le cadre de la présente étude nous nous focalisons spécialement sur la valeur

fertilisante azotée de chaque lot de compost (compost classique sans activateur et compost

activé). C’est pourquoi, nous avons effectué une simulation de la cinétique de minéralisation de

l’azote organique en condition contrôlée. Rappelons que les cinétiques de minéralisation

avaient permis de classer ces composts dans les classes de composts stables et très stables selon

le tableau de classement de Lashermes en 2006.

121

I-3- LIEUX ET PERIODES DES EXPERIMENTATIONS

I-3-1- Lieux d’expérimentations

I-3-1-1-Laboratoire où les principales analyses bio- physico-chimiques ont été réalisées

Nous avons signalé au passage, que toutes les analyses portant sur la caractérisation physico-

chimique classique des composts (MO, C, N, pH, humidité, C/N, conductivité électrique, CEC,

…) ainsi que sur la caractérisation de ces matières organiques (fractionnement biochimique,

incubation en conditions contrôlées des MO, etc.) en vue d’apprécier le niveau de stabilité et de

la maturité de chaque lot de compost ont été effectuées au sein du laboratoire pédologique du

Madagascar Fauna Group (MFG) à Ivoloina. Rappelons que MFG est une ONG américaine

travaillant sur la conservation d’une réserve spéciale (Park d’Ivoloina, réserve de Betampona,

station forestière d’Analalava) et à cet effet, il a mis en place un laboratoire d’agroforesterie

performant.

Par contre, la réalisation des tous travaux de compostage a été effectuée au sein de la société

ANJARA Environnement sise à Antanandava, Commune de Toamasina Suburbaine.

D’ailleurs, cette dernière travaille déjà dans le domaine de traitement et de valorisation des

déchets entre autre traitement déchets d’origine urbaine (boues d’épuration des eaux usées,

déchets verts, d’ordures ménagères spécialement les Fractions Fermentescibles des Ordures

Ménagères (FFOM)). L’entreprise traite également les effluents d’élevage (fumier, lisier,

fiente…). Pour ce faire, elle dispose un Centre de Valorisation Organique (CVO), c’est-à-dire,

une plate forme destinée pour le traitement biologique (bioprocédé) des ordures ménagères et

autres déchets organiques fermentescibles (biodéchets).

122

I-3-1-2-Description succincte de la plate forme de compostage de l’Anjara Environnement,

lieu de l’expérimentation

La plate-forme de compostage, de l’entreprise Anjara Environnement, se compose de différents

espaces que l'on peut organiser suivant le schéma de principe ci-après

Figure n°28: Plate forme de compostage de l’entreprise Anjara Environnement

D’une manière générale, l’installation de compostage comprend les éléments ci-après :

-une aire de déchargement et de stockage des intrants (aire de réception des déchets),

-une aire de broyage des déchets,

-une aire de fermentation,

-une aire de maturation,

-une aire de circulation autour des andains pour permettre leur retournement,

-un circuit de gestion des lixiviats,

-une aire de stockage et conditionnement du compost et une aire de reprise du produit fini

conditionné.

En outre, afin de préserver l’environnement, les précautions suivantes ont été prises en compte

lors de l’élaboration de cette plate forme :

-le compostage s'effectue sur une aire entièrement bétonnée.

-le lieu de compostage (terrain) bénéficiant d’un peu d’ombre pendant une partie de la journée

pour éviter une évaporation trop forte et pour le bien-être des ouvriers. D’ailleurs, cette plate

123

forme a été mise sous un hangar (Cf. figure ci-après) afin d’éviter à forte pluviométrie de la

zone de Toamasina.

-afin d’éviter la contamination des sols par des liquides qui s’échapper des tas de compost en

fermentation (on les appelle des lixiviats) et éviter qu’ils contaminent les eaux disponibles à

proximité, nous avons mis en place un réseau de collecte ou un système de fossé (caniveau)

drainant autour de la plate-forme, avec une pente de 1 à 3 % et des bassins de récupération de

ces effluents liquides. Ces jus seront par la suite réutilisés en circuit fermé avec dispositif de

pompage pour réhumidifier le tas de compost en cas de siccité importante.

Figure n°29 : Vue de la plate forme de compostage d’Antanandava

I-3-1-3-Gestion des procédés de compostage opté par l’entreprise

La qualité d’un compost produit est fonction de la qualité des déchets entrants et de la maîtrise

de l’ensemble des étapes successives du procédé de compostage. En conséquence, la gestion

des procédés de compostage choisie dans la présente thèse est résumée par la figure ci-après

124

Figure n°30: Principales étapes du compostage et les actions contrôles associées

D’après cette figure, chaque lot et/ou chaque andain possède :

-une fiche de traçabilité informant sur le broyage, la composition des produits entrants, la

maturité, le criblage,

-une fiche de suivi des températures avec les dates de retournements (Cf. annexe n° II);

-un enregistrement hebdomadaire des variations de masse et de volume ;

-un enregistrement des produits entrants ;

-un enregistrement du compost sortant ;

-par ailleurs, une analyse complète a été effectuée pour chaque lot. Il s’agit surtout: des

caractéristiques chimiques du produit : % Nt, P2O5, K2O, CaO, MgO (teneurs en éléments

majeurs et alcalins), des caractéristiques organiques du produit : % MO (matières organiques)

(% de la matière sèche), rapport C/N, % acides humiques (% MS), % acides fulviques (% MS),

125

I-3-2- Périodes d’expérimentations

Ces travaux de recherches ont été initiés vers fin de l’année 2010/début 2011.

I-3-3- Lieu ou l’essai agronomique a eu lieu

Les essais agronomiques ont eu lieu sur l’un des sites d’exploitations agricoles de l’entreprise

Anjara Environnement. Il s’agit du site d’Andohanakoho, district de Brickaville. Ce site a

comme superficie près de 40ha et consacré exclusivement aux plantations des papayers, de riz

pluvial et de quelques espèces maraîchères.

Les essais agronomiques concoctés dans le cadre de la présente thèse seront réalisés sur des

échantillons réduits d’espèces, en l’occurrence le riz pluvial et les maraîchères. Le choix des

plantes cobayes s’explique par le fait que les recherches ont été effectuées dans le cadre de

l’étude de faisabilité de la mise en œuvre de la Révolution Verte dans la Région Atsinanana.

Ce cadre priorise le riz parce que c’est l’aliment de base de la population et que sa production

régionale est enlisée depuis longtemps dans un déficit chronique causé par la faiblesse de

rendement sous méthode culturale traditionnelle. En ce qui concerne le choix d’essai sur les

espèces maraichères, ce choix est motivé par le constat de la grande pauvreté en légumes de la

côte Est en général, de la Région Atsinanana en particulier.

En outre, ces essais agronomiques ont pour objectif d’appréhender l’effet des composts sur les

propriétés physiques, chimiques et biologiques du sol concerné (pH, texture, etc), d’interpréter

les effets observés par rapport aux caractéristiques physico-chimiques des composts (stabilité

de chaque gamme de composts obtenus), donc de prévoir sa valeur amendante, en vue

d’apprécier la performance agronomique de chaque gamme de composts (mettre en place une

typologie des composts). En parallèle, ces essais agronomiques permettent de comparer la

valeur fertilisante minérale classique des composts plus particulièrement la valeur fertilisante

azotée. Pour mieux réaliser ces essais agronomiques, une analyse du sol s’impose avant sa mise

en culture. Cette opération a pour but de connaître l’état du terroir en les éléments nutritifs

divers exigés par la spéculation que l’on veut y planter pour savoir s’il faut en apporter ou non

et dans quelle quantité. Il faut, en effet conjuguer la connaissance des fertilisants acquise par

tests et essais en laboratoire avec la connaissance des propriétés des sols acquises par analyses

pour déterminer des itinéraires techniques optimales d’application de chaque type de composts.

126

I-4-RESULTATS ATTENDUS

Les résultats attendus par l’application de la méthodologie exposée ci-dessus sont l’atteinte des

objectifs recherchés, à savoir :

-la connaissance précise du pouvoir activant du Sulfate d’Ammonium,

-la possibilité de définir de près les doses d’activateur (le Sulfate d’Ammonium) à apporter

(itinéraire) en fonction des caractéristiques des déchets à composter, ce qui permet de mettre au

point son usage rationnel et de prévenir les divers risques encourus par surutilisation,

-la maîtrise totale des procédés de compostage en général,

-l’obtention d’un produit fertilisant de qualité apte à remplacer l’usage d’engrais

chimiques ayant les mêmes valeurs agronomiques. Etant donné qu’à valeurs égales, en

termes d’unités (N, P, K, Ca), le coût de production sera plus faible pour le compost.

-possibilité de définir les doses optimales de composts en fonction des spéculations agraires

voulues « itinéraires techniques pour chaque typologie de compost »

127


DECHETS PAR LE SULFATE D’AMMONIUM

Le but ultime de notre travail est de trouver les quantités optimales de l’activateur (Sulfate

d’Ammonium) pour stimuler le compostage et surtout de mener à terme le processus de

maturation et de stabilisation des matières organiques du compost ainsi que le temps de

compostage. A cet effet, nous espérons qu’avec l’application des doses optimales en Sulfate

d’Ammonium (SA), les matériaux entrent dans un processus de décomposition aérobie, aidant

le développement des microbes favorables, présents dans l’environnement (indigène), et

accélérant leur travail de transformation des déchets en compost mûr et stable.

II-1- MATERIELS ET METHODES

II-1-1-Composts étudiés

Notre étude s’est focalisée sur l’activation par le Sulfate d’Ammonium du compostage des

mélanges des Déchets Verts (DV) avec les Fractions Fermentescibles d’Ordure

Ménagères(FFOM) et les mélanges des Déchets Verts avec les Fumiers de Bovins. Notons que

ce choix se fait sur la base d’une étude de faisabilité de la nature et de la grande disponibilité de

ces matières premières au niveau de notre Région Atsinanana.

Les Fractions Fermentescibles d’Ordures Ménagères (FFOM) nécessaires dans le cadre de cette

étude ont été fournies par le groupe CIS ou Catering International and Services, prestataire

restaurateur du projet Ambatovy.

Par contre, les Déchets Verts et les fumiers de bovins, ont été fournis en partie par l’entreprise

Anjara Environnement et que certains ont été collectés auprès des éleveurs de la banlieue de la

ville de Toamasina. Ici, il y a lieu de préciser qu’il s’agit bien de fumier de bovin laitier.

Ces déchets exceptés les fumiers de bovins ont subi d’abord un prétraitement (triage, criblage

et broyage) qui vise à homogénéiser, affiner et humidifier le produit destiné à la fermentation.

II-1-2-Procédé de compostage : Andains retournés avec aération naturelle

Pour sa facilité de mise en œuvre (adaptée à une région agricole comme celle de la Région

Atsinanana), la technique du compostage adoptée au cours de cette étude est le compostage en

« andain retourné avec aération naturelle ». Elle consiste à mélanger les matières à

composter et à les déposer en tas que l’on appelle aussi andains. La dimension de l’espace

(andain) dépendra des quantités de substrats à traiter. Pour notre cas, les dimensions d'un tas

128

unitaire de chaque mélange sont fixées de 2 m de long, 1,5 m de large et 0,4 m de hauteur. Les

tas sont disposés de telle manière à éviter le tassement de la masse des ordures et pour garantir

un espace lacunaire aéré.

Après la mise en place du tas et/ou andain, des retournements réguliers pour aérer le mélange

ont été effectués toutes les semaines pendant les premiers mois de compostage. Et par la suite,

ces retournements ont été effectués au bout de chaque mois jusqu’à l’obtention du compost

mûr. Ces retournements réguliers, ou brassés, permettent d’exposer de nouvelles surfaces à la

biodégradation et de réduire ainsi les hétérogénéités de la matrice du compost. Des analyses

agronomiques des matériaux bruts (Déchets Verts, FFOM et Fumier de Bovin) et produits finis

(compost) ont été réalisés.

De même, les paramètres température, humidité, C/N et pH ont fait l'objet de suivis réguliers

durant toute la durée du processus. Le suivi des températures dans les andains en compostage a

été conduit en 3 points de l’andain à 1 m de profondeur. Étant donné que la taille de chaque

andain est relativement faible (2 m x 1,5m x 0,4m), l’usage des matériels légers comme

brouette, pelle, fourche, machette, etc… sera largement suffisant.

Enfin, les pesées systématiques des intrants (déchets) et extrants (compost) ont permis de

réaliser un bilan matière de chaque lot de compost.

II-1-3- Protocole des mélanges initiaux des déchets compostés

II-1-3-1- Cas de mélanges de compost des FFOM et DV

Les Fractions Fermentescibles d’Ordures Ménagères sont composés exclusivement par des

déchets de cuisines (restes alimentaires comme viandes, poissons, haricots, riz, pain, etc) ou de

potager comme les choux, les carottes, les pommes de terre, les courgettes, les salades, etc…

donc des matières organiques biodégradables « biodéchets ».

Quant aux déchets verts ils sont constitués principalement par des feuilles, des tontes de gazon,

et quelques branches d’arbres, etc.…

Les FFOM sont broyées à moins de 40mm, quant aux déchets verts, ils sont broyés à moins de

20mm par des broyeurs de jardin ou à marteaux mobiles.

Suivant les proportions des mélanges des déchets à composter, deux séries d’andains ont été

constitués:

-andain série (A1) : constitué par un mélange à part égal entre ces deux catégories de déchets,

-andain série (A2):constitué par un mélange de 2/3 des Déchets Verts et 1/3 des Fractions

Fermentescibles d’Ordures Ménagères

129

Les proportions des mélanges initiaux pour chaque andain sont résumées dans le tableau n° 13

ci-après

Tableau n°13: Composition des mélanges des Déchets Verts et les Fractions

Fermentescibles d’Ordures Ménagères avant l’expérimentation de compostage

Andain Masse totale dans chaque

andain (Kg de MB)

Déchets Verts (%

de la MB)

FFOM

(% de la MB)

Humidité

(% de la MB)

Masse volumique

(Kg de MB.l-1)

A1 500 50 50 66 0,43

A2 500 70 30 60 0,38

II-1-4-2- Cas du mélange de DV et le fumier de bovin

Il s’agit ici de co-compostage de DV avec le fumier de bovin. Le terme « co-compostage »

désigne le compostage de deux familles distinctes de déchets fermentescibles (déchets verts et

fumier d’élevage bovin par exemple) (Hyung Hong et al., 1984).

Le but recherché est d’associer les qualités d’un produit à celles d’un autre dans le but d’obtenir

un très bon compost. Ici, la proportion de mélange entre DV et FB est identique, c’est-à -dire,

(50%DV et 50%FB) (Cf. Tableau n°14). En plus, ce déchet vert peut constituer un structurant

adapté et facilement mobilisable.

Tableau n°14 : Composition des mélanges des DV et Fumiers de Bovins avant

l’expérimentation de compostage

Andain Masse totale (Kg de

MB)

Déchets verts (%

de la MB)

Fumier de Bovin

(% de la MB)

Humidité

(% de la MB)

Masse volumique

(Kg de MB.l-1

A1F 500 50 50 66 0,70

II-1-4- Préparation des échantillons pour l’analyse

II-1-3-1- Prélèvements

Le prélèvement d’échantillon est crucial, réalisé dans de bonnes conditions, il évite par la suite

les erreurs d’interprétation et que le protocole de prélèvement doit permettre d’avoir un

échantillon représentatif de tous les déchets. Dans notre cas, le protocole d’échantillonnage est

réalisé par quartage conformément au dispositif de la norme (XP U44-101) fixant les

130

méthodes d'échantillonnage d'un lot d'amendements organiques ou d’un support de culture, soit

un prélèvement à différents niveaux du tas après ouverture d’une saignée verticale de manière à

obtenir un échantillon aussi représentatif que possible. Ainsi, le prélèvement de 500g de

matière dans des sacs stériles, est réalisé 3 fois à différents niveaux du tas et/ou andain afin de

réaliser les différentes analyses bio-physico-chimiques nécessaires dans le cadre de cette étude.

II-1-4-2-Echantillonnage

Sont échantillonnés pour analyse, les mélanges initiaux, puis les mélanges prélevés après 2, 3,

4, 5 et 6 mois de compostage, c'est-à-dire, durant la phase supposée de maturation.

II-1-5-Caractérisation physico-chimique des matériaux à composter et leurs mélanges

initiaux

II-1-5-1-Matières premières

Les caractéristiques physico-chimiques des déchets intrants (FFOM, DV et fumier de bovin)

ainsi que leurs mélanges initiaux sont présentées dans le Tableau n° 15 ci-après :

Les biodéchets (FFOM) ont des teneurs élevées en matière organique (90% de la matière

sèche), en carbone (42%) et en azote totale Kjeldhal (environ 2%). Ceci leur confère un C/N

relativement bas (20). Ils sont riches en azote ammoniacal qui représente près de 26% de

l’azote total. Les biodéchets étudiés sont légèrement acides à cause probablement de cette

concentration importante en azote ammoniacal.

Les déchets verts sont composés à 60% de matière organique. Avec environ 30% de carbone et

près de 2.8% d’azote, ils ont un rapport C/N assez bas (entre 16 et 21). Ces déchets sont

légèrement basiques

Les fumiers de bovins sont composés de 77% de matière organique. Avec environ 24% de

matière sèche, 40% de carbone et près de 2,46% d’azote par rapport à la MS. Ceci leur confère

un C/N relativement bas de (16,20). Ce rapport C/N faible risque d’entraîner des pertes en

azote conduisant à un dégagement d’odeurs. L’ajout d’un matériel plus ligneux aurait

probablement permis d’améliorer le compostage. Ici, nos fumiers de bovins sont très pauvres

en azote minéral (nitrique + ammoniacal <10% de l’azote total), par contre la forme azote

organique simple et complexe prédomine (plus de 90% d’azote totale).

Aussi, le tableau ci-après nous récapitule les principales caractéristiques physico-chimiques des

matériaux à composter.

131

Tableau n°15: Principales caractéristiques physico-chimiques des matières premières

ainsi que leurs mélanges initiaux avant l’expérimentation de compostage

Matériaux MS (%MB) MOT

(%MS)

COT

(%MS)

NTK

(g.kg-1/MS)

Norg

(g.kg-1MS

N-NO3-

(g.kg-1/MS)

N-NH4+

(g.kg-1/MS)

C/N pH

eau

Biodéchets

(FFOM)

10 90 42 20,7 15,29 0,1710 5,44 20,0 5,20

Déchets Verts 50 62,4 30,5 14,1 13,11 2.10-4 0,987 21,63 7,09

Fumier de

bovin

24 77 40

24,66

21,96

0,04 2,70 16,20 6,8

A1 30 76,20 36,25 17,40 14,20 0,0855 3,20 21 6,14

A2 38 71,00 34,00 16,08 13,76 0,0513 2,32 21,13 6,52

A1F 37 69,70 35,25

19,38

17,55

0,0201 1,84 18,18 6,94

II-1-5-2-Mélanges initiaux

De même les caractéristiques des mélanges initiaux des déchets à composter sont données dans

le tableau ci-dessus. Rappelons que dans le cadre de cette étude nous nous focalisons sur trois

protocoles de mélanges des déchets entre autre, andain A1 constitué par le mélange à part égal

entre DV et FFOM (50%DV/ 50%FFOM), A2 constitué par mélange de 70%DV et 30%FFOM

et andain A1F constitué par le mélange à part égal entre DV et FB (50%DV/50%FB)

� Cas des mélanges de Fraction Fermentescibles d’Ordures Ménagères et Déchets

Verts :

La teneur initiale en matière organique totale (MOT) pour les mélanges 50/50 entre FFOM et

DV au niveau de l’andain A1 est 76,20% de MS, cette teneur est de l’ordre de 71% pour les

mélanges 70/30 entre DV et FFOM au niveau de l’andain A2. Ici, les mélanges les plus riches

en MOT correspondent aux faibles proportions de Déchets Verts. De telles teneurs en MOT sur

des mélanges initiaux sont courantes dans la littérature (Morel et al. 1986; Kirchmann et

Widen, 1994; Sanchez-Monedero et al. 2001).

La teneur en carbone organique totale (COT) varie de 36,25% pour l’andain A1 à 34% pour

l’andain A2.

La teneur initiale en azote totale Kjeldhal (N total) pour l’andain A1 est égale à 17,40 g.kg-1 de

MS soit représente 5,8% de MS. Cette valeur est égal à 16,08 g.kg-1 de MS pour l’andain A2,

soit représente 4,32% de MS. L’azote minéral (N min) ne représente qu’une très faible

proportion de l’azote total des composts initiaux (soit 14% de l’azote total pour A2 et près 18%

pour A1). Ces données sont du même ordre que celles relevées dans la littérature sur des

mélanges d’ordures ménagères et de biodéchets avant compostage (Brinton et Evans, 2000;

Sanchez- Monedero et al., 2001; Wolkowski, 2003).

132

Les rapports C/N au niveau des andains A1 et A2 sont proches de 21. Les deux mélanges

obtenus à partir de ces deux matériaux bruts sont alors proches. D’après les références

bibliographiques, le C/N d’un produit doit être compris entre 25 et 40 pour permettre un

compostage optimum (Leclerc, 2001). On peut dire que nos mélanges ne sont pas éloignés des

optimums requis pour un compostage idéal.

Les mélanges initiaux ont des pH compris entre 6 et 7, conformes aux pH habituellement

mesurés sur des ordures ménagères et déchets verts (Morel et al, 1986; Sanchez-Monedero et

al, 2001).

� Cas du co-compostage de fumier de bovin et déchets verts :

La teneur initiale en matière organique totale (MOT) est de l’ordre de 69,70% de MS.

La teneur initiale en (COT) est égale à 35,25% de MS.

La teneur en azote totale initiale (N total) est égale à 19,38 g.kg-1 de MS, soit 5,6% de MS.

C’est pourquoi, son rapport C/N est égal à 18donc relativement bas.

Le pH est égal 6 donc légèrement acide.

II-2-MISE AU POINT EXPERIMENTALE DE NOTRE PROCEDE D’ACTIVATION DE

COMPOSTAGE PAR LE SULFATE D’AMMONIUM

Nous avons signalé au paragraphe précédent, que le but ultime de notre recherche est de trouver

la quantité optimale de Sulfate d’Ammonium pour accélérer de façon significative et mener à

terme le processus de compostage.

Afin d’apprécier le pouvoir activant du Sulfate d’Ammonium, voici comment se déroulera

notre expérience : nous procédons au compostage de ces différents déchets avec des conditions

opératoires identiques, c’est-à-dire, (soumis aux mêmes processus de compostage, aux mêmes

conditions climatiques et aux mêmes fréquences de retournement, etc.) mais en prenant comme

témoin et/ou référence le compostage des déchets sans activateur (compostage classique).

Parallèlement, nous procédons au compostage des déchets susmentionnés toujours avec des

conditions opératoires identiques mais avec une dose variable d’activateur (Sulfate

d’Ammonium).

Ensuite, pour les deux formes de compostage (classique et activé par le sulfate d’ammonium),

le suivi systématique des paramètres fondamentaux (T, %H, C/N, pH) durant toutes les phases

du processus de compostage, nous permet d’apprécier l’effet des doses variées en activateur

(Sulfate d’ammonium) sur ces paramètres fondamentaux. En plus du suivi systématique de ces

paramètres physico-chimiques classiques, les mesures de l’indice ISMO, des cinétiques de

minéralisation des matières organiques des composts (classiques ou activés) en condition

133

contrôlée ainsi que l’interprétation résultats des tests de maturité et de stabilité de ces différents

lots de compost nous permettent de confirmer le pouvoir activant du Sulfate d’Ammonium

donc son pouvoir améliorer les performances de la biodégradation et d’écourter la durée du

processus de compostage.

II-2-1-Cas du co-compostage de fumier de bovin et déchets verts

Rappelons que pour le cas du co-compostage de fumier de bovin et déchets verts, les mélanges

initiaux se font à part égaux.

Afin de pouvoir apprécier l’efficacité de notre produit activateur, cinq (05) tas semblables ont

été crées et déposés sur une surface bétonnée de la plate forme de compostage de l’Anjara

Environnement. Pour ce faire, les doses appliquées à chaque couche de 20 cm d'épaisseur de

déchets ont été organisées comme suit:

Dose n°0 : sans activateur (témoin)

Dose n°1 : saupoudrer 50g/m2,



Dose n°4 : saupoudrer 200g/m2.

Nous nous arrêtons au niveau de ces doses pour des raisons purement techniques. En effet, à

partir de la dose de 300g/m2 soit 0,36% de MB, le pH du mélange devient inférieur à 5 (très

acide) après quelques jours du processus de compostage (5jours plus exactement). Dans ce

zone de pH, les bactéries qui assurent la minéralisation des matières organiques dans les

déchets à composter ne sont plus actifs, surtout l’activité des bactéries nitrifiantes, et de ce fait

la décomposition de la matière organique devient difficile voire même impossible (Jean

Gagnon, 2009). Du point de vue écologique, Finstein et al. (1980) appellent ce processus

suicide microbien. En outre, toujours avec cette même dose d’activateur (300g/m2), la

température du tas de compost excède 82°C au bout de trois (03) jours de compostage. Selon

Liang et al., (2003), cette température supérieure à 82°C inhibe, voire arrête l’activité

microbienne, donc l’arrêt du processus de compostage.

Au moment de l’application, l’arrosage des andains pour faire pénétrer le produit activant

(Sulfate d’Ammonium) est nécessaire. Des retournements de tas de compost pour assurer une

bonne aération ont été effectués également.

Selon ces doses d’activateur, cinq (05) andains semblables (Cf. au tableau n°16) contenant

500kg des déchets de chaque ont été constitués et mis en place sur une aire en béton.

Ici, il y a lieu de préciser que ces 500kg de déchets ont été étalés sur une aire de 2m x 1,5m

avec 40 cm d’hauteur.

134

Tableau n°16: Doses d’activateur appliquées pour chaque andain

Andains Masse totale

(Kg de MB)

Déchets Verts (% de

la masse de MB)

Fumier de Bovin

(% de la masse de

MB)

Doses

appliquées

(g/m2)

Dose totale appliquée

(g/500Kg de MB)

A1F1 500 50 50 0 (témoin) 0

A1F2 500 50 50 50 300 soit 0,06% de MB

A1F3 500 50 50 100 600 soit 0,12% de MB

A1F4 500 50 50 150 900 soit 0,18% de MB

A1F5 500 50 50 200 1 200 soit 0,24% de MB

II-2-2-Cas des mélanges des Fractions Fermentescibles d’Ordures Ménagères et Déchets

Verts

En fait, pour ces deux catégories de déchets, nous avons deux protocoles de mélanges initiaux

en l’occurrence : mélange à part égal entre ces deux catégories de déchets (andain A1) et

mélange avec 70% de DV et 30% des FFOM (andain A2).Nous avons observé également, lors

des paragraphes précédents qu’il n’y a pas une grande différence en termes de teneurs en MOT,

de COT, d’azote total ainsi que le rapport C/N pour ces deux protocoles de mélanges initiaux.

Rappelons que, le but final de cette étude est de trouver la dose optimale de l’activateur

nécessaire pour booster le processus de compostage permettant ainsi de gagner le temps et donc

d’obtenir un compost mûr et stable rapidement.

Comme le co-compostage de Déchets Verts et fumiers de bovin, ces 500kg des déchets

susmentionnés ont été étalés sur une plate-forme en béton avec comme dimensions unitaire de

chaque andain de 2m x 1,5m x 0,40 m soit un andain de 40 cm d’hauteur.

Aussi pour mieux évaluer les exploits de notre produit activant, nous adoptons les mêmes doses

d’activateur comme dans le cas précédent, c’est-à-dire, le co-compostage de fumier de bovin et

déchets verts. Pareillement, pour chaque dose d’activateur, nous allons mettre en place un

andain y correspondant.

Aussi, les doses suivantes ont été appliquées à chaque couche de 20 cm d'épaisseur de déchets:

Dose n°0 : sans activateur (témoin)




Dose n°4 : saupoudrer 200g/m2.

Dose n°5 : saupoudrer 300g/m2

135

II-2-2-1-Pour mélange 50/50 entre DV/FFOM désignons campagne A

Tableau n°17: Doses croissantes du produit activant pour le mélange de 50/50 entre DV et

FFOM


(Kg de MB)


la MB)

FFOM

(% de la MB)

Doses

appliquées

(g/m2)


(g/500Kg de MB)

A11 500 50 50 0 (témoin) 0

A12 500 50 50 50 300 soit 0,06% de MB

A13 500 50 50 100 600 soit 0,12% de MB

A14 500 50 50 150 900 soit 0,18% de MB

A15 500 50 50 200 1200 soit 0,24% de MB

II-2-2-2-Pour mélange 70/30 entre DV/FFOM désignons campagne B

Ces mêmes doses ont été appliquées également pour le cas de mélange 70/30 entre DV et

FFOM (Cf. au tableau ci-après)

Tableau 18: Doses croissantes du produit activant pour le mélange de 70/30 entre DV et

FFOM


(Kg de MB)


la MB)

FFOM

(% de la MB)

Doses

appliquées

(g/m2)


(g/500Kg de MB)

A21 500 70 30 0 (témoin) 0

A22 500 70 30 50 300 soit 0,06% de MB

A23 500 70 30 100 600 soit 0,12% de MB

A24 500 70 30 150 900 soit 0,18% de MB

A25 500 70 30 200 1200 soit 0,24% de MB

Nous avons donc établi dix (10) andains semblables selon les doses appliquées pour ces deux

protocoles de mélanges initiaux entre Déchets Verts et Fractions Fermentescibles d’Ordures

Ménagères.

Le suivi et l’interprétation des différents paramètres fondamentaux du compostage (T, %H,

C/N, pH) au cours de compostage et le test de maturité de chaque lot de compost vont nous

permettre d’apprécier le véritable exploit de notre produit et de proposer par la suite la dose

optimale pour chaque catégorie de déchets compostés dans les conditions de la Région

Atsinanana avec comme technique de compostage : « compostage en andain retourné avec

aération naturelle ». Notre choix se porte sur cette technique de compostage étant donné que

136

cette technique ne nécessite pas des installations onéreuses et des suivis techniques complexes

donc facilement adopté par les paysans producteurs de notre Région Atsinanana.

II-3-RESULTATS ET DISCUSSIONS

II-3-1-Résultats des suivis des paramètres physico-chimiques classiques

II-3-1-1-Cas du co-compostage des déchets verts avec le fumier de bovin

� Suivi des températures

Des mesures plus rapprochées permettront d’améliorer le suivi de la température et de

visualiser les différentes phases d’évolution de la température. Pendant cette étude ces mesures

seront effectuées tous les deux jours.

Les températures mesurées dans tous les andains atteignent leur maximum 70°C vers une

semaine (Cf. Figure n°31). La montée de température est plus rapide au niveau des andains

A1F5 et A1F4, 75°C dès le 2ème jour de compostage puis diminue pour atteindre une température

constante de 35 à 40°C. En effet, au 8ème jour, les températures des andains A1F3, A1F4 et A1F5

chutent respectivement de 71 à 54,4°C ; 74 à 66°C et 75 à 68,4°C, ces valeurs vont décroitre

progressivement, pour se stabiliser autour de 35 et 40°C à partir du 15ème jour. Sans aucun

doute, cette montée spectaculaire de la température au niveau des andains A1F4 et A1F5 est

attribuable aux doses importantes d’activateur choisies.

Les températures mesurées indiquent qu’il y a eu une activité de dégradation de la matière

organique avec une activation des micro-organismes responsables du compostage (Jimenez et

Garcia, 1989). En outre, ces températures élevées pendant le compostage peuvent être

expliquées de deux manières :

- activité de dégradation intense tout le temps du compostage ;

- activité de compostage suffisante pour provoquer les températures observées.

Ici, on constate aisément que notre produit activateur favorise positivement la prolifération des

microorganismes donc un amorçage de la fermentation puisque l'amplitude de l’élévation de

température était maximale dans le cas de l’andain A1F5, le plus riche en produit activateur.

Sans aucun doute, il existe une forte proportionnalité entre l’activateur employé et l’activité

biologique des microorganismes. En effet, lorsque la dose d’activateur appliquée est

importante, l’activité biologique l’est aussi.

De même, les températures maximales de 71°C à 75°C sont atteintes pour les autres andains,

exceptés les andains A1F1 (60°C) et A1F2 (65°C), puis diminuent graduellement pour atteindre

une température constante de 40°C jusqu’à la fin du processus (180ème jour).

137

Généralement, le compostage ici se déroule en deux phases : une phase active dominée par une

intense activité microbiologique qui s’accompagne d’une élévation de température (phase

thermophile) dès les premiers jours, par la suite la température baisse progressivement pour se

stabiliser à des températures inférieures à 40°C, indiquant l’épuisement du milieu en molécules

simples et dominée par les processus d’humification (phase de maturation) et pouvant durer des

mois.

En conséquence, la température pouvait être considérée comme un bon indicateur de la fin de

la phase bio-oxydante, ce qui est en accord avec les observations de Finstein et Morris (1975)

et De Bertoldi et al. (1983). Pour Charnay (2005), le suivi de la température est une mesure

indirecte de l’intensité des dégradations, les dégradations les plus intenses situées pendant le

premier mois de compostage.

Figure n°31: Evolution des températures au cours du compostage

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 6 12 18 24 30 36 42 48 54 60 66 72 78 84

138

au cours du compostage pour les 5 andains

84 90 96 102 108 114 120 126 132 138 144 150 156 162 168 174 180 186 192

(Jour)

192

A1F5

A1F4

A1F3

A1F2

A1F1

139

� Suivi de l’humidité

L’ humidité mesurée dans les mélanges initiaux est comprise entre 60% et 66% de la masse

brute. L’humidité optimale pour le compostage, c’est-à-dire, celle permettant l’activité

microbienne optimale, est généralement située entre 50% et 70%, en fonction des déchets

compostés.

D’après la figure n° 32 (ci-dessous), la teneur en eau reste plus ou moins élevée comprise entre

50 et 55% pendant le premier mois du compostage au niveau des andains A1F1 et A1F2.Celle-ci

diminue très fortement pour attendre 30 % de MB de départ après 5ème mois de compostage.

De même au niveau de l’andain A1F3, l’humidité diminue fortement de 66% à 30% après 3ème

mois de compostage. Par contre, au niveau de l’andain A1F4 et A1F5 une forte chute a été

enregistrée au cours du premier mois de compostage de 66% à 25%. Cette diminution est

fortement liée à l’élévation de la température enregistrée au début de compostage. Selon Canet

et Pomares (1995), une partie de l’énergie calorifique dégagée lors du processus de compostage

provoque une évaporation de l’eau entraînant par la suite un assèchement des matières.

En général, on assiste ici à l’élévation de la siccité des tas de composts dans le sens croissant

A1F1, A1F2, A1F3, A1F4 et A1F5: en raison des différences des températures atteintes et des doses

croissantes d’activateur qui influent sur l'évaporation. Dès lors, une réhumidification des

andains A1F3, A1F4 et A1F5 après 1mois de compostage est jugée nécessaire afin d’éviter le

ralentissement de l’activité des microorganismes.

Figure n°32: Courbe d évolution de l’humidité au cours de compostage

� Evolution de Matière Organique Totale (MOT)

La teneur en MOT diminue au cours de l’essai pour l’ensemble des composts. Pourtant cette

diminution n’est pas le même pour chacun des andains nonobstant les conditions des

compostages identiques. Des valeurs différentes ont été constatées suivant les doses

d’activateur adoptées (Cf. au tableau n° 19). Dans le cas des andains A1F4 et A1F5 dont la

0

10

20

30

40

50

60

70

0 2 3 4 5 6

Tau

x d'

hum

idité

Temps (en mois).

A1F5

A1F4

A1F3

A1F2

A1F1

140

teneur de l’activateur est importante, les concentrations en MOT diminuent respectivement de

69,70% à 50,59% et de 69,70% à 49,40%, soit une perte relative en MOT de 27,41% par

rapport aux teneurs initiaux (69,70% de MS) pour l’andain A1F4 contre une perte de 29,12%

pour les déchets compostés au niveau de l’andain A1F5. Cette chute en MOT est très marquée

en début de compostage, entre 0-2 mois (-27,83% par rapport aux teneurs initiales pour A1F5).

Par contre cette chute est faible pour le cas de l’andain A1F1 (témoin « sans activateur ») avec

une perte en MOT de l’ordre de 17,74% par rapport à la teneur initiale au bout de 3ème mois de

compostage. Pour le cas des andains A1F2, A1F3 qui se trouvant en position intermédiaire, cette

perte en MOT varie respectivement de 19,56% à 22,30%.

Cette perte de matière organique peut se traduire par sa minéralisation.

Nous remarquons que la perte en MOT n’est pas fonction de la teneur initiale. En effet au début

de compostage, ces cinq 5 andains (A1F1, A1F2, A1F3, A1F4, A1F5) ont des teneurs initiales

identiques en MOT, mais présentent respectivement des pertes relatives en MOT au bout de

3ème mois de compostage de 17,74%, 19,56%, 22,30%,27,41% et 29,12%. Cela met en

évidence l’action et l’efficacité de l’activateur sur le processus de compostage. La vitesse de

minéralisation de Matière Organique Totale (MOT) est importante pour le cas des andains A1F5

et A1F4 dont la dose d’activateur employé est supérieure par rapport aux autres andains. Cela

s’explique par une importante activité microbienne au niveau de ces deux andains (A1F5 et

A1F4) par rapport aux autres andains. Par conséquent, la vitesse de décomposition des déchets

organiques au niveau des susdits andains est plus importante permettant par la suite d’obtenir

plus rapidement un compost mûr et stable. Ensuite, après le 3ème mois de compostage, la

diminution de la teneur en MOT se poursuit de manière moins intense qu’en début de

compostage (phase de dégradation intensive) voire même constante pour ces deux andains

A1F4 et A1F5. En effet, entre 3ème et 6ème mois de compostage, la perte en MOT au niveau de

ces deux andains passe respectivement de 27,41% à 29,67% pour l’andain A1F4 donc une perte

de l’ordre de 2,26% contre 29,12% à 30,20% pour l’andain A1F5, soit une perte de l’ordre de

1,08%. Par contre au niveau des andains A1F1, A1F2 cette diminution continue avec une perte

respectivement en MOT au bout de 6ème mois de compostage de l’ordre de 20,01% et 25,85%

par rapport aux teneurs initiaux. Pour l’andain A1F3, cette perte en MOT continue et se stabilise

à 27,08% après 4ème mois de compostage pour atteindre une perte de 29,12% par rapport à la

teneur en MO initiale au bout du 6ème mois.

Egalement, nous avons remarqué deux (02) phases distinctes sur la base des résultats de suivi

de l’évolution de la teneur en MOT, la première phase, correspond à une chute importante de la

quantité des matières organiques entre les deux premiers mois (0-2mois) du compostage pour

les déchets compostés au niveau des andains A1F4 et A1F5, alors qu’au niveau des autres andains

(A1F1 A1F2 et A1F3) cette phase se situe généralement entre le premier et le 3ème mois (0-3mois)

141

de compostage. Cette forte chute de MOT est attribuée sans aucun doute à une importante

dégradation et à une minéralisation des matières organiques au niveau des susdits andains.

La seconde phase, caractérisée par une stabilisation de ces matières organiques, indique, au

contraire, un ralentissement de la minéralisation et le début de la phase de maturation.

Tous ceux-ci mettent en évidence l’importance de l’activateur de compost (Sulfate

d’Ammonium) sur la vitesse de dégradation de la matière organique. Le Sulfate d’Ammonium

intensifie donc positivement la minéralisation de matières organiques. Nous venons de

constater également à travers ces expériences que non seulement notre produit activateur

stimule la dégradation de matière organique du compost mais il permet d’obtenir plus

rapidement un compost stable après une phase de dégradation intensive. D’ailleurs, nous avons

respectivement enregistré une perte en MOT de l’ordre de 2 % et 1,08% entre le 3ème et le 6ème

mois de compostage pour les déchets compostés aux niveaux des andains A1F4 et A1F5 alors

que celle-ci est plus marquée au niveau des autres andains avec respectivement une perte en

MOT entre 3ème et 6ème mois de compostage de l’ordre de 6,81% pour l’A1F3, contre une perte

de 7,07% pour l’andain A1F2. Par contre cette perte est seulement 2,26% pour l’A1F1 témoin.

Cette valeur relativement basse pour l’andain A1F1 indique que le processus de compostage

n’est pas encore terminé.

Tableau n°19 : Tableau récapitulatif de l’évolution des paramètres physico-chimiques au cours du compostage des mélanges des DV et FB

Age

(mois)

MS

(%PB)

MOT

(%MS)

COT

(%MS)

N

(NTK)

(mg/g)

Azote organique N.org (mg/g)

Azote ammoniacale N- NH4

+

(mg/g)

Azote nitrique N-NO3

-

(mg/g)

pH C/N

A1F5

Initial

(t0)

37,00 69,70 35,25 19,38

17,55 1,84 0,02 6,94 18,2

2 38,78 50,30 26,06 21,68 20,58 1,10 0,50 5,24 12,02

3 39,78 49,40 25,60 21,89 20,80 1,09 2,39 7,6 11,69

4 39,85 48,77 25,40 21,88 20,81 1,07 2,27 7,8 11,60

5 39,89 48,60 25,20 21,92 20,87 1,05 2,12 8,2 11,49

6 40,06 48,65 25,20

21,90 20,85 1,05 2,04 8,2 11,49

A1F4

Initial

(t0)

37,00 69,70 35,25 19,38 17,55 1,84 0,02 6,94 18,2

2 38,00 55,2 28,51 21,55 20,49 1,06 0,06 5,74 13,22

3 39,18 50,59 26,21 21,79 20,84 0,95 2,09 7,8 12,02

142

4 39,54 49,76 25,78 21,86 21,11 0,75 2,10 8,1 11,79

5 40,08 49,22 25,50 21,90 21,55 0,45 1,98 8,2 11,64

6 40,01 49,01 25,39 21,95 21,60 0,40 1,50 8,3 11,56

A1F3

Initial

(t0)

37,00 69,70 35,25 19,38 17,55 1,84 0,02 6,94 18,2

2 37,80 56,23 29,03 21,32 20,30 1,02 0,02 5,8 13,61

3 38,87 54,15 28,06 21,69 20,67 1,02 1,5 6,8 12,93

4 39,04 50,82 26,33 21,76 21,00 0,76 2,95 7,8 12,10

5 39,08 50,04 25,92 21,80 21,78 0,72 2,98 8,1 11,88

6 39,98 49,40 25,72 21,85 21,83 0,72 2,00 8,2 11,77

A1F2

Initial

(t0)

37,00 69,70 35,25 19,38 17,55 1,84 0,02 6,94 18,2

2 37,10 58,06 30,41 20,98 19,33 1,65 - 5,65 14,49

3 37,67 56,06 29,05 21,09 19,40 1,69 0,98 6,9 13,77

4 38,98 55,59 28,80 21,56 20,32 1,24 1,20 7,8 13,35

5 39,18 52,85 27,38 21,85 20,87 0,98 2,98 8,3 12,53

6 39,59 51,67 26,77 21,85 20,87 0,98 2,78 8,2 12,25

A1F1

(témoin)

Initial

(t0)

37,00 69,70 35,25 19,38 17,55 1,84 0,02 6,94 18,2

37,12 58,7 30,41 20,88 19,63 1,25 - 6,4 14,56

3 37,70 57,33 29,70 20,99 19,44 1,55 0,5 7,9 14,14

4 38,76 56,59 29,32 21,36 20,34 1,02 0,7 8,2 13,72

5 39,08 56,05 29,04 21,65 20,65 1,00 2,08 8,3 13,41

6 40,03 55,75 28,88 21,82 20,92 0,90 2,08 8,2 13,25

T0= début de compostage MOT=1,93*COT

� Carbone Organique Total (COT):

De même, la perte de COT s’explique principalement par la minéralisation de la matière

organique en CO2. La perte de carbone sous forme d’acides gras volatiles est possible.

143

Cependant, il a été montré que les acides gras volatiles représentent moins de 10% du COT,

cette proportion n’étant atteinte que dans les cas de conditions anaérobies, et s’accompagnant

d’une acidification du milieu (Beck-Friis et Smars, 2003).

D’après le tableau n° 19 ci-dessus (relatif à l’évolution de la teneur en MOT et en COT au

cours du compostage), le COT diminue également en passant de 35,25% à 25,60% après 3ème

mois de compostage pour les déchets compostés au niveau de l’andain A1F5, soit une perte

relative en COT de 27,37% par rapport à la teneur initiale (35,25% de MS). Cette perte est de

l’ordre de 25,64% par rapport à la teneur initiale pour le compost de l’andain A1F4 après 3ème

mois de compostage. On voit clairement ici qu’il n’y a pas de différence flagrante entre les

pertes en COT enregistrés au niveau de ces deux andains (A1F4, et A1F5) au bout de 3ème mois

de compostage (avec une légère différence de l’ordre de 1,73%).

Par ailleurs, les rapports matière organique/carbone organique (MOT/COT) ont été calculés au

cours du compostage pour les composts au niveau des andains A1F1, A1F2, A1F3 et les résultats

sont présentés dans la figure n°33 ci-après.

Une régression linéaire sur l’ensemble de données obtenues au niveau des susdits andains

montre un coefficient de passage de 1.93 entre le COT et la MOT. C’est-à-dire, qu’en

moyenne, la MOT est constitué de 52% de COT. Cette valeur est donc très proche des

références de la littérature qui considèrent que le carbone organique compose la moitié de la

matière organique (Kapetanios et al., 1993). Selon Francou (2003), il est de 1.7 dans le mélange

composé principalement de déchets verts alors qu’il est proche de 2 dans les mélanges à forte

proportion de biodéchets. Pour Nelson et Sommers (1996), une valeur de 1,724 est

communément acceptée pour ce rapport, mais différentes études ont permis de conclure que ce

rapport est sous estimé. Cela s’explique par la différence de nature biochimique de la matière

organique en fonction de déchets. En outre, pour notre cas, ce rapport présente une corrélation

significative avec une R2 de 0,996.

144

Figure n°33: Relation entre les teneurs en carbone organique total (COT) et les teneurs en matière organique totale (MOT) des composts au niveau des andains A1F1 A1F2 et A1F3 (exprimées en pourcentage de la matière sèche) - Régression linéaire sur l'ensemble des points, et passant par l'origine

� Teneur en azote (N)

Les formes de l’azote analysées au cours de cette étude sont : l’azote inorganique (N-NH4+

et

N-N03-) et l’azote total kjeldahl (azote organique + azote ammoniacal).

L’azote est présent dans les déchets sous forme organique (protéines, acides aminés, etc.) et

sous forme minérale (nitrates : NO3-, nitrites NO2

- et ammoniacal : NH4+, NH3).

Les résultats d’analyses de ces trois formes d’azote au cours du processus de compostage sont

donnés dans le tableau n° 19 ci-dessus.

D’après ce tableau, la teneur en azote total (NTK), mesurée au niveau de l’andain A1F5 âgé de

3 et 6 mois varie de 21,89 à 21,90 g.kg-1 de MS. Une classique tendance à la concentration de

l’azote total dans les composts apparaît au cours du compostage. Feller et al (1981) signalent

un passage de 0,98 à 1,08% de l'azote total après 15 jours de compostage. Pour notre cas, cette

augmentation est égale à 1,06% après 2 mois de compostage pour les déchets compostés au

niveau de l’andain A1F5. De même, on a enregistré une augmentation de la quantité d’azote

total au niveau des autres andains au cours du processus de compostage. Cette augmentation est

y = 1,93X

R² = 0,996

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 10 20 30 40

MO

T (

%M

S)

COT (%MS)

145

liée à la concentration de l’azote organique, engendrée par la forte dégradation des composés

carbonés réduisant la masse totale de compost.

Par contre, une légère chute de la quantité d’azote ammoniacal a été constatée pour l’ensemble

de 5 andains surtout après la phase thermophile. Cette chute peut s’expliquer probablement par

l'augmentation des nombres des microflores qui nécessite de l’azote ammoniacal pour leurs

propres métabolismes. Il se peut également que cette perte d’azote ammoniacal est due à la

volatilisation sous forme de gaz NH3. Cette perte d’azote par volatilisation de l’ammoniac est,

selon des nombreux auteurs (Willson et Hummel, 1975;Vogtman et Besson, 1978; Witter,

1986), la plus importante lors du compostage.

En outres, pour certains auteurs (Sanchez-Monedero et al., 2001), cette légère baisse est

attribuable aussi à l'azote ammoniacal qui est en partie nitrifié. En effet, cette nitrification

consiste en l’oxydation de l’azote ammoniacal (NH4+) en nitrite (NO2

-), qui est un état

intermédiaire rapidement oxydé en nitrate (NO3-). Cette transformation est effectuée à la fin de

la stabilisation aérobie quand la biomasse nitrifiante est assez élevée et que la température est

inférieure à 40°C (Sanchez-Monedero et al., 2001). Ainsi, la phase de stabilisation est

caractérisée par une baisse des ions NH4+ et une augmentation de la teneur en NO3

-. Une

concentration élevée en NH4+ indique une stabilisation insuffisante et, selon Zucconi et de

Bertoldi (1987), la valeur seuil ne doit pas dépasser 0,04% pour un compost mûr soit 400

mg.kg-1MS. Forster et al. (1993) limite le rapport [NO3-] / [NH4

+] à une valeur comprise entre

1,4 et 6,8 pour indiquer la maturité d’un compost quel que soit son origine.

Concernant l’évolution de l’azote nitrique, on a enregistré une faible teneur voire absence en

azote nitrique au cours de la phase thermophile (début du processus de compostage) pour

l’ensemble de 5 andains. Cette valeur n’excède pas 0,5g/kg de MS pour la plupart de ces 5

andains. Par contre, pour l’andain A1F5, les nitrates se sont libérés fortement après le troisième

mois de compostage avec une valeur de 2,39g/kg de MS. Cette production de nitrates est un

marqueur de l’évolution du compost (Bernal et al., 1998a). Ensuite cette valeur chute de façons

moins intense jusqu’au 6ème mois. Cela s’explique d’une part, par une perte de nitrates soit par

dénitrification, soit par lessivage. Pourtant cette dénitrification contribuant aux pertes d’azote à

un degré moindre que le lessivage, se produit lorsqu'il y a des conditions anaérobies et

accumulation de nitrates.

Ici il y a lieu de préciser que, la quantité d'azote perdue par volatilisation du NH3 et/ou par

lessivage des nitrates, n'a pas été évaluée précisément.

Pour résumer, les pertes d'azote durant le compostage peuvent se produire par deux voies

différentes;

- par volatilisation de l'ammoniac et des composés azotés volatiles d’origine organiques comme

les amines volatiles;

146

- par le lessivage des nitrates provenant du processus de nitrification et par la volatilisation des

produits de la dénitrification (NO, N2O et N2), subséquente à la nitrification. Ces pertes d’azote

par les deux voies semblent se produire à des moments distincts du processus de compostage.

La volatilisation a lieu lors de la phase la plus active du compostage lorsque les micro-

organismes se multiplient en grand nombre et dégradent rapidement la matière organique

facilement disponible. Par contre, les processus de nitrification et de dénitrification ont lieu

vers la fin du compostage, lors de la phase de maturation.

� Rapport C/N

On a enregistré une baisse des différents rapports C/N au niveau de cinq (05) andains. Cette

baisse des différents rapports C/N diminue et diverge de 4 à 5 voire à 6 unités au bout du

troisième mois du processus de compostage (cf. tableau n°19). Cette diminution est d’autant

plus importante au niveau des tas activés par le Sulfate d’Ammonium.

Ceci peut être attribué, d’une part, au faible rapport de départ (18,2) qui induit des pertes

d'azote sous forme de NH3. Mais peut être attribuée, d’autre part, par l’apport croissant en

activateur qui est une substance très riche en ion ammonium (NH4+).

Au cours du compostage, deux périodes peuvent être définies: la première s'étale le long des

deux premiers mois du processus. Durant cette période, les rapports C/N des traitements A1F1

(témoin) et A1F2 diminuent très lentement (14,5 < C/N <18,2). Par contre, au cours de la même

période, l'évolution des rapports C/N des traitements A1F3, A1F4, chutent respectivement de 18,2

à 13,61, et de 18,2 à 13,22 pour présenter ensuite des valeurs au voisinage de 12 à partir du

troisième mois. De même, au niveau de l’andain A1F5 dont la dose du produit activant est plus

importante, une diminution brusque dudit rapport C/N de 18,2 à 12,02 au cours des deux

premiers mois de processus a été perçue. À la fin de deuxième mois des traitements, A1F4 et

A1F5 restent presque fixés à (11,69 < C/N <13,22), tandis que le rapport C/N du traitement A1F3

diminue de manière plus lente. À partir du 3ème mois, la décroissance du rapport C/N est plus

faible qu'en première période pour l’ensemble des cinq (05) andains. Donc à partir du troisième

mois, le processus entre dans une nouvelle phase; les différents rapports C/N progressent de

manière quasi-similaire "phase de maturation".

� pH

Le pH de départ dépend des substrats présents : ici le pH du mélange de déchets était 6,94.

Ce pH chute de l’ordre de 1,2 à 1,7 unités au début de compostage (cf. tableau n°19 ci-dessus).

Cette chute est d’autant plus importante pour le cas des andains A1F5 et A1F4 (de l’ordre de 1,7

unité) au bout du 2ème mois du processus. Cette acidité au début du processus de compostage

étant due, d’une part, à la présence d’acides organiques à chaînes courtes principalement les

147

acides acétique et lactique (Beck-Friis etal., 2001). D’autre part, cette acidité du milieu au

début du processus de compostage peut être attribuée à la dose d’activateur de compost utilisé

puisque le pH de notre produit activant est manifestement égal à 5 à cause sans aucun doute de

sa teneur en azote ammoniacale (NH4+). En outre, cette acidité du milieu peut être également

attribuée au développement de micro-organismes mésophiles pouvant induire une diminution

du pH des andains.

Ce phénomène va à l’encontre de résultats relevés dans la littérature, comme ceux Amadou

SECK, 1987, Charnay Florence, 2005.

Néanmoins, d’une manière générale, au cours du compostage le pH augmente pour l’ensemble

des cinq (05) andains. Pourtant, la vitesse de l’augmentation du pH au niveau de chaque andain

était différente.

A travers le suivi temporel des valeurs de pH, nous constatons que le pH au niveau des andains

A1F4 et A1F5 atteint très rapidement la valeur de pH proche de neutralité malgré la légère chute

des valeurs de pH au début du processus. Par contre pour les autres andains, cette valeur de pH

n’est atteinte qu’à partir du 4ème voire 5ème mois du compostage. Le pH a remonté car il y a eu

hydrolyse bactérienne de l'azote protéique et organique avec production d’ammoniaque (NH3)

qui est une base. L’ammoniaque est formée lorsque le pH dépasse la neutralité (pH > 7). Par la

suite, le pH s'est stabilisé car les réactions de dégradations ont devenues plus lentes. L'azote est

alors utilisé par les microorganismes pour réaliser la biosynthèse des matières humiques. Puis,

lorsque la maturité approche, le pH tend vers la neutralité. Il est plus stable car les réactions à

la maturation sont très lentes et l'humus possède un bon pouvoir tampon. Excepté au début du

processus de compostage, l’activateur ici ne semble pas avoir eu un impact majeur sur le pH

des composts.

Cette augmentation générale du pH entre l’état initial et un état de compostage avancé est

conforme aux données de la littérature. Plusieurs études ont en effet montré que les composts

soumis à de bonnes conditions d’oxygénation ont des pH qui atteignent rapidement des valeurs

voisines de 8 (Michel et Reddy, 1998; Eklind et Kirchmann, 2000b; Sanchez-Monedero et al.,

2001 ; (Ferrer et al., 2001).

� Conductivité électrique

La conductivité électrique est liée à la salinité d’un compost et donc potentiel de phytotoxicité.

Hirai et al. (1986) ont montré une proportionnalité entre phytotoxicité et conductivité

électrique. Par ailleurs, les suivis de l’évolution de la conductivité électrique de notre déchet au

cours du processus de compostage indiquent des valeurs relativement faibles pour l’ensemble

des composts issus de déchets verts et Fumiers de bovins. Ces valeurs tournent en effet autour

de 0,5 à 1,5mS.cm-1 durant le processus de compostage. Ces valeurs assez basses peuvent

148

s’expliquer par la faible salinité des matériaux de départ notamment le fumier de bovin et les

déchets verts. En outre, en cours de compostage une tendance diminution de cette salinité a été

perçue pour l’ensemble des cinq (05) andains. Cette diminution peut s’expliquer par le

lessivage des sels contenus dans ces composts suite aux opérations des réhumidification et

surtout à l’humidité du climat de la Région Atsinanana, plus précisément de la ville de

Toamasina I.

II-3-1-2-Cas du co-compostage des Déchets Verts avec les Fractions Fermentescibles

d’ordures ménagères

� Evolution des températures

Le suivi de température est primordial lors du processus de compostage. En effet, l'activité

microbiologique a été déterminée par mesure de la température du chaque andain.

Dans le cadre de cette étude, ce suivi a été effectué systématiquement tous les deux (02) jours.

Pour l’ensemble de ces 10 andains, la figure ci-après nous récapitule l’évolution des

températures au cours de compostage.

Figure n°34 : Evolution de température au cours du compostage pour les 10 andains

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 6 12 18 24 30 36 42 48 54 60

149

: Evolution de température au cours du compostage pour les 10 andains

60 66 72 78 84 90 96 102 108 114 120 126 132 138 144

144 150 156 162 168 174 180 186 192

A15

A25

A14

A24

A13

A23

A12

A22

A21

(Jour)

150

Interprétation et discussion :

D’après cette figure, on constate en général une forte montée en température en début de

compostage. Les températures montent rapidement au cours des 5 premiers jours de

compostage. Elles dépassent 65°C dès le 2ème jour de compostage pour les déchets compostés

au niveau des andains A24 et A25 et peuvent atteindre 75°C à partir de 4ème jours pour les

déchets compostés au niveau des andains A14 et A15. Cette montée très rapide en température

constatée au niveau de ces 4 andains peut s’expliquer par une intense activité microbienne

favorisée par les doses importantes des activateurs d’une part, et la quantité plus importante en

Fraction Fermentescible type minéralisant capable également de stimuler l’activité microbienne

pour les andains A14 et A15, d’autre part. Les températures restent ensuite à des valeurs élevées

supérieures à 40°C durant toute la durée du compostage.

Ici, les andains (A14, A15, A24 et A25) avec la quantité plus importante en activateur sont

caractérisés par une élévation précoce de la température.

Cette température élevée située entre 40 et 70° C sur tout le produit pendant un temps suffisant

est létal pour la totalité des graines adventices et réduit la quasi-totalité des pathogènes. Cette

«hygiénisation» du compost est le résultat du contrôle des différentes conditions :

retournement, aérobiose, durée suffisante et humidité. Mais aussi à la bonne application des

doses d’activateur, permettant ainsi d’atteindre une température assez importante au début du

processus de compostage (phase dite : « thermophile »).

Par contre, aucune différence notable n’apparaît entre les différents composts des autres

andains, exceptés, les déchets compostés au niveau des andains A11 et A21 dont les températures

maximales restent aux alentours de 65°C.

Les remontées de températures relevées pour certains composts (A25 et A15 à 2 mois par

exemple) sont dues aux retournements et à l’arrosage des andains qui relancent l’activité

microbienne. Ce phénomène est fréquemment observé (Canet et Pomares, 1995; Eklind et

Kirchmann, 2000a)

L'influence quantitative de l’activateur (le sulfate d’ammonium) se manifeste donc par une

montée plus rapide des températures dès le début de compostage au niveau des andains A14,

A15, A24 et A25.

� Humidité

Exceptés, les déchets compostés au niveau des andains A11 et A21 (témoins), l’humidité a été

ajustée par ajout d’eau afin d’éviter un assèchement préjudiciable au bon déroulement des

biodégradations lors du compostage.

151

Avec une humidité de 60% de MB, pour les mélanges initiaux au niveau des andains A11, A12,

et A13, la teneur en eau reste plus ou mois élevé (environ 55% de MB) durant le premier mois

de compostage, celui-ci diminue fortement pour atteindre 30% après 6 mois. Par contre, on

enregistre une forte chute d’humidité passant de 60% à 30% au niveau des andains A14 et A15

pendant les 2 premiers mois du compostage. Cette chute brusque d’humidité est liée à l’activité

microbienne provoquant une augmentation de température. En effet, l’énergie calorifique

dégagée lors du processus de compostage provoque l’évaporation de l’eau entraînant ainsi un

assèchement des matières.

On remarque également le même phénomène pour les séries déchets compostés au niveau des

andains A21, A22, A23, A24 et A25 (campagne B). Une chute brusque d’humidité de 66% à 35%

pendant les 2 premiers mois de compostage a été enregistré au niveau des andains A24 et A25.

Par contre cette teneur reste plus ou moins constante au niveau des autres andains.

On peut en conclure ici que l’usage de l’activateur augmente de façon remarquable l’activité

des microorganismes présents initialement dans les composts (microorganismes indigènes). On

voit clairement donc la proportionnalité entre la dose d’activateur et l’humidité de compost.

C’est-à-dire, qu’une augmentation de la dose d’activateur favorise la chute de l’humidité du

compost. Ceci nous permet de stipuler qu'au cours du compostage, la perte en eau est d’autant

plus vite pour les tas dont la dose activateur optée est plus importante.

Figure n°35 : Courbe d’évolution de l’humidité au cours de compostage

0

10

20

30

40

50

60

70

0 2 3 4 5 6

Tau

x d'

hum

idité

Temps (en mois)

A15

A25

A14

A24

A13

A23

A12

A22

A11

A21

152

� Matière Organique Totale (MOT) et Carbone Organique Totale (COT)

Les suivis de l’évolution de la teneur en MOT et le COT ont été effectués pour l’ensemble des

composts. Initialement la teneur en MOT pour les séries de déchets compostés au niveau des

andains A11, A12, A13, A14 et A15, (campagne A) est égal à 76,20% de MS. Par contre cette valeur

est de 70,69% de MS pour les séries de déchets compostés au niveau des andains A21, A22, A23,

A24 et A25 (campagne B).

De même, la teneur en COT initiale est égale à 36,25% de MS pour les composts de campagne

A, c’est-à-dire, déchets compostés au niveau des andains A11, A12, A13, A14 et A15, cette valeur

est égale à 34% de MS pour les composts de la campagne B, c’est-à-dire, niveau des andains

A21, A22, A23, A24 et A25.

Les résultats des suivis de l’évolution de ces deux paramètres (MOT et COT) sont présentés

dans le Tableau n°20 ci-après :

Tableau n°20: Tableau récapitulatif de l’évolution des paramètres physico-chimiques au cours du compostage des mélanges des DV et FFOM

Compost Age

(mois)

MS

(%PB)

MOT

(%MS)

COT

(%MS)

N

(NTK)

(mg/g)

Azote organique N.org (mg/g)

Azote ammoniacal N- NH4

+

(mg/g)

Azote nitrique N-NO3

-

(mg/g)

pH C/N

A15

Initial

(t0)

30,00 76,20 36,25 17,40 14,20 3,20 0,0855 6,2 20,84

2 35,02 50,54 25,28 18,5 15,94 2,56 0,12 5,6 13,66

3 39,10 50,01 25,01 20,55 19,08 1,47 2,89 7,01 12,17

4 40,00 49,94 24,97 20,78 19,80 0,98 2,86 7,23 12,01

5 40,06 49,85 24,92 20,77 19,99 0,78 2,78 7,30 12,00

6 39,98 49,58 24,80 20,80 20,07 0,73 2,79 7,90 11,92

A14

Initial

(t0)

30,00 76,20 36,25 17,40 14,20 3,20 0,0855 6,2 20,84

2 36,82 50,63 26,05 17,75 15,31 2,45 0,10 5,7 14,67

3 39,02 50,78 25,39 19,89 18,09 1,80 2,56 7,01 12,76

4 39,66 50,60 25,3 20,08 18,73 1,35 2,76 7,06 12,59

5 39,70 49,47 24,73 20,67 19,32 1,35 2,77 7,23 11,96

153

6 40,09 49,25 24,6 20,80 19,5 1,30 2,80 7,80 11,94

A13

Initial

(t0)

30,00 76,20 36,25 17,40 14,20 3,20 0,0855 6,2 20,84

2 35,76 60,24 30,12 17,57 15,51 2,38 0,09 5,80 17,14

3 36,22 58,30 29,15 18,87 16,81 2,06 1,67 6,77 15,44

4 37,66 49,14 24,57 19,08 17,4 1,68 2,09 7,02 12,87

5 39,79 49,10 24,55 19,62 17,97 1,65 2,18 7,26 12,51

6 39,80 49,05 24,52 20,08 18,42 1,66 2,25 7,70 12,21

A12

Initial

(t0)

30,00 70,20 36,25 17,40 14,20 3,20 0,0855 6,2 20,84

2 35,16 65,58 32,30 17,53 14,78 2,75 0,087 5,98 18,40

3 35,52 61,65 30,80 17,87 15,09 2,78 0,98 6,65 16,32

4 36,26 58,63 29,31 18,88 17,33 1,55 1,68 6,99 15,36

5 38,89 52,18 26,09 19,67 18,10 1,57 2,66 7,06 13,29

6 39,40 50,12 25,06 20,05 18,47 1,58 2,70 7,20 12,48

A11

(témoin)

Initial

(t0)

30,00 70,20 36,25 17,40 14,20 3,20 0,0855 6,2 20,84

2 34,06 67,22 33,12 17,48 14,75 2,73 - 5,98 18,94

3 35,15 62,16 31,08 17,75 14,97 2,78 0,099 6,67 17,50

4 35,86 58,77 29,38 18,01 16,23 1,78 1,58 6,89 16,31

5 36,89 53,12 26,56 19,52 18,00 1,52 2,08 6,95 13,61

6 38,40 50,55 25,4 20,02 18,22 1,80 2,60 7,00 12,68

A25

Initial

(t0)

38,00 70,69

34 16,08 13,76 2,32 0,0513 6,52 21,13

2 40,02 49,62 24,82 17,33 16,44 0,89 0,20 5,24 14,32

3 41,12 43,34 21,67 17,89 17,15 0,74 2,00 7,23 12,11

4 41,32 42,87 21,43 18,06 17,35 0,71 2,01 7,34 11,87

154

5 41,67 42,80 21,40 18,25 17,53 0,72 2,05 7,30 11,74

6 42,00 42,56 21,30 18,55 17,85 0,70 2,05 7,35 11,47

A24

Initial

(t0)

38,00 70,69 34 16,08 13,76 2,32 0,0513 6,56 21,13

2 40,02 50,06 25,03 17,24 16,25 0,99 0,10 5,34 14,51

3 41,12 45,47 22,73 17,58 16,74 0,84 1,89 7,03 12,92

4 41,32 43,06 21,53 17,98 17,18 0,80 2,01 7,14 11,97

5 41,67 42,98 21,49 18,34 17,56 0,78 2,07 7,24 11,71

6 42,00 42,53 21,26 18,46 17,69 0,77 2,05 7,30 11,51

A23 Initial

(t0)

38,00 70,69 34 16,08 13,76 2,32 0,0513 6,56 21,13

2 39,12 53,4 26,7 16,78 15,83 0,95 0,09 5,92 15,91

3 39,34 50,24 25,12 17,47 16,57 0,90 0,89 6,03 14,37

4 39,87 49,88 24,94 17,73 16,86 0,87 1,67 6,74 14,06

5 40,00 44,07 22,03 17,84 17,04 0,80 1,90 7,02 12,34

6 40,12 43,52 21,76 18,02 17,23 0,79 2,02 7,20 12,07

A22

Initial

(t0)

38,00 70,69 34 16,08 13,76 2,32 0,0513 6,56 21,13

2 39,02 56,5 28,25 16,75 15,72 1,03 0,06 5,92 16,86

3 39,24 50,31 25,15 17,00 16,05 0,95 0,79 6,03 14,79

4 39,81 49,52 24,76 17,98 17,08 0,90 0,99 6,74 13,77

5 39,70 45,11 22,55 18 17,13 0,87 2,00 7,02 12,52

6 40,00 44,44 22,22 18,08 17,28 0,80 2,01 7,20 12,29

A21

Initial

(t0)

38,00 70,69 34 16,08 13,76 2,32 0,0513 6,56 21,13

2 38,26 56,68 28,34 16,73 15,65 1,08 - 6,02 16,94

3 38,48 50,88 25,44 16,90 15,79 1,11 0,70 6,40 15,05

4 39,17 50,16 25,08 17,58 16,87 0,71 0,89 6,74 14,26

155

5 39,30 50,01 25,00 18 17,01 0,99 1,98 7,02 13,88

6 40,12 49,68 24,84 18,40 17,6 0,80 2,00 7,15 13,50

Interprétations et discussions :

� Matières organiques et carbones organiques

D’une manière générale, une diminution de la teneur initiale de MOT et de COT a été

enregistrée au cours du compostage pour l’ensemble des 10 andains mais avec des intensités

différentes suivant les doses d’activateurs utilisées. Cette diminution est due à la minéralisation

du substrat organique du compost au cours de la dégradation biologique.

Pour les déchets de la campagne A c’est-à-dire, (andains : A11, A12, A13, A14 et A15), laquelle la

teneur initiale en MOT est égale à 76,20% de MS, on a enregistré une forte diminution du

MOT au niveau des andains A14 et A15, passant respectivement de 76,20% à 50,78 % de MS et

76,20 à 50,01% de MS au bout de trois mois de compostage, soit une perte relative en MOT de

34,37% par rapport à la teneur initiale (76,20%) pour A15 et de l’ordre de 33,35% par rapport à

la teneur initiale pour l’ A14. Puis cette diminution de la teneur en MOT au niveau des andains

susindiqués continue mais de façon moins intense (Cf. tableau n°20 dessus). Par contre pour les

autres andains, cette perte est plus ou moins importante.

En effet, les composts au niveau des andains A13 et A12 subissent une minéralisation plus

importante que celui de l’andain A11 (témoin). Cependant ces trois (03) andains sont constitués

des mêmes déchets et ayant subis les mêmes conditions de compostage (même fréquence de

retournement, etc). La perte en MOT au bout de trois mois de compostage au niveau des

andains A11 (témoin), A12 et A13 sont respectivement de 18,42%, de 19,09% et de 23,49% par

rapport à la teneur initiale (76,20%). Ceci, met en évidence donc l’effet de l’application du

produit activant (le Sulfate d’Ammonium) sur la vitesse de dégradation de la matière

organique.

De même, le COT de la campagne A diminue également. Pour les déchets compostés au

niveau des andains A14 et A15 cette réduction passe respectivement de 36,25% à 25,39% et de

36,25% à 25,01% en 3 mois de compostage, soit donc respectivement une perte relative en

COT de 29,95% et 31% par rapport à la teneur initiale (36,25% de MS). Egalement, comme

dans le cas du co-compostage des Déchets Verts avec les Fumiers de Bovins, ces résultats

confirment l’existence de deux phases distinctes lors du processus de compostage. Une

première phase correspondant à une période de dégradation intensive des déchets organiques

comprise entre 0 et 2 mois pour les déchets compostés au niveau des andains A14 et A15, alors

qu’au niveau des autres andains (A11 A12 et A13) cette phase se situe généralement entre 0 à 3

156

mois de compostage. La seconde phase, est alors caractérisée par une stabilisation de ces

matières organiques, indique, au contraire, un ralentissement de la minéralisation et le début de

la phase de maturation. Ce phénomène est observé fréquemment lors du processus du

compostage. Klamer et Baath, 1998, Hassen et al., 2001 dans ces études présentent également

l’existence de ces deux phases.

Des phénomènes similaires ont été également observés, pour le cas des composts de la

campagne B (A21, A22, A23, A24 et A25). D’abord, on affiche une forte diminution en MOT pour

les déchets compostés au niveau des andains A24 et A25 passant respectivement de 70,69% de

MS à 45,47% et de 70,69% à 43,34% de la matière sèche vers 3 mois du processus de

compostage, soit une perte relative en MOT de l’ordre de 38,69% par rapport à la teneur initiale

pour l’andain A25 et une perte en MOT de l’ordre de 35,67% pour l’andain A24. Également, on

enregistre une perte considérable en COT au niveau de ces deux andains durant la même

période.

Par contre, ces pertes sont plus ou moins importantes au niveau des autres andains. En effet,

pour l’andain A21 (témoin), on a constaté une diminution respectivement en MOT et COT

passant de 70,68% au début de compostage à 49,68% et de 34% à 24,84% au bout de 6 mois de

compostage. Toutefois, les pertes en MOT et COT par rapport à la teneur initiale pour les

andains A22 et A23 qui se trouvent en position intermédiaire sont respectivement de 37,13% et

de 38,43% puis de 34,64% et de 36,08% après 6 mois de compostage alors que ces valeurs

sont plus ou moins atteintes au bout de 3 mois seulement de compostage au niveau des andains

A25 et A24.

En outre, l’intensité de minéralisation mesurée par le rapport de MOT du début de compostage

et le MOT du troisième mois de compostage des deux campagnes montre une légère différence.

Pour la campagne A, cette valeur est égale à 65,62% contre 61,30% pour la campagne B.

Ici, cette forte intensité de minéralisation est attribuée, d’une part, à la dose de l’activateur, et

d’autre part, à la quantité de FFOM où sa proportion est plus importante dans le mélange initial

(FFOM - Déchets Verts) au niveau de la campagne A. D’autant plus que, les FFOM sont très

riches en matière organique facilement assimilable. D’où la différence relative de vitesse de

minéralisation des MOT et des COT au niveau de ces deux campagnes. En effet, dans la

théorie, le compostage correspond à une perte d’eau, d’une part, et de matière organique

facilement dégradée par volatilisation, d’autre part. La matière organique peu fermentescible

est, pour sa part, réorganisée sous forme d’humus stable (Campitelli et al., 2006).

� Teneur en azote (N)

En général, l’azote organique présente une augmentation au cours des trois premiers mois du

compostage pour l’ensemble des 10 andains, avec respectivement 1,46 à 1,80% de la matière

157

sèche pour l’andain A15 de la campagne A contre 1,5 à 1,7% de MS au niveau de l’andain A25

de la campagne B (Cf. Tableau n°20). Egalement, cet effet est dû à sa concentration, engendrée

par la forte dégradation des composés carbonés réduisant la masse totale de compost.

D’ailleurs, dans les composts, la majorité de l'azote est organique à l'intérieur de protéines, de

polypeptides, d'acides aminés libres, d'acides nucléiques et d'amino-sucres. Il y a également de

l'azote dans les acides humiques, fulviques et les humines.

En outre, au cours des premières phases du compostage, il y a généralement un niveau plus

élevé d'azote ammoniacal (NH4+) par rapport à l’azote nitrique dans le milieu. L'ammonium

domine généralement sur les nitrates au début du processus car l'oxydation ne fait que

commencer et le NH4+ est l'état le moins oxydé. En effet, les bactéries nitrifiantes sont alors

désavantagées à trois niveaux: la température ne leur convient pas, il y a compétition pour le

NH4+ qui est assimilé par les organismes hétérotrophes et il y a compétition pour l'oxygène qui

est utilisé afin de minéraliser les composés carbonés. Donc la concentration en NH4+ est élevée

au début, puis diminue après la phase thermophile. Pourtant, pour les andains A15, A14, A25 et

A24 dont la dose du produit activateur est très importante, une tendance à la baisse de quantité

d’azote ammoniacale (NH4+) par rapport aux autres andains a été perçue surtout durant les trois

premiers mois du processus. En effet, la teneur en azote ammoniacal passe respectivement de

3,20 mg/g de MS à 1,47mg/g de MS pour l’A15, soit une perte de 54% par rapport à la teneur

initiale (3,20mg/g de MS), cette perte est près de 43% pour l’A14 contre une perte de l’ordre de

35% au niveau de l’A13. De même, nous apercevons des phénomènes similaires pour les

traitements de la campagne B. Une perte relative en azote ammoniacal de l’ordre de 54%

par rapport à la teneur initiale (1,70mg/g de MS) a été enregistrée au niveau de l’A25, cette

perte est près de 50% pour l’A24 contre une perte de l’ordre de 47% pour l’A23.

Ces baisses relatives de l’azote ammoniacal peuvent s’expliquer probablement par les pertes

d’azote par volatilisation de l’ammoniac durant le compostage.

En effet, au niveau des andains susindiqués les températures des tas peuvent aller jusqu’à 70°C

voire 75°C surtout durant les phases thermophiles. Ces températures élevées provoquent des

pertes considérables d’azote par volatilisation surtout au moment de retournement.

Cependant, contrairement au compostage des déchets au niveau des andains A11, A12, A21 et A22

où la température maximale ne dépasse pas 65 °C durant la phase thermophile, cette perte est

relativement faible, d’autant plus que la valeur de pH durant cette période n’excède guère à 6

unités.

Donc le risque de la volatilisation de l’ammoniac (NH3) a lieu lors de la phase la plus active du

compostage, lorsque les micro-organismes multiplient en grand nombre et dégradent

rapidement la matière organique facilement disponible. Il en résulte donc une accumulation

rapide d’ammonium, qui conjuguée à l'augmentation des températures et du pH, provoque la

158

volatilisation sous forme d’azote ammoniacal (Witter, 1986). Il se peut également que cette

chute de la valeur de l’ammonium au cours du processus de compostage peut s’expliquer par

l’immobilisation de l’azote via l’incorporation de l’ammonium dans des acides aminés des

micro-organismes (van Fassen et van Dijk, 1979). Rappelons au passage que les

microorganismes ne peuvent décomposer la matière organique que s’ils ont à disposition assez

d’azote pour leurs propres besoins. L’ion ammonium est la forme préférée par les micro-

organismes pour leur croissance, à cause de l’état déjà réduit de cette molécule.

Pour ce qui est l’évolution de l’azote nitrique (NO3-), il est important d’abord de mentionner

qu’il n’y avait presque pas de nitrate au niveau des deux campagnes au début du processus de

compostage. Par la suite, les concentrations en nitrates pour l’ensemble des 10 andains ont

augmenté de façon très importante car la nitrification, l'oxydation du NH4+ en nitrites puis en

nitrates était au préalable possiblement inhibée par les concentrations élevées en ammonium

dans le milieu. Lorsque les teneurs en NH4+ ont diminué (début de la nitrification), la

nitrification s'est intensifiée. Tel que mentionné plus tôt, les bactéries nitrifiantes étaient

préalablement désavantagées car les microorganismes hétérotrophes assimilaient le NH4+.

Lorsque la température a diminué, les bactéries mésophiles autotrophes responsables de la

nitrification ont alors pu prendre le dessus et utiliser l'oxygène afin d'oxyder le NH4+ et le

transformer en nitrates tout en y puisant leur énergie. Ainsi on a enregistré une faible

concentration en azote nitrique surtout pendant la phase thermophile allant de 0,0855mg/g au

0,12mg/g de MS, pour l’andain A15 au cours des deux premiers mois de compostage, puis cette

valeur augmente brusquement à 2,89 mg/g, puis elle se stabilise autour de cette valeur pour le

reste du processus de compostage.

Cette valeur varie de 0,0513mg/g de MS à 0,20mg/g de MS au bout de deux (02) mois de

compostage pour les déchets compostés au niveau de l’andain A25, cette valeur passe très

rapidement à 2mg/g de MS au bout de troisième mois. Parallèlement, on a enregistré une

augmentation de la quantité des nitrates au cours de compostage pour les autres andains. Cette

évolution va en l’encontre de certaines observations des plusieurs auteurs (Paul et Clark, 1989,

Witter, 1986, etc). Une tendance augmentation de la teneur en nitrate a été observée durant le

processus de compostage.

� Rapport C/N

Le tableau n°20 ci dessus présente l’évolution temporelle de ce rapport C/N. Les substrats

organiques perdent plus rapidement leur carbone qui est métabolisé et dégagé sous forme de

gaz carbonique, que leur azote qui est métabolisé ou perdu sous forme de composés azotés

volatils comme l’ammoniac, d'où la chute brutale du rapport C/N en phase thermophile.

159

Donc au cours du compostage, le rapport C/N diminue, avec des valeurs comprises entre 20,84

à 12,21 pour la campagne A et 21,13 à 11,51, pour la campagne B.

Comme l’indiquent plusieurs études (Hsu et Lo, 1999; Baddi et al., 2004), cette diminution est

liée au degré de maturité. Huang et al. (2006) ont rapporté que les modifications du rapport C/N

reflètent la décomposition et la stabilisation des matières organiques.

Pour les andains A15, A14, A25 et A24 pour lesquelles les doses du produit activateur sont plus

importantes par rapport aux autres andains, les valeurs de C/N sont voisines de 12 au bout de

3ème mois de compostage. En effet, le rapport C/N pour les andains A15 et A14 sont

respectivement caractérisés par une diminution brutale de 20,84 à 12,11 et de 20,84 à 12,16 au

bout de trois moins de compostage. De même, on enregistre respectivement une chute brutale

de rapport C/N au niveau des andains A25 et A24 de 21,13 à 12,11 et de 21,13 à 12,92 au bout

du troisième mois de compostage.

Le rapport C/N présente la même tendance que COT et MOT avec deux phases distinctes.

La première phase est caractérisée par une diminution brutale du rapport C/N traduisant une

décomposition soutenue de la matière organique. Le reste du processus se distingue par une

phase de stabilisation, traduisant un ralentissement de la minéralisation et indiquant le début de

la phase de maturation.

Comme il a été mentionné lors de l’étude bibliographique, le rapport C/N d'un compost doit

être inférieur ou égal à 25 pour que le produit soit considéré mature. Dans notre cas, aussi bien

au niveau de la campagne A que celle de B les rapports C/N étaient inférieurs à 25 dès le début

des essais. Il y a donc lieu ici de faire appel à un autre critère de maturité concernant le rapport

C/N. Jiménez et Garcia (1989) ont proposé d'utiliser le rapport (C/N) final /(C/N) initial. Ainsi

on peut voir s'il y a eu évolution du matériel à composter. Un tel rapport inferieur à 0.75

indique que le compost est mature. Ce rapport était respectivement ici pour les andains A15 et

A14 de 0,58 et 0,61 de même pour les andains A25 et A24, ce rapport donne respectivement les

valeurs suivantes : 0,57 et 0,61. Selon ce critère, les composts au niveau des andains

susindiqués seraient donc considérés matures à partir du 3ème mois de compostage.

� pH

Le pH est un bon indicateur de l’état de progression du compostage. Les pH acides sont

caractéristiques des composts immatures. Les composts matures ont un pH voisin de la

neutralité ou supérieur (entre 7 et 9).

Pour les composts de la campagne A (andains : A11, A12, A13, A14 et A15), les valeurs de pH

initiaux sont voisines de 6,14, et pour la campagne B, ces valeurs de pH sont voisines de 6,52.

En suivant l’évolution temporel du pH tel qu’indiqué dans le tableau n°20, nous constatons que

les pH des andains A14, A15, A24 et A25 atteignent très rapidement des valeurs de pH voisines de

160

7 au bout du 3ème mois de compostage. Alors que ces valeurs de pH ne seront atteintes qu’à

partir du 4ème voire plus pour les autres andains.

Comme le cas des co-compostages des déchets verts avec les fumiers de bovins, cette acidité du

milieu est attribuable à la présence d’acide organique. Il est en effet mentionné dans la

littérature que des composts ayant des pH acides sont généralement des composts en phase

active de dégradation (Forster et al., 1993; Michel et Reddy, 1998). Ensuite, les valeurs de pH

augmentent progressivement au fur et à mesure du processus du compostage avance. De ce

fait, la disparition de ces acides gras pourrait ainsi expliquer l’augmentation du pH pendant le

compostage.

Egalement, les pH des composts de la campagne B (A21, A22, A23, A24 et A25) présentent une

augmentation significative de 6,52 à 7,8 pendant le processus de compostage.

Jimenez et Garcia (1991) ont rapporté une augmentation graduelle du pH du même ordre de

grandeur, c’est-à-dire, de 7 à 8, pendant le compostage.

Comme dans le cas des composts issus des déchets verts et fumiers de bovin, à dose

raisonnable, l’activateur (le sulfate d’ammonium) ne semble pas avoir eu un impact sur le pH.

D’une manière générale, la plupart des composts de plus de 5 mois sont légèrement basiques

(7.7 à 8.9). Ces valeurs légèrement basiques correspondent aux très nombreuses références

bibliographiques (Roletto et al.,1985b; Avnimelech et al., 1996; Hartz et Giannini, 1998;

ADEME, 2001).

� Conductivité électrique

La conductivité électrique est fortement liée à la quantité des sels dissous dans les déchets à

composter. Pour le cas des composts issus des FFOM et DV, les conductivités électriques sont

relativement assez élevées comparées à ceux des composts issus des DV et FB précédemment.

En effet la conductivité électrique des mélanges des déchets de départ tourne autour de 5 à 6

mS.cm-1 pour l’ensemble des dix (10) andains. Cette valeur assez élevée de départ est

imputable aux concentrations des sels contenues dans les FFOM notamment, les déchets de

cuisines et le restes alimentaires. Par ailleurs, une diminution significative de cette conductivité

(de 6mS.cm-1 à 2mS. cm-1) a été constatée au fur et à mesure que le processus de compostage

avance pour l’ensemble des dix (10) andains. Cette diminution peut s’expliquer par les

lessivages des sels contenus dans les déchets de départ, notamment, par l’opération de

réhumidification et de retournement des tas de composts. Selon Francou, 2003, cette

diminution de salinité des tas de compost au cours du processus de compostage peut

s’expliquer également par la fixation des sels par les matières organiques stabilisées (humus).

161

II-3-1-3- Conclusion partielle

À la lumière des résultats de suivi de caractérisation physico-chimique classique des paramètres

de compostage (T,%H, MO, CO, C/N, pH), on peut retenir que le Sulfate d’Ammonium à dose

raisonnable permet d'atteindre les températures les plus élevées des tas de compost et

d'accélérer par la suite le processus de compostage. En fin de compte les suivis systématiques

des paramètres susindiqués sur les substrats mis en compostage fournissent des informations

suffisantes sur l'état d'avancement du processus.

II-3-2-Résultat du fractionnement biochimique des matières organiques au cours de

compostage

La caractérisation de matières organiques du compost au cours de compostage permet de suivre

et d’éclairer les modifications subies par ces matières organiques pendant les différentes phases

du processus de compostage. Ce paragraphe, nous donne en premier lieu les résultats du

fractionnement chimique des acides humiques et fulviques de notre compost au cours du

processus de compostage. Les résultats obtenus vont nous permettre de suivre l’évolution de

l’humification des matières organiques pendant le compostage et par la suite d’apprécier le

degré de maturité et de stabilité de notre compost. En second lieu, les résultats du

fractionnement biochimique des matières organiques nous permettent d’identifier

respectivement la teneur en fractions soluble (SOL), fraction hémicellulosique (HEM), la

cellulose (CEL) et la lignine (LIC) de notre produit. La connaissance de ces données permet de

calculer plus tard l’indice de stabilité de la matière organique ISMO (XPU 44-162) et donc

d’apprécier la valeur amendante d’un compost (rendement en humus) une fois incorporé dans

le sol agricole. Rappelons au passage que la connaissance de l’ISMO permet de calculer le

potentiel humigène de chaque gamme de compost, c’est-à-dire, l’aptitude de compost à fournir

la matière organique stable « humus ».

II-3-2-1-Résultats des Fractionnements humiques

Les matières humiques sont constituées des Acides Fulviques (AF), des Acides Humiques

(AH) et des Humines (H). Comme signalé dans la partie bibliographique (IV-8-2-2- p.74,

précédent), leur quantification fournit des informations utiles pour l’estimation de la stabilité de

la matière organique dans un déchet solide. Cette stabilisation peut être évaluée par la

détermination de l’Indice d’Humification (AH/AF). L’augmentation de ce rapport

162

d’humification au cours du processus de compostage indique la stabilité des matières

organiques des composts.

� Cas du co-compostage des déchets verts avec les fumiers de bovins

Le fractionnement chimique des acides humiques et fulviques a permit de suivre l’évolution de

l’humification des matières organiques pendant le compostage.

Ainsi, les résultats de ces analyses, pour les composts des mélanges des fumiers de bovins et

déchets verts sont donnés dans le tableau suivant :

Tableau n°21 : Extraction des acides humiques (AH) et fulviques (AF) pour les Co-

compostage des déchets verts avec les fumiers de bovins

Andains Temps de

compostages

(mois)

AH (%MS) AF (%MS) AH/AF

A1F5 0 3,56 7,39 0,48

2 6,25 7,12 0,87

3 7,32 6,34 1,15

4 8,00 6,30 1,26

5 10 6,12 1,63

6 12 6,10 1,96

A1F4 0 3,56 7,39 0,48

2 6,00 7,12 0,84

3 6,82 6,34 1,07

4 7,57 6,30 1,20

5 9,22 6,12 1,50

6 11,58 6,10 1,89

A1F3 0 3,56 7,39 0,48

2 6,10 7,12 0,85

3 6,92 6,34 1,09

4 7,47 6,30 1,18

5 9,02 6,12 1,47

6 10,17 6,10 1,66

A1F2 0 3,56 7,39 0,48

2 6,00 7,32 0,81

3 6,52 7,17 0,90

4 6,78 6,82 0,99

5 9,02 6,62 1,36

6 9,75 6,30 1,54

A1F1 0 3,56 7,39 0,48

2 6,10 7,31 0,83

3 6,32 7,37 0,85

4 6,68 7,12 0,93

5 9,22 7,02 1,31

6 9,75 7,00 1,39

163

Interprétation et discussions

Une grande partie des matières organiques présentes dans le mélange initial est minéralisée

pendant le compostage, mais les matières organiques résiduelles sont transformées en nouvelles

matières organiques, telles que les substances humiques produites par les processus

d’humification. Les substances humiques constituent la fraction principale de la matière

organique en raison de leur effet sur l'écologie des sols, sur la structure, la fertilité, et la

croissance de plantes.

Le tableau n°21 basé sur l’indicateur biochimique notamment le rapport d’humification indique

l’instabilité de la plupart des matières organiques de composts âgés moins de trois mois.

Puisque leurs indices d’humifications sont largement inférieurs à 1 pour l’ensemble des cinq

(05) andains exceptés les andains A1F5 et A1F4 dont la dose du produit activateur est importante.

Par ailleurs, l’augmentation de cet indice d’humification témoigne la stabilité de la plupart des

composts âgés de 5 et 6 mois.

� Cas des mélanges des déchets verts avec les FFOM

Pour ce type de déchets nous avons mis en place deux protocoles de mélanges initiaux en

occurrence mélanges à part égale entre ces deux catégories de déchets (campagne A), puis

mélange de 70% DV avec 30%FFOM (campagne B)

Les résultats de ces analyses, pour les composts des campagnes A et B, sont exposés dans le

tableau ci-après.

164

Tableau n°22 : Extraction des acides humiques (AH) et fulviques (AF) pour les mélanges

des déchets verts avec les FFOM

Andains Temps de

compostages

(mois)

AH (%MS) AF (%MS) AH/AF

A15/ A25 0 2,30 2,80 5,40 6,52 0,42 0,42

2 4,30 6,02 5,20 6,40 0,82 0,94

3 6,83 8,44 4,43 5,22 1,54 1,61

4 7,54 8,89 4,02 5,12 1,87 1,73

5 7,70 9,03 4,10 4,78 1,87 1,88

6 7,88 9,12 4,10 4,60 1,92 1,98

A14/ A24 0 2,30 2,80 5,40 6,52 0,42 0,42

2 4,25 5,27 5,66 6,50 0,75 0,81

3 6,40 6,58 5,43 5,32 1,17 1,23

4 7,02 6,89 5,02 5,02 1,16 1,37

5 7, 77 8,33 5,90 4,72 1,31 1,76

6 7, 90 8,89 5,78 4,40 1,36 1,31

A13/ A23 0 2,30 2,80 5,40 6,52 0,42 0,42

2 4,82 5,60 5,12 6,07 0,94 0,92

3 4,80 5,98 5,00 6,03 0,96 0,99

4 7,02 6,98 5,02 5,23 1,39 1,33

5 7,07 7,33 5,00 4,82 1,41 1,52

6 7,89 8,90 5,18 4,70 1,52 1,89

A12/ A22 0 2,30 2,80 5,40 6,52 0,42 0,42

2 3,52 5,60 5,62 6,07 0,62 0,92

3 4,74 5,87 5,65 6,03 0,83 0,97

4 6,02 6,18 5,23 5,23 1,15 1,18

5 7,09 7,13 5,10 4,82 1,37 1,47

6 7,69 8,09 4,78 4,71 1,60 1,72

A11/ A21 0 2,30 2,80 5,40 6,52 0,42 0,42

2 3,22 3,60 5,26 6,17 0,61 0,58

3 3,74 4,85 5,05 5,30 0,74 0,91

4 4,02 5,98 4,79 5,43 0,83 1,10

5 6,02 7,03 4,68 4,92 1,28 1,42

6 7,69 8,07 4,78 4,76 1,60 1,69

165

Interprétation et discussions

D’une manière générale, les teneurs en acides humiques augmentent pour les deux campagnes

avec des valeurs proches de 2,3 à 7,9 % MS pour A et proches de 2,8 à 9 % MS pour les

composts B. Ces pourcentages sont proches de celui donné dans la littérature sur les déchets

verts et déchets fermentescibles situé entre 2 et 12 % MS, (Barlaz et al., 1990 ; Peres et al.,

1992 ; Eleazer et al., 1997; Kylefors et al., 2003 ).

A l’inverse, pour l’ensemble des 10 andains, des diminutions des teneurs en acides fulviques

ont été observées aussi bien au niveau de la campagne A que celle de la campagne B.

En outre, à travers le suivi temporel de l’évolution de cette humification de MO au cours du

processus de compostage, nous avons remarqué que l’indice d’humification (RH) pour certains

andains a tendance à augmenter très rapidement. Il s’agit surtout les andains avec un taux

d’activateur relativement élevée (A15, A25, A14 et A24). En effet, une augmentation brutale de

rapport d’humification de 0,42 à 1,54 a été constatée pour l’A15 et de 0,42 à 1,61 pour l’A25 au

bout du trois mois de processus. En revanche, durant ce même intervalle de temps (0 à 3 mois),

cette augmentation du rapport d’humification est relativement faible pour les autres andains.

Cette augmentation très rapide du rapport d’humification au niveau des andains susindiqués est

attribué d’une part, à l’augmentation des proportions des acides humiques durant le processus

et d’autre part, à la chute des valeurs des acides fulviques. D’ailleurs, selon Baranovskaia et al.

(1984), les acides fulviques (AF) sont surtout composés de biomolécules (facilement assimilé

par les microorganismes), tandis que les acides humiques (AH), ont des structures à dominante

aromatique. Les acides fulviques sont donc facilement minéralisés, tandis que les acides

humiques riches en noyaux aromatiques réputés plus résistants à la biodégradation sont

favorables à la formation des humus. Par ailleurs, d’après ce tableau, l’acide fulvique varie sans

tendance précise pour les deux cas de campagne.

Néanmoins, la conséquence de ces deux tendances est une forte augmentation du rapport

AH/AF, dans les deux cas de campagne, avec une augmentation de 0,42 à 1,90 pour le cas de

l’andain A15 de la campagne A et 0,42 à 1,98 pour le cas de l’A25 de la campagne B. En outre,

il faut noter que les déchets de la campagne A dont la teneur en déchets verts est plus

importante que celle de la campagne B sont partiellement riches en acide humique. C’est

pourquoi à l’issue du processus de stabilisation, la proportion des acides humiques est plus

importante au niveau de la campagne A.

Cette augmentation de la quantité d’acide humique au cours du processus de compostage ainsi

que la diminution de la teneur en acide fulvique va en l’encontre de certaines observations des

plusieurs auteurs en occurrences Veeken etal., 2000; Huang et al., 2006.

166

Huang et al. (2006) ont aussi expliqué que l’humification des matières organiques se produit

principalement à travers la fraction AH et peu à travers la fraction AF. Ainsi, le rapport AH/AF

a souvent été proposé comme indicateur des processus d’humification et comme indice de

maturité (Sanchez-Monedero et al., 1999, Tomati et al.,2000). Pour Jouraiphy et al. (2005),

l’augmentation du rapport AH/AF provient de la formation d’AH par la polymérisation d’AF

ou par la dégradation de substances non humiques de la fraction AF, suivie par la formation de

structures humiques polycondensées AH. Cependant, la mesure de la fraction AH ne peut pas

être employée seule comme indice de maturité.

II-3-2-2- Fractionnement biochimique

Les vitesses de minéralisation de produits organiques et leur capacité à générer de l’humus dans

les sols, dépendent étroitement de leur composition biochimique.

La méthode utilisée est inspiré de Van-Soest et celle de la norme ASTM E1788-95ème (1995)

citée par Kelly (2002) consistant en un fractionnement complet de la MO en quatre (04)

familles biochimiques sur la base de leur solubilisation successive dans des réactifs

d’extraction: substances solubles (SOL), hémicellulose (HEM), cellulose (CEL) et lignine

(LIC). A noter que le fractionnement biochimique des matières organiques permet d'évaluer la

stabilité biologique des composts à travers les calculs des différents indicateurs de stabilité des

matières organiques( ISB, CBM et surtout ISMO) la proportion de matière organique stable du

produit et, en ce sens, de prévoir plus tard l’aptitude du produit à alimenter le stock de matières

organiques stables du sol (valeur amendante plus précisément).

� Cas de mélange des Fractions Fermentescibles d’Ordures Ménagères et Déchets

Verts

Les proportions des substances solubles (SOL), hémicellulose (HEM), cellulose (CEL) et

lignine (LIC) des mélanges initiaux avant et durant l’expérimentation de compostage sont

donné dans les graphiques ci-après :

Figure n°36: Evolution de la composition

0%20%40%60%80%

100%

0 2 3 4 5 6

55 51 50 47 37,736,23

9,5 9,15 7,87 7,17 7,1 7,0117,5 17 16,7814,9814,0713,6914 13,7912,2612,111,4911,09

En

pour

cent

age

de m

atiè

re

orga

niqu

e.

Temps de compostages.

A11

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0 2 3 4 5 6

55,0050,0040,0037,0037,6036,50

9,50 9,45 7,67 7,09 7,00 6,6617,5016,2416,0015,0015,0214,0214,0013,8211,5611,0010,2910,09

En

pour

cent

age

de m

atiè

re

orga

niqu

e.


A13

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0 2 3 4 5 6

55 50 37 35 35,6 36

9,5 9 7,03 7,02 6,8 6,5

17,5 15 14 14 13,78 13,5

14 13 12 12,03 12,65 12

En

pour

cent

age

de m

atiè

re

orga

niqu

e.

Temps de compostages

A15

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00

44,0038,1237,1834,1034,1632,00

10,90 8,78 8,52 8,19 7,80 7,2021,7021,6018,0617,0016,2214,06

18,4016,03 15,0812,5012,7212,68

En

pour

cent

age

de m

atiè

re

orga

niqu

e.


A22

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0 2 3 4 5 6

44 36,05 35 35 31,87 30,09

10,9 8,67 8,02 8 7,99 7,83

21,7 20 15,67 15,5515,44 15,4

18,4 18 14 14,05 14,09 14,12

En

pour

cent

age

de m

atiè

re

orga

niqu

e.

Temps de compostages

A24

167 omposition biochimique des composts de DV + FFOM- Résultats

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO)0%

20%40%60%80%

100%

0,00 2,00 3,00

55,0050,0049,00

9,50 9,55 7,7717,5016,3416,1014,0013,9712,06

En

pour

cent

age

de m

atiè

re

orga

niqu

e.


LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO)0%

20%

40%

60%

80%

100%

0 2 3

55 51,0639,89

9,5 9,45 7,6717,5 15,38 1414 13,67 11

En

pour

cent

age

de m

atiè

re

orga

niqu

e.Temps de compostages.

13,5

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO)0%

50%

100%

0 2 3

44 39,12 37,98

10,9 8,78 8,7221,7 20,34 19,78

18,4 16,83 15,75

En

pour

cent

age

de m

atiè

re

orga

niqu

e.


32,00

7,2014,06

12,68

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO) 0%

20%

40%

60%

80%

100%

0 2 3

44,00 38,1237,08

10,90 8,77 8,1221,70 20,6017,06

18,40 15,03 12,68

En

pour

cent

age

de m

atiè

re

orga

niqu

e.


30,09

14,12

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO) 0%

20%

40%

60%

80%

100%

0 2 3

44 35 30

10,9 8,67 8,02

21,7 19,09 16

18,4 17,02 14

En

pour

cent

age

de m

atiè

re

orga

niqu

e.


A25

Résultats exprimé en % MOT

4,00 5,00 6,00

49,0047,0037,7036,60

7,77 7,19 7,12 7,0116,1015,1215,00 14,0912,0612,0011,29 11,00


A12

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO)

4 5 6

39,8936,87 36,7 36,5

7,67 7,09 7 6,6614,0213,69 13,6

11,56 11,5 11,7


A14

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO)

3 4 5 6

37,98 34,2 34,16 32,06

8,72 7,99 7,7 719,78 17,56 15,89 15

15,75 12,5 12,02 11,28


A21

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO)

4 5 6

37,08 34,00 34,0632,00

8,12 8,09 7,89 7,53

17,06 16,00 16,0215,00

12,68 12,00 12,0212,68


A23

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO)

4 5 6

30,5 30 29

7,23 7,88 7,87

15,4516,0215,34

14,67 15 14,34


A25

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO)

168

Les résultats des fractionnements des MO nous montrent que les déchets de la campagne B sont

très riches en fraction cellulose (21,7% de MOT) confronté à celle de la campagne A (17,5%

MOT). Par contre, les déchets de la campagne A sont plus riches en fraction soluble (55% de

MOT) comparé à celle de la fraction B (44%). Donc les composés riches en FFOM sont

largement dominés par les fractions solubles. Ceci confirme les résultats de fractionnements en

acides fulviques et acides humiques précédents, qui montraient une forte proportion en acide

fulvique pour les déchets riches en FFOM. Rappelons que l’acide fulvique est marqué par la

dominance des polysaccaride à faible poids moléculaire, et d’acide aminés (He et al., 1992).

Par contre, les mélanges riches en DV comme le cas de la campagne B sont riches en fraction

lignine et en fraction cellulose comparé à celle de la campagne A. Ces données sont

concordantes avec les références trouvées (Henriksen et Breland, 1999).

En outre, en suivant l’évolution temporelle de la composition biochimique des composts, nous

avons constaté une diminution significative de la quantité des fractions cellulose aussi bien au

niveau de la campagne A que celle de la campagne B. Néanmoins, l’intensité de cette

diminution de la fraction cellulose n’est pas identique pour l’ensemble des composts. Elle est

très marquée au niveau des andains A15 et A25 avec respectivement une perte de (17,5% à 15%,

soit moins de -14,29% de la teneur initiale en cellulose au bout du 3ème mois de compostage)

pour A15 et une perte de (21% à 16%, soit moins de -23,81% de la teneur initiale en cellulose

au bout du 3ème mois de compostage) pour l’andain A25. De même, la dégradation de la fraction

cellulose au début du processus de compostage a été perçue pour les autres andains mais avec

des intensités peu marquées comparées à ceux des andains A15 et A25.

D’une manière générale, nos résultats sont concordants avec des études des certains auteurs qui

ont montré la dégradation rapide de la cellulose en début de compostage (Harada et al., 1981;

Pichler & Kögel-Knabner, 2000). Cette rapidité de la vitesse de dégradation de la cellulose au

niveau des andains A15 et A25 par rapport aux autres andains peut s’expliquer d’une part, par

l’importance de quantité de sulfate d’ammonium qui est une substance riche en azote

ammoniacal favorable à l’activité microbienne. D’autre part, elle peut être attribuée à un

rapport C/N des mélanges initiaux proches de 25 (rapport C/N optimal pour une meilleure

dégradation des MO).

De même, la proportion de MOT sous forme de fraction soluble diminue nettement pour

l’ensemble des dix (10) andains durant les deux premiers mois du compostage, du fait de la

minéralisation de composés facilement utilisables par les microorganismes comme des sucres,

des lipides, et des protéines, puis reste à un niveau à peu près constant. La constance de la

fraction soluble après cette phase de dégradation intensive traduirait donc des transferts des

composés des compartiments organiques plus complexes vers le compartiment soluble selon

des flux similaires au flux de dégradation du compartiment soluble. En effet, la dégradation de

169

composés plus complexes peut conduire à des composés organiques intermédiaires qui

contribuent au maintien de la fraction soluble. La lignine par exemple n’est que partiellement

oxydée et dépolymérisée par les champignons bruns. Toutefois, comme le cas de la fraction

cellulose, la diminution de la teneur en fraction soluble est très marquée pour les andains (A15,

A25, A14 et A24), vraisemblablement à cause de la présence d’une quantité appréciable de

l’azote ammoniacal favorable à la croissance et à l’activité microbienne.

Exprimé par rapport à la teneur en MOT, la dégradation de l’hémicellulose apparaît marquée

pour les andains A15 et A25 durant les deux premiers mois de compostage nonobstant la faible

proportion de cette fraction dans le mélange initial (7% de MOT).

La cellulose et l’hémicellulose qui sont des polysaccharides souvent présents ensemble dans la

nature et qui présentent une résistance modérée à la dégradation microbienne peuvent être

regroupés. Le terme holocellulose est donné à l’ensemble formé de la cellulose et de

l’hémicellulose (Henriksen & Breland, 1999). Selon Francou, 2003, on peut suivre la stabilité

des MOT du compost à travers le suivi du rapport LIGN/ (CELL+HEMI). L’augmentation de

ce rapport au cours du processus de compostage, traduit la stabilité de la matière organique des

composts. Par exemple, il augmente de 0,51 à 0,67 pour A15 entre le début et le troisième

mois du processus et se stabilise vers 0,70 à partir du 3ème mois. De même, on observe une

tendance à l’augmentation de ce rapport pour l’ensemble des 10 andains au fur et à mesure le

processus de compostage avance.

La teneur en fraction lignine présente également une diminution significative durant le temps

de compostage avec des valeurs de 14% à 9% entre le début et la fin du processus pour

l’andain A15 de la campagne A par exemple. De même, une diminution de la teneur en lignine

a été observée pour les autres andains.

Pour les composts de l’andain A25 de la campagne B, cette diminution de la teneur en lignine

est fortement corrélé à l’augmentation des acides humiques du paragraphe (II-3-2-1, page 161,

précédent), grâce au calcul du rapport lignine / acide humique dont les résultats sont

présentés par la figure n°37 ci-après. Ce rapport présente une corrélation significative avec un

coefficient R2 = 0,723. Ces résultats semblent signifier que les processus d’humification, au

cœur de la stabilisation des matières organiques lors du compostage, correspondent en partie à

une transformation de la lignine en acides humiques.

170

Figure n° 37: Courbe de corrélation rapport lignine/acide humique de l’andain A25

� Cas de mélange de fumier de bovin et déchets verts

Comme le cas des mélanges de déchets verts et FFOM, les quatre (04) familles de matière

organique (SOL, HEM, CEL et LIGN) diminuent au cours de la stabilisation de MO des

composts. En outre, comparé aux mélanges entre DV et FFOM, le co-compostage de DV et le

FB sont largement dominé par des fractions plus résistantes à la biodégradation entre autre la

fraction lignine près de 50% de MOT alors que celle-ci est très bas (autour de 14% MOT) pour

les deux protocoles de mélanges entre DV et FFOM. La fraction dite holocellulose (cellulose +

hémicellulose) présente une valeur initiale près de 22% de MOT donc largement supérieure

comparé aux mélanges entre DV et FFOM précédent. Par contre, le fumier de bovin et les

déchets verts sont légèrement pauvres en fraction soluble avec une valeur initiale près de 30%

de MOT alors que celle-ci est égale à 55% de MO pour les mélanges de DV et FFOM.

Ces résultats vont en l’encontre des observations de certains auteurs (Metzger et al., 2002;

Linères,2003).

Par ailleurs, nous avons enregistré une forte chute des ces quatre (04) fractions biochimiques

surtout au niveau des andains dont la dose de l’activateur est prépondérante (A1F5 et A1F4).

Sans aucun doute, il existe une forte corrélation entre la dose de l’activateur choisi et la chute

des proportions de ces quatre (04) fractions biochimiques.

Par exemple, au bout de trois de compostage, la teneur en soluble passe de 31% de MO à 29%

de MO pour l’A1F5, soit une perte de 6,45% par rapport à la teneur initiale. Alors que cette

chute de la teneur en soluble passe de 31% de MO à 30,04 de MO au bout de trois mois pour

l’andain A1F1 témoin, soit une perte de 1,93% par rapport à la teneur initiale. De même, nous

avons également enregistré une chute plus forte de la teneur en cellulose pour le cas de l’A1F5

comparé à ce de l’andain A1F1 témoin. En effet, la teneur en cellulose passe de 10% de MO à

y = -0,778x + 5,251

R² = 0,723

0

1

2

3

4

5

6

7

0 1 2 3 4 5 6 7

LIG

NIN

E/A

H

TEMPS DE COMPOSTAGE EN MOIS

171

8% de MO au bout de trois mois de compostage, soit -20% par rapport à la teneur initiale.

Cependant cette diminution passe de 10% à 9,15% de la MO au bout de trois mois pour le cas

de l’andain A1F1 témoin, soit -8,5% de la teneur initiale.

En outre, comme dans le cas des composts fabriqués à partir des DV et FFOM, les composts

des FB et DV affichent également une légère chute de la teneur en lignine. Pourtant, le rapport

LIGN/ (CELL+HEMI ) ne cesse pas d’augmenter pour l’ensemble de ce cinq andains. Par

exemple pour le cas de l’A1F5, ce rapport passe de 2,27 à 2,42 au bout de trois mois du

processus de compostage. De même pour l’A1F4, ce rapport passe à trois mois de compostage

de 2,27 à 2,38.

L’augmentation de ce rapport au cours du processus de compostage, traduit la stabilité de la

matière organique des composts (Albrecht, 2005).

Ces résultats semblent confirmer qu’effectivement, le sulfate d’ammonium peut influencer

positivement la vitesse de dégradation des MO des déchets. Et cette vitesse est d’autant plus

importante pour le cas des déchets riches en fractions soluble et cellulosique, donc facilement

dégradables par les microorganismes.

Figure n°38: Evolution de la ccomposts issus des DV et FB- II-4- RECHERCHE DES INDICATEURS DE MATURITE

Dans le cadre du présent paragraphe

de stabilité du compost sont basés sur

classiques (pH, C/N, N-NO3-/N

plates-formes de compostage (test d’auto

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0 2 3 4 5 6

31,00 30,7930,0429,1527,1226,00

12,00 11,9811,8211,8810,7210,4210,009,879,858,777,797,04

50,00 49,60 49,0948,2548,1548,02

En

pour

cent

age

de m

atiè

re

orga

niqu

e.


A1F1.

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0 2 3 4 5 6

31,00 30,00 29,01 28,00 27,88 27,00

12,00 11,98 11,36 10,85 10,32 10,0210,00 9,80 8,78 7,68 7,16 7,06

50,00 49,38 47,89 46,12 45,0543,20

En

pour

cent

age

de m

atiè

re

orga

niqu

e.


A1F3

0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%

100%

0 2 3 4 5 6

31,00 29,30 29,00 25,06 23,02 22,19

12,00 11,23 10,56 10,45 10,12 10,02

10,00 9,02 8,00 7,53 7,23 7,33

50,00 49,00 45,01 43,02 44,05 42,00

En

pour

cent

age

de m

atiè

re o

rgan

ique

.


A1F5

172

la composition biochimique de la matière organique des résultats exprimés en %MOT

RECHERCHE DES INDICATEURS DE MATURITE DES COMPOSTS

ans le cadre du présent paragraphe, les indicateurs étudiés pour estimer le degré de maturité

du compost sont basés sur l’interprétation des analyses

/N-NH4+, RHAH/AF), et des tests directement utilisables sur

formes de compostage (test d’auto-échauffement et test Solvita®).

26,00

10,427,04

48,02

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO)

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0 2 3

31,00 30,18 29,67

12,00 11,98 11,3610,00 9,90 8,98

50,00 49,50 48,09

En

pour

cent

age

de m

atiè

re

orga

niqu

e.


27,00

10,027,06

43,20

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO)

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0 2 3

31,00 30,0929,04

12,0011,9311,0610,00 9,02 8,10

50,0049,1045,61

En

pour

cent

age

de m

atiè

re o

rgan

ique

.


6

22,19

10,027,33

42,00

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO)

omposition biochimique de la matière organique des

DES COMPOSTS

es indicateurs étudiés pour estimer le degré de maturité et

physico-chimiques

), et des tests directement utilisables sur les

4 5 6

29,67 27,00 26,15 26,02

11,36 10,88 10,62 10,12

8,98 7,88 7,36 7,16

48,09 47,29 47,05 46,20


A1F2

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO)

4 5 6

29,0428,0527,0223,00

11,0610,5510,1210,02

8,10 7,59 7,63 7,43

45,6145,0244,0542,20


A1F4

LIGN (%MO)

CELL (%MO)

HEMI (%MO)

SOLU (%MO)

173

II-4-1- Etude des indicateurs physico-chimiques classiques

II-4-1-1- Cas des mélanges des FFOM et DV

Le tableau ci-après nous récapitule les résultats des suivis des rapports des paramètres physico-

chimiques classiques au cours du compostage.

Tableau n°23 : Tableau récapitulatif des évolutions des rapports des paramètres physico-

chimiques classiques

Compost âges Paramètres physico-chimiques

C/N (C/N)final/

(C/N) initial

N-NO3-/N-NH4

+ pH RH (AH/AF)

A15/A25

Initial 20,84 21,13 - - 0,026 0,022 6,2 6,52 0,42 0,42

2 13,66 14,32 0,65 0,67 0,046 0,224 5,6 5,24 0,82 0,94

3 12,17 12,11 0,58 0,57 1,965 2,702 7,01 7,23 1,54 1,61

4 12,01 11,87 0,57 0,56 2,918 2,830 7,23 7,34 1,87 1,73

5 12,00 11,74 0,57 0,55 3,564 2,847 7,30 7,30 1,87 1,88

6 11,92 11,47 0,57 0,54 3,821 2,928 7,90 7,35 1,92 1,98

A14/A24

Initial 20,84 21,13 - - 0,026 0,022 6,2 6,56 0,42 0,42

2 14,67 14,51 0,70 0,68 0,0408 0,101 5,7 5,34 0,75 0,81

3 12,76 12,92 0,61 0,61 1,4222 2,25 7,01 7,03 1,17 1,23

4 12,59 11,97 0,60 0,56 2,0444 2,512 7,06 7,14 1,16 1,37

5 11,96 11,71 0,57 0,55 2,0518 2,653 7,23 7,24 1,31 1,76

6 11,94 11,51 0,57 0,54 2,1538 2,662 7,80 7,30 1,36 1,31

A13/A23

Initial 20,84 21,13 - - 0,0267 0,0221 6,2 6,56 0,42 0,42

2 17,14 15,91 0,82 0,75 0,0378 0,0947 5,80 5,92 0,94 0,92

3 15,44 14,37 0,74 0,68 0,8106 0,988 6,77 6,03 0,96 0,99

4 12,87 14,06 0,61 0,66 1,2440 1,919 7,02 6,74 1,39 1,33

5 12,51 12,34 0,60 0,58 1,3212 2,375 7,26 7,02 1,41 1,52

6 12,21 12,07 0,58 0,57 1,3554 2,556 7,70 7,20 1,52 1,89

A12/A22

Initial 20,84 21,13 - - 0,0267 0,022 6,2 6,56 0,42 0,42

2 18,40 16,86 0,88 0,79 0,0316 0,058 5,98 5,92 0,62 0,92

3 16,32 14,79 0,78 0,69 0,3525 0,831 6,65 6,03 0,83 0,97

4 15,36 13,77 0,73 0,65 1,083 1,1 6,99 6,74 1,15 1,18

5 13,29 12,52 0,63 0,59 1,694 2,298 7,06 7,02 1,37 1,47

6 12,48 12,29 0,59 0,58 1,708 2,512 7,20 7,20 1,60 1,72

A11/A21 Initial 20,84 21,13 - - 0,026 0,022 6,2 6,56 0,42 0,42

2 18,94 16,94 0,90 0,80 5,98 6,02 0,61 0,58

3 17,50 15,05 0,83 0,71 0,035 0,630 6,67 6,40 0,74 0,91

4 16,31 14,26 0,78 0,67 0,887 1,25 6,89 6,74 0,83 1,10

5 13,61 13,88 0,65 0,65 1,368 2,00 6,95 7,02 1,28 1,42

6 12,68 13,50 0,60 0,64 1,444 2,50 7,00 7,15 1,60 1,69

174

Interprétations des résultats

La majorité des études, relatives au degré de maturité des composts, se base sur l’évolution des

paramètres physico-chimiques globaux : pH, rapport C/N, rapport N-NO3-/N-NH4

+, rapport

d’humification (AH/AF), etc.

Le rapport C/N est le paramètre le plus communément mesuré pour évaluer la maturité d’un

compost. Un rapport C/N inférieur ou égal à 12 est considéré comme un indicateur de maturité

pour le compost (Iglesias-Jimenez & Pérez-Garcia, 1993). Ce rapport, fréquemment retrouvé,

est rapproché au rapport C/N, proche de 10, des sols humiques. L’ajout d’un compost mature

(C/N<15) dans le sol n’altère pas l’équilibre microbiologique du sol. Ici, on constate qu’à partir

du troisième mois du compostage, les composts au niveau des andains A15, A25, A14 et A24 ont déjà

des valeurs de C/N proche de 12. Par contre, pour les andains A13, A23 et A12, A22, ces valeurs

proche de 12 ne sont atteints qu’à partir du 5ème mois voire même 6ème mois du processus. Pour

les composts au niveau des andains A11 et A21 témoins, ces valeurs (C/N proche de 12) ne sont

atteintes qu’à partir du 6ème mois du compostage.

De même, les rapports entre (C/N) final /(C/N) initial pour les andains A15, A25, A14 et A24,

confirment la maturité des composts au niveau de ces andains à partir du 3ème mois du

compostage. En effet, à partir de cette période, les rapports entre (C/N) final /(C/N) initial

affichent des valeurs largement inférieures à 0,75 (Jiménez et Garcia (1989)). Par contre pour

les andains A11 et A21 témoins, cette valeur inférieure à 0,75, n’est atteinte qu’à partir du 5ème et

6ème mois.

Les rapports N-NO3-/N-NH4

+,

Forster et al. (1993) limite le rapport [NO3-] / [NH4

+] à une valeur comprise entre 1,4 et 6,8

pour indiquer la maturité d’un compost quel que soit son origine.

En suivant l’évolution des rapports N-NO3-/N-NH4

+, tels qu’ils sont indiqués dans le tableau

n°23 ci-dessus, nous constatons qu’à partir du 3ème mois, une valeur proche de 2 est atteinte

pour les andains A15, A25, A14 et A24 dont la dose du produit activant est importante, par contre

pour les andains A23 et A13 se trouvant en positions intermédiaires, cette valeur (>1,5) n’est

atteinte qu’à partir du 4ème mois du processus. De même pour les andains A11 et A22 témoins,

c’est à partir du 5ème et 6ème mois du processus qu’on peut retrouver cette valeur (>1,5).

pH

Les pH acides sont caractéristiques des composts immatures. Les composts matures ont un pH

voisin de la neutralité ou supérieur (entre 7 et 9) (Avnimelech et al., 1996). Ici, une tendance à

175

la chute des valeurs de pH au début du processus a été perçue pour l’ensemble des dix (10)

andains, par la suite ces valeurs de pH ont augmenté progressivement au fur et à mesure du

processus de compostage avance. Pour les andains A15, A25, A14 et A24, des valeurs de pH

proches de 7 ont été enregistrées après trois mois du processus. En revanche, pour les andains

A23 et A13 se trouvant en positions intermédiaires, les valeurs de pH proches de 7 ne sont

atteintes qu’entre 4ème et 5ème mois du compostage. Enfin, pour les andains A11 et A22 témoins,

ces valeurs ne sont atteintes qu’à partir du 5ème et 6ème mois du processus de compostage.

Donc à travers, les suivis des rapports des paramètres physico-chimiques classiques en

l’occurrence les rapports C/N, les rapports N-NO3-/N-NH4

+ ainsi que l’évolution temporelle des

valeurs du pH, on peut en conclure que les composts au niveau des andains A15, A25, A14 et A24

sont qualifiés de matures dès le troisième mois du processus de compostage. Par contre, pour

les andains A23 et A13 se trouvant en positions intermédiaires, cette maturité n’est atteinte qu’à

partir du 4ème mois du processus de compostage. Enfin, pour les andains A11 et A22 témoins,

leurs maturités ne sont atteintes qu’au bout du 6ème mois.

Les rapports d’humification des matières organiques des composts RH (AH/AF)

Les processus d’humification ont incité de nombreux auteurs à étudier les matières organiques

humifiées ou substances humiques. Le fractionnement chimique de la matière organique en

humine, acides humiques et fulviques a conduit certains auteurs à élaborer des indicateurs de

maturité. Des études montrent notamment une augmentation significative du rapport acide

humique sur acide fulvique (AH/AF) au cours du compostage (Veeken et al., 2000 ; Jouraiphy

et al., 2005; Huang et al., 2006). Les résultats trouvés dans la littérature sont assez concordants

avec des valeurs inférieures à 1 pour des composts immatures, et supérieures à 1 pour les

composts mûrs.

Ainsi, selon toujours le tableau n° 23 précédemment, les rapports d’humifications au niveau

des andains A15, A25, A14 et A24 affichent des valeurs largement supérieures à 1 à partir du 3ème

mois du processus avec respectivement comme valeur des rapports d’humification de 1,54,

1,61, 1,17 et 1,23. Par contre pour les composts au niveau des andains A11 et A22 témoins, ces

valeurs supérieures à 1 ne sont atteintes qu’à partir du 6ème mois.

Au vu des résultats des rapports d’humification, les composts au niveau des andains A15, A25,

A14 et A24 âgés de 3mois semblent donc mûrs.

176

II-4-1-2- Cas des mélanges des fumiers de bovins et Déchets Verts

Tableau n°24 : Récapitulatif des évolutions des rapports des paramètres physico-

chimiques classiques au cours du compostage

Compost âges Paramètres physico-chimiques

C/N (C/N)final/

(C/N) initial

N-NO3-/N-NH4

+ pH RH

(AH/AF)

A1F5

Initial 18,2 - 0,010 6,94 0,48

2 12,02 0,66 0,45 5,24 0,87

3 11,69 0,64 2,19 7,6 1,15

4 11,60 0,63 2,12 7,8 1,26

5 11,49 0,63 2,019 8,2 1,63

6 11,49 0,63 1,94 8,2 1,96

A1F4

Initial 18,2 - 0,010 6,94 0,48

2 13,22 0,72 0,056 5,74 0,84

3 12,02 0,66 2,2 7,8 1,07

4 11,79 0,64 2,8 8,1 1,20

5 11,64 0,63 4,4 8,2 1,50

6 11,56 0,63 3,75 8,3 1,89

A1F3

Initial 18,2 - 0,010 6,94 0,48

2 13,61 0,74 0,016 5,8 0,85

3 12,93 0,71 1,47 6,8 1,09

4 12,10 0,66 3,88 7,8 1,18

5 11,88 0,65 4,13 8,1 1,47

6 11,77 0,64 2,77 8,2 1,66

A1F2

Initial 18,2 - 0,010 6,94 0,48

2 14,49 0,79 - 5,65 0,81

3 13,77 0,75 0,57 6,9 0,90

4 13,35 0,73 0,96 7,8 0,99

5 12,53 0,68 3,04 8,3 1,36

6 12,25 0,68 2,83 8,2 1,54

A1F1 Initial 18,2 - 0,010 6,94 0,48

2 14,56 0,80 - 6,4 0,83

3 14,14 0,77 0,32 7,9 0,85

4 13,72 0,75 0,68 8,2 0,93

5 13,41 0,73 2,08 8,3 1,31

6 13,25 0,72 2,31 8,2 1,39

Interprétations des résultats

A l’issu des suivis temporels de l’évolution des rapports des paramètres physico-chimiques

classiques du compostage (pH, C/N, N-NO3-/N-NH4

+) et selon la dose de l’activateur choisi, trois

177

tendances distinctes ont été perçues. D’abord, des composts mûrs à partir du troisième mois du

processus, en occurrence les composts au niveau des andains A1F5 et A1F4. Ensuite, nous avons

remarqué la maturité des composts au niveau des andains A1F3 à partir du 4ème mois du

processus. En effet, à partir de cette période, tous les paramètres physico-chimiques classiques

indiquent la maturité de compost, notamment une valeur de pH proche de la neutralité, un

rapport C/N proche de 12, un rapport entre C/N de départ et celui du rapport C/N au 4ème mois

largement inférieur à 0,75 ainsi qu’un rapport entre azote nitrique avec l’azote ammoniacal (N-

NO3-/N-NH4

+) nettement supérieur à 1,5 (3,88 plus exactement). Enfin, des composts mûrs à

partir du 5ème et 6ème mois du processus : ce sont les composts au niveau de l’andain A1F1témoin

dépourvus du produit activant.

En outre, les suivis des rapports d’humifications confirment ces trois tendances. Entre autre,

des rapports d’humification largement supérieurs à 1 ont été observés pour les composts des

andains A1F5 et A1F4 au bout du 3ème mois de compostage. Alors qu’au niveau de l’andain A1F3,

la valeur proche de 1 n’est obtenue qu’à partir du 4ème mois. Pour l’A1F1 témoin, c’est à partir

du 5ème mois qu’on a enregistré une valeur de rapport d’humification proche de 1.

Les essais réalisés avec le sulfate d’ammonium ont donc montré des résultats positifs.

Rappelons que tous les andains excepté l’A1F1, témoin sont activés avec le sulfate

d’ammonium et sont soumis aux mêmes conditions climatiques de la Région Atsinanana. Ils

ont été retournés le même nombre de fois et aux mêmes intervalles que les autres andains.

Cependant, les composts des andains A1F5 et A1F4 ont été 50% plus rapides contre 30% pour les

composts traités au niveau de l’andain A1F3. Nous sommes donc en mesure de déclarer qu’à

dose raisonnable et avec une bonne maîtrise de technique de compostage (aération,

humidification, maîtrise des rapports C/N de départ etc.), le sulfate d’ammonium peut

influencer positivement le processus de compostage et permet donc d’obtenir plus rapidement

des composts mûrs et stables dans des délais plus ou mois compétitifs.

II-4-1-3- Conclusion partielle

Les suivis des paramètres classiques du compostage ainsi que les suivis des rapports

d’humification des composts convergent à accréditer la performance du Sulfate d’Ammonium

comme activateur de compostage. Nous venons de constater à travers les suivis des paramètres

fondamentaux du compostage, que ce produit (sulfate d’ammonium) semble raccourcir le

processus de compostage et permet d’obtenir un compost mature en trois mois du processus

pour les andains dont leurs teneurs en sulfate d’ammonium sont comprises entre 0,18% à

0,24% de MB. Par contre, pour les andains témoins (sans activateur), ce processus dure à peu

près 5 ou 6 mois. Ici, l’usage de l’activateur à dose raisonnable semble écourter jusqu’à 50% la

durée du processus de compostage.

178

II-4-3- Résultats des tests d’auto-échauffement et Solvita

Le test Solvita® est un test colorimétrique d’évaluation de la maturité du compost. Afin de

limiter les erreurs, 2 opérations ont jugé les résultats colorimétriques de ces tests présentés dans

le tableau ci-après. Cette méthode est de plus en plus employée dans les usines de compostages

(Wang et al., 2004 ; Francou, 2003 ; Changa, et al., 2003 ; Brewer & Sullivan, 2003).

II-4-3-1-Cas des mélanges entre déchets verts et FFOM

Tableau n°25 : Résultats des tests d’auto échauffement et Solvita Compost Ages Solvita Auto-échauffement

A15/A25

Initial CO 2 NH3 Indice Tmax (°C) Indice

2 3 3 3 3 2 2 51 50 II II

3 5 6 3 4 5 6 38 39 IV IV

4 5 6 3 4 5 6 30 28 V V

5 7 6 5 4 7 6 27 28 V V

6 7 6 5 4 7 6 28 27 V V

A14/A24


2 3 4 3 2 2 51 50 II II

3 5 6 3 4 5 6 38 39 IV IV

4 5 6 3 4 5 6 30 28 V V

5 6 6 4 4 6 6 27 29 V V

6 6 7 4 4 6 7 28 28 V V

A13/A23

Initial CO2 NH3 Indice Tmax (°C) Indice

2 2 2 2 2 1 1

3 3 4 3 3 3 2 46 45 III III

4 7 6 3 4 6 6 38 37 IV IV

5 6 5 4 4 6 5 27 29 V V

6 6 6 4 4 6 6 28 28 V V

A12/A22


2 1 2 2 2 1 1 64 58 I II

3 4 4 2 3 2 3 52 51 II II

4 5 5 4 4 5 5 47 45 III III

5 6 5 4 4 6 5 38 37 IV IV

6 6 6 4 4 6 6 28 28 V V

A11/A21 Initial CO 2 NH3 Indice Tmax (°C) Indice

2 1 2 2 2 1 1 64 58 I II

3 2 2 3 3 1 2 52 51 II II

4 4 3 4 3 3 2 47 45 III III

5 5 5 4 3 5 4 38 37 IV IV

6 6 6 4 4 6 6 28 28 V V

Résultats Solvita

Après 3 mois de compostage, les composts A12 et A22 ont un indice de maturité Solvita de 2 à 3

traduisant un manque de maturité, c’est à-dire, les déchets au niveau de ces andains sont encore

en pleine phase de dégradation (cf. Tableau n°25). Par contre, les composts au niveau des

andains A11 et A21 (témoins) apparaissent très immatures à 3 mois (indices de 1 et 2). Alors

qu’à trois mois de compostage, la plupart des produits au niveau des andains A15, A25, A14 et

179

A24 gagnent en maturité, avec des indices de 5 ou 6. Les composts des andains A13 et A23,

peuvent être considérés mûrs dès 4 mois (indice de 6 et 7).

Résultats du test d’auto-échauffement (Dewar)

A trois mois, une forte élévation des températures a été encore perçue au niveau des andains

A11 et A21 (témoins). Cette élévation de température traduit un manque de maturité des

composts au niveau de ces andains avec respectivement indice de I et II. En revanche, dès le

3ème mois du processus, les déchets traités au niveau des andains A15, A25, A14 et A24 affichent

un indice de IV et V. Ces déchets peuvent être considérés mûrs avec un degré de maturité

élevé. En revanche, en trois mois, les composts au niveau des andains A13 et A23 affichent un

niveau de maturité moyen selon ce test (indice III).

Les résultats de maturité obtenus par le test Solvita semblent être cohérents avec les résultats du

test d’auto-échauffement pour l’ensemble des 10 andains. En effet, les deux tests révèlent la

maturité des composts au niveau des andains A15, A25, A14 et A24 dès le 3ème mois du

compostage. De même, les deux tests confirment la maturité des composts au niveau des

andains A13 et A23 à partir du 4ème mois du processus. Par ailleurs, ces deux tests démentent la

maturité des composts au niveau des andains A11 et A21 (témoins) à 3 mois du processus.

180

II-4-3-2-Cas des mélanges entre déchets verts et fumiers de bovins


Compost Ages Solvita Auto-échauffement

A1F5


2 5 3 4 nd nd

3 6 4 6 nd nd

4 6 4 6 nd nd

5 7 5 7 nd nd

6 7 5 7 nd nd

A1F4


2 5 3 4 nd nd

3 5 4 5 nd nd

4 6 4 6 nd nd

5 6 3 6 nd nd

6 6 4 6 nd nd

A1F3


2 3 3 2 nd nd

3 5 3 4 nd nd

4 5 4 5 nd nd

5 6 3 6 nd nd

6 6 4 6 nd nd

A1F2


2 3 3 2 nd nd

3 4 3 3 nd nd

4 5 3 4 nd nd

5 5 4 5 nd nd

6 6 3 6 nd nd

A1F1 Initial CO2 NH3 Indice Tmax (°C) Indice

2 2 2 1 nd nd

3 4 2 2 nd nd

4 4 3 3 nd nd

5 5 3 4 nd nd

6 6 4 6 nd nd

Résultats Solvita

D’après ce tableau, les résultats des tests Solvita® excepté A1F1 (témoin) et A1F2 indiquent une

forte progression de la fermentation dès le début du processus. En effet, les composts au niveau

des andains A1F4 et A1F5 affichent respectivement une maturité de 5 et 6 (compost mature) dès

le troisième mois du processus. Par contre, au cours de cette même période, les composts de

l’andain A1F3 atteigne une maturité de 4 (compost jeune), en pleine phase de dégradation, très

active donc immature. A trois mois, le résultat du test Solvita® pour le compost A1F2 est de 3

(compost très actif), matériel jeune à haut taux de respiration. Toujours au troisième mois du

processus, le résultat du test Solvita® pour le compost A1F1 est de 2. Ils sont donc en cours de

dégradation par rapport à une échelle de 8 (compost mature).

181

Au vu des résultats du test Solvita®, les composts au niveau des andains A1F4 et A1F5 sont

qualifiés de mûrs à partir du 3ème mois. En revanche, pour les composts de l’andain A1F3,

cette maturité semble être atteinte à partir du 4ème mois. Ces résultats concordent avec les

résultats obtenus lors des suivis des rapports des paramètres physico-chimiques classiques ainsi

que les rapports d’humification précédemment. Ainsi, nous pouvons valider la maturité des

composts au niveau des andains A1F4 et A1F5 à 3 mois du compostage. Également, nous

validons la maturité des composts de l’A1F3 âgé de 4 mois ainsi que ceux des composts âgé de 6

mois de l’A1F1.

Résultats du test d’auto-échauffement (Dewar)

Des tests en vase Dewar ont été également réalisés. Les paramètres : quantité, humidité et

tamisage ont été modifiés mais sans succès (pas de montée en température sur les échantillons

en début de fermentation). Il semble que cette méthode ne soit pas adaptée aux conditions de

cette étude (problème d’échantillonnage probablement), alors que les tests colorimétriques de

type Solvita® apportent un renseignement fiable sur l’état de maturité, bien qu’ils soient

souvent utilisés simultanément dans la littérature cités précédemment.

II-4-4-Test de germination

Afin de vérifier la pertinence des tests de maturité évoqués lors des paragraphes (II-3-1, II-3-2

et II-3-3) précédents, nous procédons également à des essais de germinations. Ces essais sont

basés sur le pouvoir germinatif des graines des deux cultures (la tomate et la salade) en

présence du compost. Ces tests consistent à semer un même nombre de graines dans des pots

contenant du sable seul (référence), compost seul ou sable additionné de 30%, 50%,70% et

100% du compost et à raison de 5 pots par catégories de plante et composts. Après 10 jours

d’incubations, la maturité du compost a été évaluée suivant le pourcentage de germination par

rapport au témoin.

L’estimation de la qualité du compost via test de germination est jugé indispensable puisqu’il

est l’aboutissement de la chaîne de traitements. Conformément à la norme française NF U 44-

051, ces contrôles sont donc essentiels afin de s’assurer le caractère inoffensif pour les sols et

les cultures (phytotoxicité ou un retard de germination) des composts.

Donc, les tests de germination et de croissance permettent de révéler une éventuelle

phytotoxicité du compost selon la dose employée.

Ici, il y a lieu de préciser que seuls les composts âgés de 3 mois et 6 mois de maturité feront

l’objet de ce test de germination.

182

II-4-4-1-Résultats des tests de germination pour les composts de mélanges de déchets verts et

FFOM

Les résultats des essais de germination sur le compost pur ou mélangé au sol sont reportés dans

le tableau suivant :


déchets verts et FFOM

Composts Ages Variétés Taux de germination

A15/A25

Tomate

/Salade

Sable+30% de compost Sable+50% de compost Sable +70% de compost Compost (100%)

3 85% 61% 80% 62% 70% 69% 66% 73% 85% 65% 82% 64% 30% 30% 40% 38%

6 75% 86% 74% 87% 75% 72% 70% 72% 80% 71% 82% 70% 34% 30% 27% 30%

A14/A24 3 72% 85% 75% 85% 70% 69% 67% 70% 75% 84% 72% 85% 44% 55% 50% 30%

6 75% 82% 71% 85% 72% 70% 69% 72% 78% 84% 74% 82% 55% 50% 56% 58%

A13/A23 3 20% 21% 20% 21% 19% 20% 20% 20% 21% 21% 22% 21% 20% 19% 22% 20%

6 65% 69% 70% 72% 65% 69% 70% 72% 68% 70% 70% 72% 56% 60% 65% 70%

A12/A22 3 20% 21% 20% 21% 19% 20% 20% 20% 21% 21% 22% 21% 20% 19% 22% 20%

6 60% 72% 70% 70% 65% 65% 70% 78% 72% 71% 74% 72% 65% 56% 68% 59%

A11/A21 3 19% 20% 20% 21% 19% 20% 20% 20% 21% 21% 22% 21% 20% 19% 22% 20%

6 60% 65% 68% 70% 65% 65% 70% 68% 68% 70% 70% 72% 60% 56% 62% 59%

Interprétations :

D’après ce tableau n°27, quelles que soient les doses de composts, des retards de germinations

que ce soit pour l’espèce tomate que celle de l’espèce salade ont été constatés pour les

composts âgés de 3mois des andains A11, A21 A12, A22, A13 et A23. En effet, seulement, moins

de 21% des graines ont germé au bout du 7 jours. Ils présentent donc une légère phytotoxicité

due probablement à un manque de maturation des produits.

Par ailleurs, à 6 mois, les mêmes composts affichent des taux de germination plus intéressants

(plus de 60% pour l’ensemble des traitements excepté le traitement de 100% affichant un taux

de germination relativement faible). Par contre, les résultats sont meilleurs pour une dose de

30% de composts âgés de 3 mois des andains A14, A24, A15 et A25 permettant d’obtenir à 7 jours

un taux de germination près de 85% pour la variété tomate et 61% pour la salade.

De même, aucun changement significatif au niveau des résultats obtenus pour le traitement de

70% par les mêmes composts. L’incorporation d’une dose de 70% de composts âgés de 6 mois

des andains A14, A24, A15 et A25 permet d’obtenir un taux de germination près de 80% pour la

variété tomate et 70% pour la variété salade au bout de 7 jours.

Le taux de germination des graines au niveau de traitement 50% des composts âgés de 3 et 6

mois des andains A14, A24, A15 et A25 sont à voisinage de 75% aussi bien pour l’espèce tomate

183

que celle de l’espèce salade. Par ailleurs, les mêmes composts affichent un taux de germination

de près de 87% pour l’espèce salade et 75% pour l’espèce tomate au niveau des traitements de

30% et 70%.

Les cultures contenant 100% du compost sont plutôt mauvaises avec des taux de germination

en dessous des autres traitements. Ces résultats sont en accord avec ceux rapportés par De hann

(1981) et Abad Berjon et al. (1997) qui ont signalé que l’effet, dépressif du compost n’est pas

seulement lié aux caractéristiques des composts, mais il est aussi en fonction des doses

appliquées.

Ces résultats, nous permet de conclure qu’effectivement les composts âgés de 3 mois au niveau

des andains A14, A24, A15 et A25 sont qualifiés matures.

II-4-4-2-Résultats des tests de germination pour les composts de mélanges de déchets verts et

Fumiers de bovins

Comme dans le cas de tests de germination de composts de déchets verts et FFOM précédent,

les tests de germination sur la variété tomate et la variété salade ont été réalisés avec 3

répétitions. Le pourcentage moyen est représenté dans le tableau suivant :


déchets verts et fumiers de bovins

Composts Ages Variétés Taux de germination

A1F5

Tomate /Salade

Sable+30%

de compost

Sable+50%

de compost

Sable +70%

de compost

Compost

(100%)

3 80% 82% 85% 85% 90% 96% 80% 90%

6 82% 85% 86% 87% 94% 96% 80% 86%

A1F4

3 80% 82% 85% 85% 90% 92% 80% 82%

6 82% 82% 85% 86% 95% 94% 85% 84%

A1F3 3 56% 58% 58% 60% 60% 65% 72% 75%

6 70% 80% 72% 78% 75% 80% 80% 80%

A1F2 3 12% 18% 12% 20% 15% 21% 12% 14%

6 75% 80% 78% 76% 80% 75%

A1F1 3 11% 17% 12% 20% 15% 21% 12% 14%

6 66% 70% 78% 76% 80% 75% 67% 82%

Le taux de germination par rapport au témoin pour les composts de déchets verts et fumiers de

bovins au niveau des andains A1F4 et A1F5 à 3 mois de compostage, donne des résultats

spectaculaires. Puisqu’à 7 jours, avec une dose de 70%, ces composts permettent déjà d’obtenir

des chiffres de 90% avec la variété tomate et 96% avec la variété salade. En outre, pour une

184

dose de 30%, ces composts permettent d’obtenir un taux de germination de 80% pour la tomate

et 82% pour la salade. A trois (03) mois et avec une dose de 100%, ces composts, permettent

d’obtenir un taux de germination de 90% pour la salade et 80% pour la tomate.

En revanche, les composts âgés de 3mois de l’andain A1F2, présente un retard à la germination

dû probablement à l’assimilation plus lente des éléments nutritifs du compost. En effet,

seulement 12% des graines ont germé pour la tomate à 7 jours contre 18% pour la salade à

7jours. De même des résultats médiocres ont été obtenus à 7 jours pour les composts de

l’andain A1F1 âgés de 3 mois. Sans aucun doute, ce retard de germination est lié à un manque de

maturité de ces composts à cet âge. Par ailleurs, la poursuite de l’opération donne des résultats

concluant pour ces composts (A1F1 et A1F2 âgés de six mois). En effet, avec une dose de 50%,

ces composts permettent d’obtenir à 7 jours un taux de germination à la hauteur de 78% pour la

tomate et 76% pour la salade. À 6 mois, avec la dose de 70 %, ces mêmes composts donnent

respectivement un taux de germination de 80% tomate et 75% salade.

Pour les composts âgés de trois mois au niveau de l’andain A1F3, les résultats des taux de

germinations sont moyens avec respectivement 60% pour l’espèce tomate et 65% pour l’espèce

salade pour un traitement de 70%. En revanche, les mêmes composts affichent des résultats

légèrement en dessous pour le traitement de 30 et 50%. Alors qu’à six (06) mois, ces mêmes

composts affichent un taux de germination largement supérieure à 70% aussi bien pour la

variété tomate que celle de la variété salade.

Au vu des résultats des tests de germinations sur les plantes, nous pouvons donc confirmer et

valider que l’utilisation des composts de l’andain A1F4 et A1F5 à 3mois, ne présentent pas des

risques de phytotoxicité pour les plantes, par contre l’usage des composts de l’andain A1F1 et

A1F2 âgés de 3 mois est déconseillée puisque ces composts risquent effectivement d’inhiber la

croissance des parties aériennes des végétaux à cause du manque de maturité.

II-5- BILAN MASSIQUE

Afin de réaliser des estimations des évolutions de masses des différents composés et d’obtenir

par la suite le rendement du processus de compostage, une évaluation de la perte de masse

totale de chaque andain a été réalisée. La masse totale correspond donc à la matière sèche et à

la masse d’eaux liquides présentes dans les composts.

Cette opération de pesage a été réalisée uniquement pour les composts qualifiés de mûrs lors de

l’étude des indicateurs de maturités précédentes. Notons que la masse de départ des matières

fraîches pour chaque andain est égale à 500 Kg.

Les tableaux ci après nous donne le bilan matière évoquant les pertes en masses des matières

fraiches durant le processus de compostage

185

II-5-1- Cas des composts issus des DV et FFOM

Tableau n° 29 : Bilan massique des composts issus des DV et FFOM

BILAN MASSIQUE

CAMPAGNE A CAMPAGNE B

A15 A14 A13 A12 A11 A25 A24 A23 A22 A21

MATIERE BRUTE

(Kg)

500 500 500 500 500 500 500 500 500 500

PRODUIT FINAL

(Kg)

240 247 238 235 258 260 285 289 280 275

% perte 52 50,6 52,4 53 48,4 48 43 42,2 44 45

Pour la campagne A, les pertes relatives de matière brute par rapport à la teneur initiale sont

environ de 50%. Par ailleurs, ces pertes varient entre 42 et 48% pour la campagne B. Les

pertes sur les matières fraiches sont donc principalement des pertes en eau. La campagne A qui

est plus riche en FFOM a donc une tendance à perdre beaucoup d’eau.

II-5-2- Cas des composts issus des DV et FB

Tableau n° 30 : Bilan massique des composts issus des DV et FB

BILAN MASSIQUE

A1F5 A1F4 A1F3 A1F2 A1F1

MATIERE

BRUTE (Kg)

500 500 500 500 500

PRODUIT

FINAL (Kg)

300 302 305 295 290

% perte 40 39,6 39 41 42

D’après ce tableau n° 30, les pertes de matière brute par rapport à sa teneur initiale varient entre

39 et 42%. Les FB et DV fournirent donc beaucoup plus de quantité de compost frais comparé

aux composts issus de DV et FFOM.

186

II-5-CONCLUSION PARTIELLE

Après avoir suivi l’évolution des paramètres physico-chimiques, l’évolution des

fractionnements humiques des matières organiques, les résultats des tests test d’auto-

échauffement ainsi que les tests de germination, nous parvenons à la conclusion suivante : (i) à

dose raisonnable (≤ 0,24%MB), le sulfate d’ammonium peut activer le processus de

compostage avec un pouvoir activant de l’ordre de 50% plus rapide par rapport au témoin (sans

activateur). En effet, les études auxquelles nous nous sommes livrées semblent accréditer que le

susdit produit pourrait écourter ou accélérer le processus de compostage à la hauteur de 50%

par rapport au témoin, surtout pour les andains pour lesquels les doses choisies sont comprises

entre 0,18% à 0,24% de MB (A15, A14, A25 et A24). En outre, ce produit permet également

d’atteindre plus rapidement par rapport au témoin le niveau de stabilité des composts.

Rappelons que le terme stabilité se rapporte sur l’activité microbienne et le degré de

décomposition du substrat, (ii) nous avons également remarqué que la performance technique

des deux doses 0,18%MB et 0,24% de MB est tout à fait comparable voire identique en terme

de gain du temps de compostage. En effet, au cours des différents essais de compostage, ces

deux doses semblent donner le même résultat de temps de maturité pour les trois catégories de

mélanges de biodéchets. De ce fait, nous pouvons déclarer que la dose optimale de sulfate

d’ammonium pour booster le processus de compostage et permettant par la suite d’obtenir un

compost mûr pour ces trois catégories de mélanges de biodéchets sous les conditions

climatiques de la Région Atsinanana est de 0,18% de MB.

(iii) Néanmoins, l’usage excessif du sulfate d’ammonium comme activateur de compost risque

de porter préjudice au processus de compostage. D’ailleurs, nous avons vu lors des

paragraphes précédents (paragraphe II-2-1, page 133) que pour les deux catégories de

mélanges (déchets verts et FFOM ensuite mélange entre déchets verts et fumiers de bovins), la

dose 0,24% de MB ne doit strictement pas être dépassée.

187

CHAPITRE III : ETUDE COMPARATIVE DE LEUR VALEUR AGR ONOMIQUE

La valeur agronomique des composts est abordée à travers deux aspects. Le premier concerne

l’aptitude des composts à entretenir le stock de matière organique du sol. C’est ce que nous

appelons, la valeur amendante des composts. Le second concerne l’aptitude du compost à

fournir des éléments nutritifs et leurs disponibilités sous des formes assimilables par les plantes

c'est-à-dire minérales (N, P2O5, K2O, CaO, MgO, etc...), c’est-ce qu’on appelle valeur

fertilisante.

Des méthodes de caractérisation au laboratoire permettent d’évaluer cette valeur agronomique.

Pour caractériser agronomiquement ces produits (compost classique et compost activé par le

sulfate d’ammonium), nous allons effectuer au cours de ce paragraphe des analyses chimiques

de type agronomique classique (N, P2O5, K2O…)

Par ailleurs, comme préconisé dans la norme amendement, nous avons déjà réalisé lors des

paragraphes précédents des analyses de type caractérisation biochimique de la matière

organique (fractionnement biochimique). A rappeler que, ce fractionnement biochimique nous

permet de déterminer la proportion de matières organiques susceptibles de donner l’humus via

le calcul de l’ISMO. Ici, la valeur amendante de chaque lot de compost est appréciée à travers

le suivi respectivement en condition contrôlée du potentiel de minéralisation leurs carbones

organiques (Ct91) (stimulation potentielle de l’activité biologique des sols) et du calcul de leur

indice biochimique ISMO. Notons que, ce dernier semble prometteur pour prédire la capacité à

entretenir la matière organique des sols de chaque lot de compost, c’est-à-dire, le

comportement des composts une fois enfouis.

Un tableau récapitulatif de performances agronomiques sera établi à la fin de ce chapitre en vue

de dresser et classifier les composts selon leur performance agronomique.

III-1-ETUDE DE VALEUR AMENDANTE

L’intérêt d’un amendement organique est lié à son potentiel de transformation en humus,

dépendant de l’origine des matières premières et de son élaboration (processus de compostage

notamment).

L’appréciation d’un produit organique en termes d’amendement est une importance capitale.

Les matières organiques comme les composts sont unanimement reconnues dans la fertilité des

sols. La compensation des pertes en humus est donc une première étape dans la gestion du

stock de matières organiques du sol.

Cependant pour certains auteurs, ( Francou, 2003 ; Florence 2007, Faouzia, 2008 ), le rapport

d’humification RH (CAH/CAF) évoqué lors des paragraphes précédents, traduit une différence

188

d’extractibilité des composés organiques, et non un réel degré d’humification de la matière

organique.

Dès lors, pour connaître de façon précise notre valeur amendante, il est jugé nécessaire de

pousser notre investigation à travers une étude de minéralisation en condition contrôlé de nos

composts et par la suite de procéder au calcul de leur ISMO respectif. C’est l’ISMO qui

qualifie donc la valeur amendante du produit. L’ISMO permet ainsi de caractériser la stabilité

organique de produit ou encore sa proportion de MO susceptible d’entretenir le stock de

matière organique du sol. Plus l’ISMO est élevé, plus le produit permet d’entretenir ce stock,

sur le long terme.

Ce paragraphe traite donc dans un premier temps les minéralisations de carbone organique

(Ct91) en conditions contrôlées des nos différents lots de composts. Et par la suite aux calculs

de leurs différents ISMO en vue d’estimer leur potentiel humique respectif.

III-1-1- Etude de minéralisation potentiel des carbones organiques des composts

Actuellement, les produits organiques sont caractérisés au laboratoire par deux méthodes

complémentaires : le fractionnement biochimique de la matière organique (norme XP U 44-

162) qui permet d’estimer la capacité à induire du stockage de matière organique dans les sols à

long terme via le calcul de son ISMO, et l’étude des cinétiques de minéralisation du carbone

organique des produits au cours d’incubations en conditions contrôlées dans un sol (norme XP

U 44-163). Le principal objectif de ce travail était de tester, dans des conditions de laboratoire,

la minéralisation spécifique du carbone C de chaque lot de compost dans l’échantillon de sol

agricole.

Le second objectif était de classer chaque lot de compost d’après leur comportement (ex :

minéralisation rapide/lente, faible/forte du carbone) donc d’appréhender leur efficacité

agronomique. En outre, la cinétique de minéralisation renseigne l’impact de nos composts sur

la vie microbienne d’un sol. Il existe en effet une bonne corrélation entre la quantité de matière

organique apportée sur un sol et l'augmentation de la biomasse microbienne. Ceci est logique

dans le sens où la matière organique est la nourriture principale de ces micro-organismes.

Ainsi, le résultat obtenu permettra d’extrapoler le comportement du produit observé au

laboratoire à son comportement probable au champ sur un an suivant son épandage.

189

III-1-1-1- Cas des minéralisations des carbones organiques des composts des déchets verts et

FFOM

Il s’agit des composts au niveau des andains A15, A25, A14 et A24 âgés de 3mois, et ceux des

composts au niveau des andains A23, et A13 (positions intermédiaires âgés de 4 mois) ainsi que

ceux de composts au niveau des andains A22, A12, A11 et A21 âgés de 6 mois. Notons que ces

composts sont qualifiés de mûrs lors de notre tests de maturité précédemment.

Les résultats de tests de minéralisation de carbone organique pour les deux campagnes A et B

sont représentés dans la figure ci-après

Figure n°39 : Cinétique de minéralisation de carbone organique des composts issus de DV

et FFOM par différence entre mélange sol/compost et sol seul en %COT apporté

Les minéralisations nettes de COT observées pour les dix (10) produits présentent une légère

différence voire très différente en dynamique de décomposition et en quantité totale de carbone

minéralisé au cours du temps d’incubation.

Pour l’ensemble des 10 andains, toutes les cinétiques de minéralisations présentent dans un

premier temps une phase de minéralisation plus rapide à cause de la présence probablement des

matières organiques plus ou moins métabolisables par les microorganismes. Après 14 jours

d’incubations, ces taux de minéralisation diminuent à cause sans aucun doute de la rémanence

de matière organique plus réfractaire à la biodégradation. De telle cinétique figure dans de

nombreuses publications (Beloso et al., 1993; Hadas &Portnoy , 1997, Virginie FALINIRINA,

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

0 1 3 7 14 21 28 49 70 91

C m

inér

alis

é en

% d

e C

OT.

Jours

A15

A14

A13

A12

A11

Sol témoin

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

0 1 3 7 14 21 28 49 70 91

C M

inér

alis

é en

% d

e C

OT.

Jours.

A25

A24

A23

190

2010). Quant au sol incubé seul (témoin), près de 10 % de COT est minéralisé après 91 jours

d’incubation.

Pour les composts âgés de 3 mois au niveau des andains A15 et A14, 30% de COT sont

minéralisés à la fin de l’incubation. Par contre au niveau des andains A25 et A24 de même âge

(3 mois) de la campagne B, cette minéralisation est de 28% à la fin de l’incubation. Cette

différence de cinétique de minéralisation est liée sans aucun doute à la catégorie et à la

proportion des mélanges des déchets entrant dans le processus de compostage. La vitesse de

minéralisation est plus marqué pour la campagne A puisqu’elle contient une quantité

appréciable en fraction fermentescible (proportion de carbone labile) par rapport à celle de la

campagne B. Cependant, l’intensité de minéralisation de COT des composts âgés de six (06)

mois au niveau des andains A11 et A21 (témoins) est similaire à ceux des composts âgés de 3

moins au niveau des andains A25 et A24. Cette similarité indique encore une fois l’efficacité du

sulfate d’ammonium en termes d’activation du processus de compostage et d’obtention de

compost mûr et stable plus rapidement, c'est-à-dire, que le process activé par le sulfate

d’ammonium permet effectivement d’accélérer la stabilité de matières organique au cours de

compostage.

Pour les composts âgés de quatre (04) mois des andains A23 et A13 (postions intermédiaires),

près de 43% de COT sont minéralisés à la fin de l’incubation, ce qui met en évidence une

légère instabilité par rapport aux témoins âgés de six (06) mois (28% de COT minéralisé à la

fin d’incubation). Ici on remarque nettement que la proportion du COT minéralisé au cours des

incubations diminue lorsqu’augmente la durée du compostage, ce qui met en évidence la

stabilisation de la matière organique durant le compostage. Ces résultats vont en l’encontre de

certaine observation des auteurs (Francou, 2003, Fontaine S. et al., 2003b,Virginie

FALINIRINA, 2010).

En se référant à l’échelle de valeur de Celesta (tableau n°10) relatif au différent classe de

stabilité des composts, on peut dire que les composts au niveau des andains A15, A25, A14 et A24

âgés de trois (03) ainsi que les composts des andains A22, A12, A11 et A21 âgés de six (06) mois

dont leur coefficient de minéralisation maximal respectif au bout de 91 jours d’incubation

compris entre (15 < Ct91< 30 %) sont donc qualifiés stable.

Par contre, les composts au niveau des andains A23 et A13 âgés de 4 mois, dont leur potentiel

de minéralisation maximal compris entre 30 < Ct91< 50 % sont qualifiés de stabilité

intermédiaire avec effet moyen sur la biomasse microbienne et lombricienne une fois

incorporé au sol.

Les cinétiques de minéralisation de la matière organique servent d’indicateurs de référence de

la biodégradabilité, donc de la stabilité de cette MO des composts. Ces résultats montrent que

la stabilisation des composts sans activateur nécessite un temps relativement long de 6 mois. En

191

revanche, le temps nécessaire est un peu plus court (4 voire 3 mois) pour les composts activés

par le sulfate d’ammonium.

Sans aucun doute, l’usage de ces composts sur le sol agricole plus précisément sur le site

d’Andohanakoho contribue effectivement à l’amélioration de l’activité de la biomasse

microbienne et lombricienne et notamment sur la structure et la texture dudit terrain.

III-1-1-2- Cas des minéralisations des carbones organiques des composts des déchets verts et

Fumier de bovin

Il s’agit des composts âgés de trois (03) mois au niveau des andains A1F5 et A1F4, puis des

composts âgés de six (06) mois au niveau de l’andain A1F1 témoin ainsi que les composts âgés

de quatre (04) mois au niveau des andains A1F2 et A1F3. A rappeler que ces composts sont

qualifiés mûrs au cours des tests de maturité évoqués lors des paragraphes précédents.

Les résultats des cinétiques de minéralisations de COT de cinq (05) andains sont présentés dans

la figure n°40 ci-après :

Figure n°40: Cinétique de minéralisation de carbone organique des composts issus de DV

et FB par différence entre mélange sol/compost et sol seul en %COT apporté

Interprétation et discussion

Comme dans le cas des composts des mélanges de DV et FFOM, les cinétiques de

minéralisation des composts de DV et FB présentent également deux phases distinctes : une

phase de dégagement plus rapide de CO2 au début de l’incubation suivi d’une phase de

ralentissement vers la moitié du processus d’incubation.

Cependant, la minéralisation observée pour les cinq (05) andains au cours de l’incubation au

sol du site d’Andohanakoho présente une différence en termes de dynamique de

0

5

10

15

20

25

30

35

0 1 3 7 14 21 28 49 70 91

C m

inér

alis

é en

% C

OT

.

Jours

A1F5

A1F4

A1F3

A1F2

192

décomposition. Ces différences sont d’autant plus marquées en fonction de l’âge et la dose de

l’activateur opté.

Pour les composts âgés de trois (03) mois au niveau des andains A1F5 et A1F4, le niveau de

décomposition finale atteint de 18% de COT apporté. Les composts âgés de six (06) mois au

niveau des andains A1F5 témoins atteint également le niveau de décomposition de 19% à la fin

de l’incubation mais présentent une dynamique très différente : la décomposition est plus lente

au début de l’expérience et plus important entre 7 et 49 jours.

La minéralisation de COT des composts au niveau de l’andain A1F2 est plus importante que

ceux des composts de même âge de l’andain A1F3. En effet, 32 % de COT apportés ont été

minéralisés à la fin de l’expérience pour l’A1F2 contre 29% de COT pour l’A1F3. Donc l’A1F3

présente une légère stabilité par rapport de l’A1F3. Ces résultats semblent donc à réaffirmer que

le sulfate d’ammonium permet effectivement accélérer le processus de compostage.

En outre, ces résultats (courbe n°39 et courbe n°40) montrent que les composts de mélanges de

DV et FB présentent une légère stabilité relative comparée à ceux de composts des mélanges de

DV et FFOM. Cette différence de stabilité est liée surtout à la nature et la composition des

déchets entrants dans le processus de compostage. D’ailleurs, les résultats de fractionnement

biochimique des composts évoqués dans le paragraphe (II-3-2, page 161) précédent affichent

une quantité importante du carbone relativement dégradable (SOLU) pour le cas de mélanges

de DV et FFOM.

Conclusion partielle

L'observation conjointe des différents cinétiques de minéralisation de COT pour chaque

catégorie de compost au cours de l’incubation contrôlées conduit à observer des différences

importantes au cours du temps : (i) en fonction des catégories et proportions des mélanges des

déchets organiques entrant dans le processus de compostage, (ii) en fonction de la dose de

l’activateur opté, (iii) et enfin en fonction de l’âge des composts.

Nous avons remarqué que les déchets riches en produit ligneux affichent un degré de stabilité

relativement élevé. Nous avons constaté également que les degrés de stabilités des composts

âgés de 3 mois au niveau des andains plus riche en activateur sont identiques à ceux des

composts âgés de six (06) mois sans activateur (témoin).

III-1-2-Calcul de l’indice ISMO des composts mûrs

Seule la partie résistante à la biodégradation de la matière organique des composts contribue à

l’entretien du stock de matière organique d’un sol (Francou, 2003).

Traditionnellement la valeur amendante d’un produit est

K1 (Hénin -Dupuis 1945). Cette dernière est une valeur obtenue au champ qui indique la

capacité du produit à générer du carbone stable dans le sol (humus). Du fait des difficultés

agronomiques pour obtenir cette mesur

ans), ce K1 est de plus en plus remplacé par l’indice de stabilité biologique obtenu en

laboratoire. A cet effet, l’estimation de

augmenter la teneur en matière organique des sols) est estimée par la mesure de leur indice

ISMO respectif (proportion de matière organique stable dans les composts exprimée en % de la

matière organique totale) sur la base d’un fractionnement

Notons qu’ici, seulement les composts

III-1-2-1- Cas des composts de DV et FFOM

Le graphique ci-après nous donne les résultats de calcul d’indice ISMO ainsi que le potentiel

humigène pour chaque lot de compost

Figure n°41: Résultats d’Indice de Stabilité biologique des composts

des DV et FFOM en % MOT


D’après ce graphique n°41, l’indice de stabilité des MO des composts âgés de trois (03) mois

tourne autour de 56 à 60% de MO.

procureront potentiellement 56 à 60 kg d’humus stable.

44

46

48

50

52

54

56

58

A15 (âgés de 3 mois)


(âgés de 3 mois)

ISM

O (

%M

O).

193

Traditionnellement la valeur amendante d’un produit est donnée par son coefficient isohumique

Dupuis 1945). Cette dernière est une valeur obtenue au champ qui indique la

produit à générer du carbone stable dans le sol (humus). Du fait des difficultés

agronomiques pour obtenir cette mesure et du temps important nécessaire pour la réaliser (3

est de plus en plus remplacé par l’indice de stabilité biologique obtenu en

A cet effet, l’estimation de la valeur amendante des composts (capacité à

matière organique des sols) est estimée par la mesure de leur indice


matière organique totale) sur la base d’un fractionnement biochimique.

composts à l’état de maturités feront l’objet de calcul d

Cas des composts de DV et FFOM

après nous donne les résultats de calcul d’indice ISMO ainsi que le potentiel

humigène pour chaque lot de compost fabriqué à partir des FFOM et DV.

: Résultats d’Indice de Stabilité biologique des composts fabriqués à partir

, l’indice de stabilité des MO des composts âgés de trois (03) mois

tourne autour de 56 à 60% de MO. Ces résultats signifient que 100 Kg de MO de compost

procureront potentiellement 56 à 60 kg d’humus stable.









Compost.

coefficient isohumique

Dupuis 1945). Cette dernière est une valeur obtenue au champ qui indique la

produit à générer du carbone stable dans le sol (humus). Du fait des difficultés

e et du temps important nécessaire pour la réaliser (3

est de plus en plus remplacé par l’indice de stabilité biologique obtenu en

a valeur amendante des composts (capacité à

matière organique des sols) est estimée par la mesure de leur indice


l’objet de calcul de l’ISMO.

après nous donne les résultats de calcul d’indice ISMO ainsi que le potentiel

fabriqués à partir

, l’indice de stabilité des MO des composts âgés de trois (03) mois

Ces résultats signifient que 100 Kg de MO de compost

ISMO (%MO)

Sans aucun doute, on voit clairement ici que

des proportions des déchets entrant

surtout de la dose de l’activateur opté

Les composts de la campagne A

dégradation) plus bas par rapport à celle de la campagne B ont donc des valeurs d’ISMO

relativement faibles. Nous avons remarqué

composts des andains A15, A

identiques à ceux des composts âgés de six (06)

En revanche, les composts âgés de

ISMO relativement bas par rapport aux autres.

des composts âgés de 4 mois des andains

D’une manière générale, on peut dire que les composts de la campagne B caractérisés par

ISMO plus élevés que ceux des composts de la campagne A

amendant plus important.

III-1-2-2- Cas des composts de DV et F

Figure n°42: Résultats d’Indice de Stabilité biologique des composts

MOT


Les résultats d’ISMO sont significativement corrélés à l’estimation

composts obtenus lors de l’étude des indicateurs de maturité précédente

un degré de maturité élevé, plus leur ISMO est grand.

56

58

60

62

64

66

68

70

72

74

âgés de 3 mois âgés de 3 mois

A1F5 A1F4

194

on voit clairement ici que les valeurs de l’indice ISMO varie

des proportions des déchets entrant dans le processus de compostage, de l’âge des composts

surtout de la dose de l’activateur opté.

Les composts de la campagne A dont leur teneur en matière ligneux (plus résistant à la


avons remarqué aussi que les résultats des indices

, A25 , A14 et A24 âgés de trois (03) mois sont plus ou moins

identiques à ceux des composts âgés de six (06) des andains A22, A12, A11 et A

En revanche, les composts âgés de quatre (04) mois des andains A13 et A

rapport aux autres. Ce niveau de stabilité bas indique l’instabilité

des composts âgés de 4 mois des andains A13 et A23 par rapport aux autres composts.


vés que ceux des composts de la campagne A présentent

Cas des composts de DV et FB :

: Résultats d’Indice de Stabilité biologique des composts des FB et DV

Les résultats d’ISMO sont significativement corrélés à l’estimation de la

lors de l’étude des indicateurs de maturité précédente. Plus les composts ont

, plus leur ISMO est grand.

âgés de 4 mois Agés de 4 mois Agés de 6 mois

A1F3 A1F2 A1F1

ISMO varient en fonction

l’âge des composts, et

teneur en matière ligneux (plus résistant à la


les résultats des indices ISMO des

âgés de trois (03) mois sont plus ou moins

et A21.

A23 ont des indices

indique l’instabilité

par rapport aux autres composts.


présentent donc un pouvoir

des FB et DV en %

de la maturité des

. Plus les composts ont

ISMO (%MO)

195

Egalement, les résultats d’ISMO sont significativement corrélés à l’estimation de la stabilité

des matières organiques obtenues au laboratoire. Les composts au niveau de l’andain A1F5 qui

ont un coefficient de minéralisation de 18% COT sont qualifiés plus stable que ceux des

composts des andains A1F2 et A1F3 âgés de quatre (04) mois avec respectivement des

coefficients de minéralisation à 91 jours d’incubation de 32 et 29% de COT.

On remarque également que les composts fabriqués à partir des DV et FB sont plus stable que

ceux des composts fabriqués à partir des DV plus FFOM. Ces résultats concordent aux résultats

de fractionnement biochimique et ceux des tests de minéralisations potentiels de carbone

précédemment. La stabilité relative des composts fabriqués à partir des DV et FB est surtout

imputable par la présence en grande quantité des composés ligneux dans les déchets initiaux.

Cette teneur élevé en composé ligneux conduit à l’obtention des résultats ISMO supérieure et

donc une valeur amendante plus importante pour les composts des DV et FB comparés à ceux

des composts fabriqués à partir des DV et FFOM.

En outre, cette stabilité de MO des composts est liée à leur degré de maturité.

La validité de l’indicateur de maturité, qui est le rapport des quantités du carbone des acides

humiques à celui des acides fulviques (AH/AF), est également confirmée par nos résultats avec

un rapport AH/AF < 1 pour le compost sans activateur âgé de moins de trois mois (03) et

AH/AF >1 pour les composts activés avec le sulfate d’ammonium âgé de trois (03) mois et les

autres composts sans activateur (témoins) âgés de six (06) mois, cette valeur étant citée comme

valeur seuil au-delà de laquelle les composts peuvent être considérés comme stables ou mûrs.

III-2- ETUDE DE VALEUR FERTILISANTE

Dans le cadre de cette étude, nous avons effectué des analyses chimiques de type agronomique

classique (N, P2O5, K2O, CaO et MgO). Ces résultats d’analyses sont donnés dans les tableaux

n°31 et n°32 du paragraphe (III-3) ci-après. En outre ces tableaux récapitulent également les

différents critères agronomiques classiques pour chaque lot de compost.

Notons au passage que ces analyses ont été effectuées uniquement sur les composts mûrs.

III-2-1-Valeur fertilisante azotée/ Dynamique de la fourniture en azote

Outre la disponibilité immédiate pour les plantes des azotes sous forme minérale des composts

en occurrence l’ammonium (NH4+) et surtout le nitrate (NO3

-) pour les plantes. Nous allons

également apprécier la minéralisation de l’azote organique de chaque lot de compost via le

suivi des courbes du coefficient de minéralisation de l’azote organique des composts (CMN) au

cours d’incubations de 91 jours (soit équivalent à 1 an au champ).

196

Cette opération nous permet d’estimer la proportion de l'azote de chaque lot de compost qui

peut être immédiatement disponible pour les plantes, celle qui est potentiellement disponible à

moyen terme et celle qui ne sera disponible qu'à long terme.

En plus, cette opération permet également de déterminer le rythme (vitesse) de libération de

l'azote disponible à moyen terme de chaque type de compost.

Donc, la prise en compte de cette cinétique de minéralisation permet d’apprécier le

comportement de l’azote organique de chaque lot de compost (immobilisation / fourniture) une

fois incorporé dans le sol agricole et surtout une gestion plus précise de la fertilisation azotée.

III-2-1-1-Etude des cinétiques de minéralisation de l’azote organiques

� Cas des minéralisations de l’azote organique des composts des déchets verts et

FFOM

Comme dans le cas de l’étude de cinétique de minéralisation de carbone organique, seuls les

composts qualifiés de mûrs feront l’objet de ce test de minéralisation de l’azote organique. A

titre de rappel, il s’agit entre autres les composts des andains A15, A25, A14 et A24 âgés de 3mois,

et les composts des andains A23, et A13 (postions intermédiaires) âgés de quatre (04) mois ainsi

que ceux de composts des andains A22, A12, A11 et A21 âgés de 6 mois.

A rappeler également que les tests de minéralisations se dérouleront en laboratoire dans des

conditions contrôlées et optimales pour le développement d’une bonne activité microbienne du

sol.



0,00

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

70,00

0,00 7,00 14,00 21,00 49,00 91,00

Tau

x de

min

éral

isat

ion

de l'

azot

e or

gani

que

du s

ol +

com

post

.(m

g/K

g du

sol

sec

.)

Jours.

A12

A11

Sol témoin

A13

A14

A15

0,00

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

0,00 7,00 14,00 21,00 49,00 91,00

Tau

x de

min

éral

isat

ion

de l'

azot

e or

gani

que

du s

ol +

com

post

.(m

g/kg

du

sol s

ec.)

Jours

A25

A24

A23

A22

A21

Sol témoin

197

La figure n°41 représente les dynamiques de minéralisations de chaque lot de compost.

Pour le sol seul (sans apport organique), la quantité d’azote minéralisée en 91 jours

d’incubation est de 34 mg.Kg-1 de sol. La vitesse de minéralisation est plus ou moins

importante entre 0 et 14 jours d’incubations (près de 0,6 mg.Kg-1 de sol.j-1) puis elle est ralentie

et reste constante sur le reste de la période.

Il n’y pas de différence significative pour les composts âgés de trois (03) mois des andains A15,

A25, A14 et A24, la minéralisation des mélanges de sol et compost durant les deux premiers

semaines d’incubation est légèrement plus marqué pour les composts des andains A15 et A14

(1,3 mg N. kg-1 sol.j-1) alors qu’au niveau des andains A25 et A24 cette minéralisation est de

l’ordre de 1,02 mg N. kg-1 sol.j-1

Cette vitesse de minéralisation plus forte dans le cas de la campagne A peut s’expliquer encore

une fois par la plus faible proportion de matière organique stable due à la présence moins

importante de lignine dans ce compost, d’une part et par la prédominance des composés labiles

facilement dégradables, d’autre part. De plus, la lignine étant dépourvue d’azote. Ces résultats

confirment le niveau de stabilité plus ou moins élevé de MO de composts de la campagne B par

rapport à celle de la campagne A tel qu’évoqué au niveau de paragraphe (III-1-2-1 ) précédent.

Pour les composts âgés de six (06) mois des andains A22, A12, A11 et A21, les cinétiques de

minéralisation des mélanges sol/composts sont similaires de ceux observés dans les cas des

composts âgés de trois (03) mois des andains A15, A25, A14 et A24, à partir du 14ème jours

d’incubation.

Après 91 jours d’incubation, la quantité d’azote minérale oscille autour de 50 à 60 mg N. kg-1

sol pour les composts âgés de 3 mois des andains A15 et A14 (60 mg N. kg-1 sol soit une

minéralisation nette de 34,21% d’azote organique pour l’A15 et 55 mg N. kg-1 sol, soit une

minéralisation nette de 34,72% d’azote organique pour l’A14). Par contre, cette quantité est à

voisinage de 48 à 50 mg N. kg-1 sol pour les composts âgés de 3 mois des andains A25 et A24

(50,06 mg N. kg-1 sol, soit une minéralisation nette de l’azote organique de l’ordre de 22,60%

au bout de 91 jours d’incubation pour l’A25 et 48,60 mg N. kg-1 sol, soit une minéralisation

nette de l’azote organique à la hauteur de 21,80% pour l’A24)

En revanche, le taux de minéralisation pour les composts âgés de six (06) mois des andains A22,

A12, A11 et A21tourne autour de 45 à 62 mg N. kg-1 sol. En effet, le mélange des composts de

l’A 12 avec le sol donne un taux de minéralisation de 55,17 mg N. kg-1 sol, soit une

minéralisation nette de l’azote organique près de 28,63% N organique. La cinétique de

minéralisation de l’azote pour le cas de mélanges de sol et compost de l’andain A11 affiche un

taux de minéralisation de 50,12 mg N. kg-1 sol donc le taux de minéralisation de son azote

organique au bout de 91 jours d’incubation revient à 23,47% d’azote organique.

198

Les taux de minéralisations de l’azote organique au niveau des andains A21 et A22 au bout de 91

jours d’incubation sont respectivement près de 15,76% et de 18,37% de leur azote organique.

Il n’y a pas des différences notables entre le taux de minéralisation des composts âgés de 3 des

andains A15, A25, A14 et A24, et ceux des composts âgés de 6 mois des andains A11 et A12

témoins. Encore une fois, cela met en évidence la performance de sulfate d’ammonium en tant

qu’activateur de processus de compostage.

Par ailleurs, l’incorporation au sol des composts âgés de quatre (04) mois des andains A23, et

A13 risque d’immobiliser l’azote minéral du sol surtout au début du processus d’incubation.

Cette phase d’immobilisation a lieu surtout au début du processus d’incorporation de ces

composts dans le sol d’incubation. Les composts au niveau de ces deux andains contiennent

encore une quantité appréciable en MO facilement biodégradable qui entraine une stimulation

de microflore du sol lors de leur incorporation. Cette microflore minéralise le C facilement

dégradable et réorganise momentanément l’N du sol. Cette phase d’immobilisation persiste

durant la première semaine d’incubation. Par la suite, cette phase d’immobilisation est suivie

par une phase de minéralisation nette de l’azote mesuré à partir du 7ème jour d’incubation. Cette

immobilisation de l’azote au début de l’incubation peut s’expliquer par une légère immaturité

des composts au niveau des susdits andains.

Après, en suivant le processus d’incubation, le mélange de sol avec les composts de l’andain

A23 libère 49 mg N. kg-1 sol au bout de 91 jours, soit un taux de minéralisation nette de l’azote

organique de compost au niveau de cet andain à la hauteur de 22,25%. En revanche ce taux de

minéralisation nette de l’azote organique est égal à 39,00% pour le compte de l’andain A13.

Pour conclure, le tableau ci-après nous donne un aperçu sur la disponibilité de l’azote

organique de ces 10 catégories de composts


des composts une fois incorporé au sol agricole- cas des composts issus des DV et FFOM

12,51

9,70

8,60

10,00

9,80

22,60

21,80

22,25

18,37

15,76

64,89

68,50

69,15

71,63

74,44

0% 50% 100%

A25

A24

A23

A22

A21

And

ains Disponibilité immédiat

Disponible à moyen termeDisponible à long terme

12,32

11,40

9,87

11,86

11,49

34,21

34,72

39,00

28,63

23,47

53,47

53,87

51,12

59,50

65,03

0% 20% 40% 60% 80% 100%

A15

A14

A13

A12

A11

And

ains Disponibilité

immédiatDisponible à moyen termeDisponible à long terme

199

D’une manière générale, nonobstant la présence de phase de réorganisation engendrée par les

composts âgés de 4 mois des andains A23 et A13, l’incorporation au sol des composts de ces 10

andains contribue notablement à la fourniture progressive de l’azote à la culture. Néanmoins, il

ne faut pas perdre de vu que même si prometteuse que soit cette technique d’incubation, le lien

"comportement au champ/comportement au laboratoire" n’est pas, dans tous les cas, cohérent.

En effet, le broyage fin du compost peut impacter la minéralisation de l’azote. En outre, des

pertes sont possibles au champ (NH3). Le mélange : sol/compost au champ n’est pas aussi

parfait qu’au laboratoire. Des périodes d’excès d’eau au champ pour le cas de la Région

Atsinanana ont aussi un impact non quantifié.

� Cas des minéralisations de l’azote organiques des composts des déchets verts et

Fumier de bovin

Courbe de minéralisation de l’azote organique



Ils s’agissent des composts âgés de trois (03) mois des andains A1F5 et A1F4, puis des composts

âgés de quatre (04) mois des andains A1F2 et A1F3 et ceux des composts âgés de six (06) mois de

l’andain A1F1 (témoin).

Les cinétiques de minéralisation obtenues avec ces composts (composts fabriqués à partir des

DV et FB) sont assez similaires à celles obtenues sur les composts issus des déchets verts et

FFOM précédemment.

La minéralisation de l’azote est assez lente, particulièrement après deux semaines d’incubation

(autour de 0,6 mg N. kg-1sol. j-1 voire moins) surtout pour les composts âgés de six (06) mois,

conduisant en fin d’incubation à des valeurs de 45 mg N. kg-1sol pour l’A1F1. Ce résultat

0

10

20

30

40

50

60

0,00 7,00 14,00 21,00 49,00 91,00

Tau

x de

min

éral

isat

ion

de l'

azot

e

orga

niqu

e +

com

post

.(m

g/kg

du

sol s

ec).

Jours.

A1F5

A1F4

A1F3

A1F2

A1F1

Sol témoin

200

correspond donc à un taux de minéralisation nette de son azote organique jusqu’à la hauteur de

11,97%.

Les composts âgés de 4 mois des andains A1F2 et A1F3 présentent la cinétique de minéralisation

la plus élevée (près de 1,12 mg N. kg-1sol. j-1 surtout durant les deux premiers semaines

d’incubation), suivis des composts des andains A1F5 et A1F4 âgés de trois (03) mois avec une

cinétique de minéralisation près de 1,05 mg N. kg-1sol. j-1 durant les 14 premiers jours et qui

atteint à la fin d’incubation, un taux de minéralisation de 50 mg N.kg-1sol, soit une

minéralisation nette de 19,23% de son azote organique. En revanche ce taux de minéralisation

nette de l’azote organique est égal à 19,79% pour l’A1F4. Cette valeur correspond donc à 91

jours d’incubation à un taux de minéralisation de 50,50 mg N. kg-1sol.

Après 91 jours d’incubation, les composts âgés de 4 mois des andains A1F2 et A1F3 affichent

respectivement des taux de minéralisation de 52 et 55 mg N. kg-1sol, qui accordent

respectivement des taux de minéralisation nette leur azote organique de 22,15% et 25,10%.

Ces valeurs sont du même ordre de grandeur que celle trouvées par d’autres travaux sur la

minéralisation de l’azote de compost de FB et DV (Sabine Houot, Monique Linères, 2006).

Ici on aperçoit clairement que l’azote organique des composts plus stabilisés A1F5 et A1F4 âgés

de trois (03) et l’A1F1 âgés de six (06) mois se minéralise lentement avec une vitesse similaire à

celle du sol seul. Par contre pour les composts des andains A1F2 et A1F3 moins stable, la vitesse

de minéralisation de l’azote est plus supérieure. La dynamique de minéralisation de l’azote est

donc conditionnée par l’état de stabilité et la maturité des MO des composts.

Ainsi, le graphique ci-après nous donne un aperçu sur la disponibilité de l’azote organique de

chaque lot de compost.


des composts une fois incorporé au sol agricole-cas des composts issus de FB et DV

D’une manière générale, l’incorporation au sol des composts issus de FB et DV, contribue à

l’amélioration de la fertilité azotée des plantes. Cette contribution se capitalise d’avantage dans

le sol puisque chaque année une partie de l’azote organique apporté se minéralise pour être

disponible à la plante.

9,84

8,75

11,93

5,27

8,70

19,23

19,79

25,10

22,15

11,97

70,92

71,45

62,96

72,57

79,32

0% 20% 40% 60% 80% 100%

A1F5

A1F4

A1F3

A1F2

A1F1

Disponibilité immédiat

Disponible à moyen terme

Disponible à long terme

201

III-3-TABLEAU RECAPITULATIF DES RESULTATS D’ANALYSES

AGRONOMIQUES

III-3-1- Cas des composts fabriqués à partir des DV et FFOM

Tableau n° 31 : Récapitulatif des analyses complètes de chaque lot de composts CRITERES PARAMETRE ABREVIATION

UNITE DE

MESURE

COMPOST

AG

RO

NO

MIQ

UE

A15 A25 A14 A24 A13 A23 A12 A22 A11 A21

Matière

sèche

MS % sur brut 39,10 41,12 39,02 41,12 37,66 39,87 36,26 39,81 38,40 40,12

pH eau pH - 7,01 7,23 7,01 7,03 7,02 6,74 7,20 7,20 7,00 7,15

Matière

organique

MO % MS 50,01 43,34 50,78 45,47 49,14 49,88 50,12 44,44 50,55 49,68

Rapport

C/N

C/N - 12,17 12,11 12,76 12,92 12,87 14,06 12,48 12,29 12,68 13,50

Azote total

= Azote

Kjeldahl

NTK mg/g de

MS

20,55 17,89 19,89 17,58 19,08 17,73 20,05 18,08 20,02 18,40

Azote

organique

N-Norg mg/g de

MS

19,08 17,15 18,09 16,74 17,4 16,86 18,47 17,28 18,22 17,60

Azote

nitrique

N-NO3 - mg/g de

MS

2,89 2,00 2,56 1,89 2,09 1,67 2,70 2,01 2,60 2,00

Phosphore

total

P2O5 mg/g de

MS

3,58 3,12 4,00 3,14 3,58 3,15 3,60 3,14 4,06 3,10

Potassium

total

K2O mg/g de

MS

6,52 5,60 6,45 5,71 6,08 5,66 6,50 5,60 6,70 5,55

Calcium

total

CaO mg/g de

MS

12,70 11,56 12,050 11,50 12,40 11,48 12,40 11,45 12,55 11,50

Magnésium

total

MgO mg/g de

MS

3,70 3,12 3,90 3,10 3,60 3,09 3,58 3,10 3,70 3,10

PO

TE

NT

ILE

HU

MIG

EN

E

Indice de

stabilité de

la

matière

organique

ISMO % MOT 56,90 57,58 56,25 56,47 48,60 50,60 55,85 56,00 56,08 56,05

Minéralisati

on

maximale

de l’azote

organique à

91 jours

CMN

% N-Norg

34,21

22,60

34,72

21,80

39

2,25

28,63

18,37

23,47

15,76

Minéralisati

on

potentielle

du carbone

à 91 jours

Ct91

% COT

30

28

30

28

43

40

30

29

29

28

202

III-3-2- Cas des composts fabriqués à partir des DV et FB

A titre de rappel, il s’agit des composts mûrs entre autre les composts âgés de 3 mois des

andains A1F4 et A1F5 puis des composts âgés de 4 mois des andains A1F2 et A1F3 enfin les

composts âgés de 6 mois de l’A1F1 témoin.

Tableau n°32: Récapitulatif de l’analyse complète de chaque lot de composts et unité de

mesures

CRITERES PARAMETRE ABREVIATION

UNITE

DE

MESURE

COMPOST

AG

RO

NO

MIQ

UE

A1F5 A1F4 A1F3 A1F2 A1F1

Matière sèche MS % sur brut 39,78 39,18 39,04 38,98 40,03

pH eau pH - 7,60 7,80 7,80 7,80 8,20

Matière

organique

MO % MS 49,40 50,59 50,82 55,59 55,75

Rapport C/N C/N - 11,69 12,02 12,10 13,35 13,25

Azote total =

Azote

Kjeldahl

NTK mg/g de

MS

21,89 21,79 21,76 21,56 21,82

Azote

organique

N-Norg mg/g de

MS

20,80 20,84 21,00 20,32 20,92

Azote nitrique N-NO3 - mg/g de

MS

2,39 2,09 2,95 1,20 2,08

Phosphore total P2O5 mg/g de

MS

2,22 2,18 2,20 2,34 2,27

Potassium total K2O mg/g de

MS

3,01 2,98 2,89 3,00 2,89

Calcium total CaO mg/g de

MS

4,70 4,68 4,66 4,70 4,69

Magnésium

total

MgO mg/g de

MS

1,95 2,01 2,16 2,08 2,00

PO

TE

NT

IL H

UM

IGE

NE

Indice de

stabilité de la

matière

organique

ISMO % MOT 73,00 71,82 65,05 62,70 71,40

Minéralisation

maximale

de l’azote

organique à 91

jours

CMN

% N-Norg

19,23

19,79

25,10

22,15

11,97

Minéralisation

potentielle

du carbone à 91

jours

Ct91

% COT

18

18

29

32

19

203

III-3-3- Commentaire et discussion sur les résultats évoqués dans les tableaux n°31 et

n°32

A l’issus des résultats d’analyse agronomique des composts tels qu’indiqués dans les tableaux

n°31 et n°32 précédents, nous pouvons déclarer avec certitude que les doses de l’activateur

que nous avons choisies lors des essais de compostage n’ont pas donc d’effets sur les résultats

d’analyses chimiques classiques notamment sur la teneur en azote minérale des composts. En

effet, nous avons constaté que la teneur en azote nitrique ne subit aucun changement notable

aussi bien pour les composts riches en produit activant que ceux des composts classiques (sans

activateur). Cela signifie qu’à dose raisonnable (n’excédent pas le 0,25% de PB du départ), le

sulfate d’ammonium agit effectivement sur le métabolisme des microorganismes au lieu de

contribuer à l’augmentation de la teneur en azote minéral du compost. C’est en stimulant

l’activité biologique que le sulfate d’ammonium favorise la dégradation des MO de composts et

permet d’obtenir un compost mûr et stable plus rapidement.

En outre, d’après ces tableaux, tous les composts sont qualifiés comme « amendement

organique » puisque conformément au dispositif de la norme française XPU 44-051 sur les

amendements organiques, la somme de leurs éléments fertilisants majeurs n’excède pas à 7%

du produit brut (PB) aussi bien pour les composts fabriqués à partir de DV et FFOM ainsi que

ceux des composts fabriqués à partir de DV et FB. En plus leurs teneurs respectifs en MS sont

nettement supérieurs en 30% de PB (valeur réglementée par la norme Française NF U 44-051,

relatif aux amendements organiques).

Du point de vue valeur fertilisante, on peut dire que les composts de DV et FFOM présente un

léger avantage notamment par leur teneur en P2O5 et K2O assimilable largement supérieure à

ceux des composts issus de mélanges de DV et FB (presque le double ).

Par ailleurs, en se référant aux résultats des Indices de Stabilité de leur Matière Organique

(ISMO), ce sont les composts obtenus à partir des DV et FB qui semblent présenter un léger

avantage sur le potentiel humigène (donc valeur amendante supérieure). D’autant plus que ces

derniers affichent un rendement humique très intéressant (ISMO > 70% de MOT) par rapport à

ceux des composts fabriqués à partir des FFOM et DV avec un ISMO à voisinage de 50% et

55% de MOT. De même, les potentiels de minéralisation de COT des composts issus des

mélanges des DV et FB affichent également des valeurs très intéressantes avec Ct91 environ de

20% de COT, c’est-à-dire, très stable.

En somme, l’usage des composts issus des mélanges des DV et FFOM sont très intéressent

comme fumure de redressement. Notons que, la fumure de redressement a pour but de

rétablir les teneurs en P et K du sol de culture jusqu’à 20cm au moins. De même, du fait de leur

204

richesse en P et K, les composts des mélanges de DV et FFOM peuvent être utilisés comme

fumure de fond. La fumure de fond apporte la totalité des éléments P et K au sol avant la

mise en place de la culture, ces apports sont ajustés aux besoins de la plante en fonction des

objectifs de rendement, la capacité fertilisante naturelle du sol devant être maintenue à un

niveau correct tandis que la totalité des nutriments apportés sera « exportée » dans la plante.

En revanche, les composts fabriqués à partir des DV et FB, du fait de leur ISMO élevé, ils ont

donc un effet amendant plus marqué. Ils contribuent aisément à la formation de l’humus

stable dans le sol, améliorent l’état physique du sol (ex. : meilleure pénétration des racines dans

le sol, meilleure circulation de l’air et de l’eau) par formation et entretien du complexe argilo-

humique et permettent une plus grande activité biologique dans le sol (présence de vers de

terre…)

Pour conclure, les composts issus des mélanges des DV et FFOM affichent un effet fertilisant

(effet nutritif rapide) plus intéressant. Quand aux composts issus des mélanges des DV et FB,

ils ont plutôt un effet amendant plus avantageux.


Les caractérisations de chaque lot de composts au laboratoire, présentées aux tableaux n°31 et

n° 32 nous ont permis de constater que nos composts contiennent des quantités appréciables en

NPK assimilables. A la lumière de ces résultats d’analyses, il apparait donc que l’apport à

l’implantation de ces composts ne devrait pas être considéré uniquement comme un ajout de

MO structurant, mais également comme un apport sur le moyen et à long terme voire immédiat

d’élément nutritifs. D’ailleurs, chaque lot de compost contient également d’autres oligo-

éléments comme le CaO, le MgO, nécessaire pour la croissance de plante.

En outre, ces analyses nous ont permis de constater que les composts fabriqués à partir de FB et

DV représentent un potentiel humigène (pouvoir amendant) plus élevé que ceux des composts

fabriqués à partir des FFOM et DV. Par ailleurs, nonobstant le niveau relativement bas de leur

ISMO, les composts issus des FFOM et DV sont encore qualifiés comme amendement

organique et présentent même un intérêt secondaire qui n’est autre que l’apport d’éléments

fertilisants (NPK assimilables) légèrement supérieurs à ceux des composts issus des DV et FB.

205

CONCLUSION DE LA PARTIE II

Cette partie II a fait ressortir la performance de sulfate d’ammonium en tant qu’activateur de

compost. La problématique du départ était : quelle dose de sulfate d’ammonium faut il utiliser

pour permettre un bon déroulement du processus de compostage et de permettre d’obtenir un

compost mûr et stable plus rapidement? Comment et dans quelle proportion le sulfate

d’ammonium devrait être apporté pour chaque catégorie des mélanges de déchets entrants dans

le processus de compostage. Cette partie II a répondu à ces questionnements en donnant le

maximum de précision sur la dose précise de sulfate d’ammonium qu’il faut apporter pour

permettre un bon déroulement du processus de compostage pour chaque type et de mélanges

de déchets.

Cette partie II évoque également les performances agronomiques de chaque lot de compost.

À long terme, l’apport des composts pourrait procurer des avantages comme le relâchement

d’éléments fertilisants (minéralisation progressive de l’azote organique) plus soutenu ou le

maintien d’une meilleure structure du sol à moyen et long terme du fait de son pouvoir

amendant (potentiel humigène), c’est-à-dire, capacité à entretenir les MO du sol.

PARTIE III : ETUDE DES AVANTAGES AGRONOMIQUE,

ECOLOGIQUE ET SOCIO-ECONOMIQUE DE L’USAGE DES

COMPOSTS ACTIVES PAR LE SULFATE D’AMMONIUM

206



SULFATE D’AMMONIUM

La partie II précédente vient de nous étaler l’efficacité de sulfate d’ammonium en tant

qu’activateur du processus de compostage. En plus à travers cette partie II nous venons de

constater également que les composts activés par le sulfate d’ammonium se comportent à la

fois comme des produits à effet amendant et fertilisant.

Par ailleurs, dans cette partie III, nous allons connaître les effets agronomiques de l’application

au champ de ces composts activés par le sulfate d’ammonium et surtout de fixer le type

d’apport pour chaque spéculation agraire envisagée tout en tenant compte l’état de terrain où on

veut planter, c’est-à-dire, élaboration des itinéraires techniques viables pour chaque type de

compost et pour chaque type de spéculation agraire voulue. Cette partie III évoque également

les mesures et précautions qu’il faudra prendre en compte afin de préserver l’environnement

lors de l’application des dits composts. Les retombées socio-économiques attendues sur

l’utilisation des ces matières fertilisantes dans le cadre de boostage de la production agricole de

la Région Atsinanana seront également mises en évidence par cette dernière partie de la

présente recherche. Dans cette perspective, les stratégies d’utilisation de ces matières

fertilisantes devraient tenir compte de la typologie de l’exploitation agricole de la Région

Atsinanana. Il a été constaté par ailleurs : (i) un attachement de la majorité des producteurs aux

traditions culturales peu performantes y compris la résistance à toute innovation, (ii) une

généralisation du tavy ou culture sur brûlis, (iii) une mise en culture des bassins versants et des

tanety dénudés…, (iv) une négligence des possibilités des diversifications des cultures et

surtout (vi) la grande faiblesse généralisée des niveaux d’éducation et de technicité des

agriculteurs. Bref la mise en application réussite de cette stratégie de fertilisation soulève

quelques questions d’organisation.

207



D’AMMONIUM SUR PARCELLES AGRICIOLES DU SITE D’ANDOH ANAKOHO

La fertilisation est indispensable pour améliorer les rendements agricoles. Elle doit être

correctement évaluée pour se situer à l'optimum économique. Le but de notre étude est de fixer

les doses exactes qu’il faudra apporter pour chaque spéculation agraire voulue « itinéraires

techniques », c’est-à-dire, quantité optimale et type d’apport pour chaque type de compost

selon le besoin de chaque culture, donc étude des effets sur la fertilisation de sol par ces

composts.

De ce fait, une analyse pédologique préalable est nécessaire pour avoir une idée générale du

type du sol avec lequel on travaille. En révélant donc la richesse du sol en éléments nutritifs, le

pH, le taux de matière organique, les analyses du sol nous permettront de le fertiliser de façon

rationnelle.

Le présent chapitre rendra donc compte des essais d’application des composts activés par le

sulfate d’ammonium, notamment, les composts âgés de trois(03) mois des andains A15 et A1F5,

pour fertiliser le riz pluvial et de cultures maraîchères dans les conditions des sites- pilotes

d’Andohanakoho, district de Brickaville de la Région Atsinanana.

I-1- FERTILISATION DE RIZ PLUVIAL : APPLICATION SUR UNE PARCELLE DE

UN HECTARE (1 HA) DU SITE D’ANDOHANAKOHO

Il nous était impossible de traiter toutes les cultures de la Région Atsinanana et encore moins

tous les systèmes culturaux. Les cultures choisies pour illustrer l’application de ces composts

«fiches produits de chaque compost » sont les espèces les plus représentée et surtout les

espèces à promouvoir au niveau de la Région à savoir : la culture de riz pluvial et les cultures

maraîchères.

I-1-1- Introduction et problématique

Le riz constitue la première céréale consommée en Madagascar, avec une ration de près de

500g par jour et par tête. La production nationale annuelle de riz, estimée actuellement à 303

938 tonnes de riz blanchi, ne couvre même pas la moitié des besoins annuels de consommation

du pays, évalués à 1.112.717 tonnes (MAEP-UPDR, 2010). La quasi-totalité de cette

production est essentiellement assurée par la riziculture pluviale, qui occupe 90% des

superficies emblavées et fournit 60 % de la production nationale.

208

Cependant, la riziculture pluviale demeure encore de type extensif et itinérant et est pratiquée

sur des jachères de 2 à 3 ans maximum. Les rendements obtenus dans ces conditions sont

faibles (excédant rarement 1,5 t/ha, même pour des variétés améliorées). L’insuffisance de la

production est due à des nombreuses contraintes, parmi lesquelles, la baisse de la fertilité des

sols faute de la non restitution organique et minérale, les dégâts causés par les maladies (la

pyriculariose, la panachure jaune du riz) et le peu d’informations sur les variétés traditionnelles.

Pour pallier ces baisses de rendements, nous préconisons l’usage de ces matières fertilisantes,

entre autre, composts activés par le SA.

En effet, leur utilisation exclusive en agriculture du fait de leur effet amendant et fertilisant

nous permet d’espérer une amélioration nette des propriétés physiques des sols et une

compensation des carences en azote, en phosphore et en potassium du sol agricole.

I-1-2- Analyse pédologique du site d’étude expérimentale « sol d’Andohanakoho » avant

sa mise en culture

C’est dans le district de Brickaville, plus précisément au site d’Andohanakoho de l’entreprise

Anjara Environnement que la parcelle échantillon de 1 hectare a été choisie.

Avant de l’opération de fertilisation de ce site, il a été procédé aux analyses préalables

nécessaires pour préciser les conditions et modalités de la fertilisation à apporter.

Notre raisonnement est basé en priorité sur un éventuel redressement ou un entretien du taux

de MO du sol puis sur un apport d’éléments nutritifs en vue de relever le défi d’un objectif de

rendement entre 8 à 10 t/ha à partir de la performance actuelle de terres à voisinage du site se

situant à 1,5T- à 2,5T/ha.

Les analyses en questions ont été axées sur les analyses physico- chimiques du sol. Pour ce

faire, dix points de prélèvements répartis au hasard dans la parcelle de un (01) hectare sont

identifiés ; les échantillons de sol (0-20 cm de profondeur) sont prélevés et mélangés.

L’analyse physique s’est concentrée sur la granulométrie des sols concernés. Quant aux

analyses chimiques ; ils concernent surtout les teneurs en éléments majeurs NPK, de la teneur

en MO, de la CEC, du pH, du C/N, etc.…

Ainsi les caractéristiques physico-chimiques du sol avant culture sont présentées dans le

tableau n°33 ci-après :

209

Tableau n° 33 : Résultats d’analyses physico-chimiques du sol d’Andohanakoho

PARAMETRES

GRANULOMETRIQUE (g.100g -1) AGRONOMIQUE

Argile Limon

fin

Limon

Grossier

Sabl

e fin

Sable

Gossier

Calcair

e total

CaCO3

COT

(mg/g

)

MOT

(mg/g)

N-NTK

(mg/g)

Norg

(mg/

g)

N-NO3

–

(mg/kg

)

P2O5

(mg/

kg)

K20 (mg/

kg)

CEC

(meq

/100

g.

sol)

C/N pHeau Densité

apparen

te

(g/cm3)

30,00 10,00 30,00 25,5 5,00 0,50 11,05 19,12 1,11 0,78 1,06 0,03 0,01 2,6 10,0 6,5 1,4

I-1-2-1-Bref commentaire des résultats :

D’après ce tableau, la masse de ce sol sur un hectare = 1,4t/m3 x 10 000 m2 x 0,20m= 2 800t/ha

de terre fine (estimation en fonction de la profondeur du sol travaillé, soit 20 cm).

Sa teneur en MO = 1,91%. Par contre, sa teneur en azote organique est égale à 0,078%.

On estime dans ce cas, 2 800t/ha x 1,91%= 53,48t/ha de stock de matière organique et

2800t/ha x 0,078%= 2,18t/ha de stock d’azote organique. Par ailleurs, cette valeur de 1,91% en

MO indique que le sol d’Andohanakoho est encore qualifié pauvre ou faiblement pourvus en

MO . Puisque, le taux normal en MO du sol pour permettre une bonne productivité doit être

compris entre 3 à 8% (CRAAQ, 2003 : guide pour l’interprétation de la fertilité de sol). De

même, la capacité d’échange cationique (CEC) au niveau de ce sol est très faible 2,6 alors que

la valeur moyenne se situe entre 6 et 8 (Ghislain Jutras, 2003 : guide de l’interprétation d’une

analyse du sol). La matière organique a une influence sur la CEC. Plus il y a de MO, plus la

CEC est élevé. C’est pour cela que la CEC de notre site est relativement bas puisque que le sol

d’Andohanakoho est faiblement pourvu en MO.

En outre, vue la teneur en éléments minéraux essentielles(NPK) relativement basse de cette

parcelle, la correction en éléments fertilisants est aussi incontournable pour équilibrer le niveau

de fertilité de ce sol. Cette correction doit être ajustée aux déficits de chacune de ces

composantes dont les taux optimaux devront donc être établis par rapport aux besoins du sol en

question pour la spéculation voulue en vue d’un doublement du rendement ou d’un triplement

convoité.

Donc dans un premier temps le redressement de taux de MO est jugé nécessaire, en second lieu

nous procédons aux corrections de la teneur en en éléments fertilisants dudit site afin de

satisfaire convenablement aux besoins des plantes.

210

I-1-2-2- Bilan humique du sol d’Andohanakoho- Calcul du coefficient de minéralisation de

MO K2 du sol

Chaque année, un hectare de terre connaît deux sortes de minéralisation :

- la minéralisation primaire M1 des matières organiques fraîches, résidus de cultures, fumures

organiques. Cette minéralisation fournit des quantités très variables d’azote (et autres éléments)

selon la quantité de matières organiques apportée au sol. Disons de quelques kilos à plus de

100 kg,

- la minéralisation secondaire M2 d’une partie du stock d’humus stable. Cette minéralisation

fournit une quantité d’azote (et autres éléments) plus régulière, et indépendante des apports, qui

ne dépend que de l’activité biologique du sol s’attaquant au stock d’humus stable. Pour que ce

stock ne s’épuise pas, il faut chaque année le renouveler.

Pour le spécialiste pédologue afin d’expliquer aux agriculteurs, se posent alors trois questions

-quelle quantité d’humus stable est minéralisée par hectare et par an ?

-quelle quantité d’azote est fournie par la minéralisation M2 de cet humus ?

-quelle quantité de matière organique apporter chaque année pour remplacer cet humus détruit?

Le sol d’Andohanakoho n’a connu aucune restitution de MO. Dans ce cas, le type de

minéralisation est secondaire. La présente démarche consiste donc à évaluer la perte annuelle

en humus du sol d’expérimentation et de nous permettre par la suite d’apporter selon le type de

compost de dose de redressement potentielle en MO. Notons que le K2 est fonction de type de

sol (granulométrie calcaire) et des conditions climatiques : plus le sol est chaud, plus les pertes

sont importantes.

Pour calculer la minéralisation annuelle de l'humus du sol (pertes en humus), le coefficient de

minéralisation K2 a été déterminé à partir d’un modèle qui prend en compte les taux d’argile et

de calcaire total du sol de la parcelle, ainsi que la température moyenne annuelle de l’air.

La formule ci-après selon la référence bibliographique (mémento de l’agronome CIRAD

GRET page 804)) va nous permettre de calculer ce K2

Avec :

T° : température moyenne annuelle= 25°C pour la Région Atsinanana

A : teneur en argile en %.

CaCO3 : teneur en CaCO3 en %0.

�2� � ,�°�� , �� ,��

211

En référant aux résultats d’analyse pédologique du tableau n°33, la valeur de K2 du site

d’Andohanakoho = 2,74%

Cela signifie que 2,74 % de la matière organique de la terre fine du sol d’Andohanakoho est

minéralisée tous les ans. Soit donc une perte annuelle de l’humus sur une parcelle de un

hectare (01) =53,48t/ha x 2,74%= 1,47t/ha.

Dans la pratique, l’idée est de veiller au moins à ce que le stock de matières organiques de son

sol ne diminue pas (pour éviter une dégradation sur le moyen et long terme), voire de se donner

un objectif de rehaussement si l’on estime que les propriétés physiques, chimiques, biologiques

sont mauvaises. Ainsi, la fertilité générale de son sol peut être améliorée.

De ce fait, cette perte annuelle en humus doit être impérativement compensée si on veut obtenir

un rendement agricole plus productif.

I-1-2-3- Calcul des contributions de l’azote organique du sol d’Andohanakoho à partir de ce

coefficient de minéralisation

Rappelons que la quantité d’azote organique totale du sol est estimée à 4,48t/ha. Dans ce cas, la

quantité d’azote minéralisable de ce sol annuellement sur un hectare est égale

2,18t/ha x 2,74%= 0,06t/ha ou 59,84kg/ha.

Donc l’humus de terrain en question pourra générer près de 60 kg/ha d’azote annuellement.

I-1-2-4- Estimation de la quantité du phosphore et potassium de ce sol

D’après ce résultat d’analyse évoqué au niveau du tableau n°33 précédent, le taux du phosphore

est égal à 0,03 mg/kg de sol, soit estimé près de 84g/ha de terre fine.

La teneur en potassium est de 0,01mg/kg de sol, soit estimé près de 28g/ha.

Donc ce sol est qualifié très pauvre en phosphore et en potassium. Il est avéré nécessaire de

procéder à l’ajustement des taux de ces éléments si on veut absolument accroitre le rendement

de ce site.

I-1-4- Détermination de la dose potentielle de redressement en humus

Un manque de matière organique dans un sol est a priori plus préjudiciable pour sa fertilité

(mauvaise rétention de l’eau et des minéraux, compaction, battance), qu’un excès (accentuation

des processus naturels du cycle des matières organiques : minéralisation excessive ou au

contraire phénomène de faim d’azote, variable dans l’année selon les conditions de climat et le

type de matières organiques constituant le sol).

212

Cette opération consiste à déterminer la quantité de compost à apporter pour redresser le taux

de l’humus sur un hectare actuellement 1,91% à taux optimal souhaité, donc dose potentielle de

produit à apporter pour couvrir le besoin total en humus. Dans un premier temps, nous allons

estimer le taux d’apport de chaque compost pour redresser cette perte annuelle en humus et en

second lieu nous procédons au calcul de la quantité d’humus pour redresser le taux de MO à un

taux optimal souhaité selon le pouvoir amendante de chaque compost.

I-1-4-1- Redressement de la perte annuelle de l’humus

� Application sur les composts âgés de 3 mois issus de FFOM et DV

D’après le tableau n°31, l’ISMO de ce compost est égale à 56,90% de MO et que sa teneur en

MO est égale à 50,1% de MS soit 50,1 x 39,1%= 19,58% sur basse fraiche.

Dans ce cas, 1 tonne de composts frais de l’andain A15 à 19,58% de MO X 56,9% génère donc

près de 112Kg de l’humus.

Rappelons que le taux d’humus à compenser annuellement est égal à 1,47t/ha.

Si c’est un compost de l’A15 qui est utilisé, contenant 19,58% de MO sur son poids brut et

ayant un ISMO de 56,90% de MO, dans ce cas il faudra en apporter :

1,47/ (0,1958 x 0,569)= 13,19t/ha

La quantité de compost de l’A15, c’est-à-dire, composts issus des FFOM et DV âgés de trois

(03) mois nécessaire pour compenser la perte en humus annuelle du terrain d’Andohanakoho

est égale à 13,19 t/ha

� Application sur les composts âgés de 3 mois issus de FB et DV

La caractéristique physico-chimique de compost âgé de trois mois de l’andain A1F5 est donnée

dans le tableau n° 32 précédemment (page 202). Selon ce tableau, ce compost a comme teneur

en MO est égale à 49,40% de MS, soit 49,40% x 39,78= 19,65% sur son poids brut et sachant

que son ISMO est égale à 73,00 % de MO.

Dans ce cas, le potentiel humigène d’une tonne de ce produit est égal à 19,65% de MO x 73% =

143,5kg d’humus et que la quantité nécessaire pour compenser la perte en humus annuelle est

égale à : 1,47 / (0,1965 x 0,73) = 10,25t/ha

I-1-4-2- Estimation de la quantité d’humus pour redresser le taux de MO à un taux optimal

Il est toujours judicieux de maintenir ou d’augmenter le taux d'humus du sol. Le taux de

matière organique souhaitable est souvent mentionné entre 2 et 4 %, ce qui est relativement

difficile à atteindre en sol sablonneux sous climat humide et chaude de la Région Atsinanana.

213

Par ailleurs, plusieurs auteurs se sont demandés s’il y avait une teneur minimum au-dessous de

laquelle la culture devient impossible ou cesse d’être rentable. Piéri a proposé l’indice :

St = (MO% x 100)/ (A+L)%. (Source : Mémento de l’Agronome-CIRAD, 2010, p613).

La structure serait dégradée pour St <5.

Alors que la teneur en MO est un élément favorable, ce qui permet de profiter de la fourniture

d’éléments minéraux gratuits et de conditions de sol plus favorables, et permet finalement une

meilleure efficacité des intrants.

Pour le cas du site d’Andohanakoho cet indice St = 4,77 donc encore inférieur à 5.

Afin d’augmenter cet indice, la correction via augmentation de taux de MO de sol est

nécessaire.

A l’issu de calcul, le taux de la MO souhaitable en vue d’améliorer cet indice St est de 2 %.

En effet, ce taux 2% permet d’augmenter l’indice St de 4,77 à 5. D’autant plus que, selon ce

guide (mémento) ce taux de 2% de MO permet à une bonne productivité et à une bonne

capacité de minéralisation au champ pour la riziculture pluviale. L’analyse pédologique

précédemment nous révèle qu’actuellement ce taux est à voisinage de 1,91%. Dans ce cas,

l’augmentation du taux de MO recherché = 2% -1,91%= 0,09%

Le redressement en humus revient donc à

=2 800t x 0,0009= 2,52t/ha

C’est-à-dire, la quantité de l’humus apporté ou dose de redressement de l’humus pour atteindre

le taux optimal en MO 2% sur une parcelle de un hectare du sol d’Andohanakoho.

� Application sur les composts âgés de 3 mois issus de FFOM et DV

Si on utilise donc les composts issus de FFOM et DV, la quantité qu’il faudra apporter pour

redresser ce taux d’humus revient donc :

=2,52/ (0,1958 x 0,569) =22,61t/ha.

� Application sur les composts âgés de 3 mois issus de FB et DV

Le taux de redressement pour ce compost est estimé à

=2,52/ (0,1965 x 0,73)= 17,56t/ha

I-1-4-3- Tableau récapitulatif du besoin total en humus

Le tableau récapitulatif du besoin en humus et la quantité de compost qu’il faudra apporter pour

combler ce besoin est donné dans le tableau ci-après :

214

Tableau n° 34 : Estimation de la quantité de chaque type de compost pour couvrir le

besoin total en humus

Apport organique sous forme Besoin total en humus

(t/ha)

Quantité apportée (t/ha)

Composts issus de FFOM et DV 3,99 35,80

Composts issus de FB et DV 3,99 27,81


Ici, il y a lieu de préciser que le site en question ne bénéficie aucune restitution de MO, c’est-à-

dire, pas de gain en humus par humification des résidus de cultures précédentes. Dans ce cas, le

besoin en humus total est égal à la somme de perte en humus qu’il faudra compenser

annuellement + le taux de redressement d’humus souhaitable pour la culture du riz pluvial.

D’après ce tableau n° 34, l’usage de compost issu de DV et FB est plus pratique pour redresser

le taux d’humus de la parcelle d’Andohanakoho du fait de son pouvoir amendant très élevé.

En effet, 27,81t/ ha de compost issus de DV et FB est largement suffisante pour redresser voire

couvrir le besoin en humus de cette parcelle alors que cette quantité est estimée à 35,80t/ha

pour les composts issus de FFOM et DV. Donc les composts issus des FB et DV ont un effet

plus important sur la teneur en matières organiques du sol. De ce fait, l’intégration des matières

organiques dans le complexe argilo-humique sera plus rapide et durable.

I-1-5- Effets fertilisants de chaque compost

Il ne faut pas non plus perdre de vue que ces composts outre de leur pouvoir amendant, ils

apportent également des éléments fertilisants majeurs assimilables (NPK).

Il est donc nécessaire de vérifier que les apports de matières fertilisantes (composts) ne vont

pas au delà de ce que la culture peut accepter ou le sol pour les éléments azote, phosphore et

potassium, sans oublier les contraintes réglementaires environnementales en vigueur. De ce

fait, selon la composition en N, P2O5 et K2O de chaque compost retenu, nous procédons aux

calculs des éléments fertilisants totaux apportés. A noter que seule une partie sera effectivement

assimilable et disponible la première année qui suit l’épandage du produit. Dans ce cas, la

proportion de nutriment disponible l’année qui suit l’apport est déduite à partir :

-des coefficients d’équivalence engrais (NPK)

215

-du coefficient de minéralisation à 91 jours de l’azote, lors des essais en conditions contrôlées

réalisées en laboratoire. D’ailleurs, ces coefficients sont déjà indiqués dans les tableaux n°31 et

32 (page 201 et 202).

Dans la plupart des cas, les coefficients d’équivalences engrais ou quantité d’éléments

minéraux directement assimilables des produits organiques notamment les composts sont

respectivement compris entre 60 à 80% pour le cas de P2O5 et 100% pour le cas de K2O

(ADEME, 2012 : adapter les apports organiques au sol).

Quant aux coefficients de minéralisation de l’azote organique de chaque compost, ils sont déjà

révélés lors de l’étude de cinétique de minéralisation de l’azote organique lors des précédents

paragraphes.

I-1-5-1- Rappel succincte des besoins en éléments fertilisants majeurs pour la culture de riz

pluvial

Selon les objectifs de rendement qu'on se fixe, en maintenant sa culture dans de bonnes

conditions agronomiques en particulier en ce qui concerne le degré d'infestation par les

mauvaises herbes, il faut prévoir au minimum les doses suivantes :

Tableau n°35 : Besoins théoriques en unités fertilisantes suivant les objectifs de

productions convoités

Objectif de rendement

en T/ha

Besoin

théorique en

unité

N-P-K/ha

Dose

équivalent en

Urée/ha

Dose

équivalent en

TSP/ha

Dose de KCl / ha environ

4T 50-24-12 100 kg 55 kg 25 kg

5T 62-30- 15 135 kg 70 kg 70 kg

6T 75-36-18 160 kg 85 kg 85 kg

7T 87-42-21 190 kg 100 kg 100 kg

8T 100-48-24 215 kg 115 kg 115 kg

9T 112-54-27 240 kg 130 kg 130 kg

10T 125-60-30 270 kg 140 kg 140 kg

Source : Marc Lacharme, « La fertilisation minérale du riz », juin 2001

216

A rappeler qu’une unité fertilisante correspond à 1 kg d'élément fertilisant :

-1unité fertilisante d'azote = 1 kg de NO3

-1unité fertilisante de phosphate = 1 kg de P2O5

-1unité fertilisante de potasse = 1 kg de K2O

Afin d’augmenter la fertilité du sol à court terme, il faut ajouter des substances nutritives au sol.

Souvent, les agriculteurs appliquent des engrais artificiels (engrais chimiques de synthèses

NPK). Cependant, ces engrais artificiels sont très chers ce qui constitue un handicap pour la

plupart des petits paysans. La fabrication et l’utilisation de compost peuvent résoudre ce

problème.

Pour améliorer la fertilité du sol effectivement à long terme, il faut améliorer la structure du sol

et accroître le niveau de matière organique dans le sol. Le compost est un bon engrais du fait

qu’il contient des substances nutritives ainsi que de la matière organique

L’utilisation de compost comme seul moyen d’entretenir la fertilité de sol est possible, mais

dans ce cas on aura besoin d’une très grande quantité de compost

I-1-5-2- Effet fertilisant des composts issus de DV et FFOM

Les effets fertilisants attendus de ces apports sont la disponibilité immédiate et/ou à court et

moyen terme des éléments fertilisants majeurs pour la culture notamment N-P-K contenus dans

chaque lot de compost.

Par ailleurs, en se référant au résultat d’analyse de compost tel qu’indiqué au tableau n° 31

précédent, ces 35,80t/ ha de compost des DV et FFOM de l’andain A15 apportent :

• 40,45 kg d’azote nitrique, donc disponible immédiatement

• 267,07 kg d’azote organique dont 34,21% soit 91,36 kg disponible au cours de

l’année qui suit l’épandage,

• 50,11 kg de phosphore, dont 40,08 kg assimilable immédiatement

• 91,26 kg de potassium disponible en totalité

• 177,78kg de calcium disponible en totalité pour la plante,

• 91,26 kg de magnésium disponible en totalité pour la plante

L’azote est le premier facteur à considérer lors de l’établissement de la fertilisation du sol.

Comme les apports de l’azote se font principalement par les composts, une quantité importante

et souvent suffisante de phosphore et de potassium est aussi apportée. Les calculs permettent de

vérifier s’il y a lieu de faire une fertilisation complémentaire pour ces deux éléments.

217

Par ailleurs, à l’issue des calculs de taux des éléments fertilisants susceptibles d’être apporter

par ce compost, ces tonnages de 35,80t/ ha permettent de répondre correctement aux besoins en

éléments fertilisants majeurs pour l’objectif de rendement compris entre 8 et 10t/ha convoité.

I-1-5-3- Effet fertilisant des composts issus de DV et FB

De même, en référant au tableau n° 32, précédemment, ce 27,81 t de compost issus de DV et

FB de l’andain A1F5 apportent :

• 26,44 kg d’azote nitrique, donc disponible immédiatement après l’épandage,

• 230,10 kg d’azote organique dont 19,23% soit 44,24kg disponible au cours de

l’année qui suit l’épandage,

• 24,55kg de phosphore dont 19,64kg assimilable immédiatement

• 33,29 kg de potassium disponible en totalité

• 52 kg de calcium disponible en totalité pour la plante,

• 21,57 kg de magnésium disponible en totalité pour la plante

Nonobstant une légère carence au niveau de taux de phosphore, les éléments fertilisants

apportés par ces tonnages (27,81t/ha) permettent de couvrir et surtout de répondre

convenablement aux besoins en N-P-K selon l’objectif de rendement souhaité (8 à 10t/ha).

En outre, du fait de son pouvoir amendant très élevé, ce compost favorise aisément l’action de

complexe absorbant CEC du sol, tout en améliorant la possibilité de ce sol de stocker certains

éléments minéraux et de les restituer à la plante en fonction de ses besoins. Le P2O5 et K20

réagissent favorablement à ce complexe absorbant. Cela signifie qu’il est possible de faire un

apport important et en seule fois de ces éléments fertilisants avant la mise en place de la

culture. Cet apport couvrira l’ensemble des besoins de la culture sur son cycle car ses ions vont

se fixer sur le complexe absorbant. Comme le pouvoir amendant de ce produit est très élevé, le

risque de lessivage et/ou de perte en phosphore et en potassium dans la nature est très faible.

I-1-5-4- Mode d’application de ces composts- Technique d’épandage

Les analyses, physiques et chimiques, du sol de l’échantillon ont permis de mettre en relief sa

grande pauvreté en phosphore et en potasse, sa pauvreté relative en azote et surtout la faiblesse

de son taux en MO. Il est donc évident que, pour atteindre les objectifs définis, les déficits

constatés doivent être comblés par apports d’éléments nutritifs extérieurs pour optimiser la

fertilisation. Nos composts grâce à leurs pouvoirs amendant et fertilisant peuvent augmenter le

218

taux d’humus et en même temps entretenir le taux des éléments fertilisants du terrain en

question. Afin de mener à bien l’opération de fertilisation et du redressement de taux de MO de

ce sol, l’épandage de ces composts doit être effectué dans des bonnes conditions techniques.

Il existe bien entendu plusieurs équipements d’épandages disponibles sur le marché selon le

pouvoir d’achat de l’agriculteur. Il s’agit entre autre d’épandeur à hérisson vertical, d’épandeur

avec table d’épandage et/ou avec guillotine dotée d’une capacité plus de 8m3.

Pour le cas des agriculteurs de la Région Atsinanana, l’achat d’une telle machine est

pratiquement impossible même s’ils se regroupent au niveau de coopérative agricole ou de

l’association paysanne.

Comme alternative, nous préconisons l’usage de leur équipement habituelle notamment

l’angady, la herse (type felamboly) pour effectuer manuellement l’opération de binage du

terrain avant l’application des composts. La profondeur recommandée est près de 20 cm.

Le semis doit immédiatement être effectué après l’épandage de ces composts. A noter que le

propre de la riziculture pluviale « sur tanety » étant de semer directement les grains de paddy à

l’endroit où ils doivent pousser jusqu’à maturité, il n’y a pas de transplantation et donc pas de

repiquage.

I-2- FERTILISATIONS DES ESPECES MARAICHERES

Nous avons signalé précédemment que le littoral oriental en général, la Région Atsinanana en

particulier, souffre d’un problème d’approvisionnement en légumes.

Les légumes, pourtant, peuvent compenser valablement dans les menus populaires de plus en

plus privés. Les composants nutritifs tels que les viandes et les poissons devenus hors pouvoir

d’achat du consommateur moyen. C’est dans le double souci, d’une part d’outiller le paysannat

de la cote Est pour maîtriser la culture maraîchère, et d’autre part d’apporter notre part de

briques dans les efforts à déployer pour atteindre les objectifs d’amélioration nutritionnelle et

de sécurité alimentaire, que nous avons choisi d’étudier la fertilisation des types de légumes

suivants : le Pétsaï, les choux pommés, le haricot, la tomate et le piment. En outre, il ne faut pas

non plus oublier que l’activité maraîchère pourrait générer des revenus non négligeables pour

les paysans à condition qu’on leurs fournit tous les accompagnements techniques nécessaires y

afférents.

I-2-1- La fertilisation

Depuis longtemps, la culture maraîchère est restée embryonnaire sur l’ensemble du littoral

oriental. Dans la mesure où les légumes sont des spéculations de zones tempérées, leur culture

219

passait pour un exotisme sur la côte Est. Ici le sol est caractérisé par sa texture hydromorphe

argileuse et sabloneuse et le climat par sa tropicalité humide, donc théoriquement impropre à la

culture maraîchère.

Dans l’actuelle Région Atsinanana, c’est dans les quartiers Sud de la ville de Toamasina et la

périphérie Sud, puis à Brickaville, que la culture maraîchère a fait son incursion. Elle a été

menée comme un défi contre un environnement climatique et pédologique défavorable. A base

de « poudrette », engrais organique à base de matière fécale, en ville de Toamasina par des

cultivateurs colons qui n’étaient pas embarrassés par les préjugés autochtones et à base de

fumure d’étable et/ou d’engrais minéraux dans la zone de Brickaville.

Donc, la fertilisation est habituelle dans la culture maraîchère depuis son « importation » sur le

littoral Est. Les expériences existantes offrent de ce fait la meilleure des bases de données en

matière de fertilisation de cultures maraîchères sur la côte Est. Nous y avons puisé en nous

référant principalement au manuel de vulgarisation du ministère de l’Agriculture intitulé

« Technique de production de quelques espèces potagères à développer sur la Côte Est de

Madagascar », Tome 2, « cultures spéciales » (Projet MAG/87/003).

Ces expériences tablent en grande partie sur des fertilisants minéraux ternaires NPK et parfois

sur des fumures organiques, d’étable ou de compost. Les itinéraires de fertilisation qu’elles

conseillent sont donc liées à ces fertilisants.

Dans ce contexte, l’objectif de notre étude n’est plus de chercher et d’indiquer une méthode de

fertilisation mais d’exploiter la capacité de fertilisation de nos composts seuls pour la culture

maraîchère. En sachant qu’outre de son pouvoir amendant, nos produits génèrent des éléments

nutritifs majeurs assimilables pour la plante même pour des sols à texture défavorable. D’autant

plus, qu’en maraîchage, il est important de surveiller la teneur en matière organique du sol.

Beaucoup de cultures maraîchères réagissent très favorablement à un sol riche en matière

organique. Il est par conséquent conseillé de renouveler le stock de matière organique fraîche

du sol afin de le maintenir à un taux élevé. Un taux élevé améliore les caractéristiques

physiques et hydriques, ce qui est essentiel pour ce type de culture. Il permet également de

maintenir une forte capacité d’échange cationique (CEC), garante de la fertilité du sol.

Procédons cas par cas en appliquant nos analyses à chacune des cinq espèces choisies, à savoir

le Pétsaï ou chou de Chine, le chou pommé, le haricot, la tomate et le piment. Ce choix est

justifiable par l’apport qualité que ces espèces peuvent faire dans l’ordinaire régional dégénéré

de plus en plus par le renchérissement des viandes et même des poissons hors de portée des

pouvoirs d’achat moyens eux- mêmes dégénérescents.

220

I-2-1-1-Calcul des doses de fertilisants organiques « compost »

Les besoins de la culture permettent de déterminer les doses en N, P, et K à apporter.

En prenant en compte comme dans le cas de la fertilisation du riz les teneurs totales en

éléments fertilisants de chaque compost et les coefficients équivalent-engrais, on calcule la

quantité de compost brute à apporter à l’hectare tout en tenant compte les quantités d’éléments

réellement utilisables par la culture.

Ici, il y a lieu de préciser que notre étude se focalise notamment aux besoins fertilisants majeurs

de chaque spéculation maraîchère envisagé. De ce fait, nous misons surtout sur l’effet

fertilisant de chaque catégorie de compost au lieu de leur effet amendant.

I-2-1-2-Modalités d’apport

En maraîchage, le cycle des cultures étant généralement court, des apports réalisés avant

implantation des cultures suffisent à nourrir la plante. Certains symptômes en cours de culture

sont bien souvent interprétés comme un manque d’apport, alors qu’ils ont en réalité d’autres

origines. Il convient de vérifier, notamment que les symptômes ne sont pas dus à de mauvaises

conditions climatiques (trop chaud ou trop froid), à des excès d’eau, à un sol compact, à des

carences en oligo-éléments, à des plants qui auraient souffert en pépinière …

Certains cas seulement justifient de réaliser des apports en cours de culture :

• fertilisation de fond insuffisante et pas de possibilité de nouveaux apports en solide,

• apport d’éléments spécifiques en cas de carence avérée en cours de culture,

• sol très filtrant nécessitant des apports fractionnés (au risque de polluer par des apports

massifs avant plantation),

• cultures à longue durée culturale, particulièrement exigeantes en azote (tomate, aubergine

sous abris).

Par ailleurs, pour certaines cultures, l’apport au trou est systématiquement pratiqué. Par

exemple, dans le trou où est semée une tomate, le pétsaï, le piment, etc., quelques kilos de

compost sont mélangés au sol.

I-2-1-3-Notion sur les besoins fertilisantes de quelques espèces maraîchères

Le tableau ci-après nous indique les besoins en unité fertilisante de quelques espèces

maraîchères habituellement pratiqué dans la côte Est de Madagascar.

221

Tableau n°36 : Fertilisations préconisées (kg/ha/cycle) (d’après Technique de production

de quelques espèces potagères à développer sur la Côte Est de Madagascar », Tome 2,

« Cultures spéciales » (Projet MAG/87/003).

Espèces N P2O5 K2O Autres éléments

Tomate 100- 130 60 à 80 200 à 250 MgO : 15 à25

Choux 130 à 160 80 à 100 200 à 240 -

Piment 100 à 140 80 80-90 MgO : 10 à 30

Pétsaï 100 à 140 60 à 80 60 à 75 MgO : 10 à 20

Haricot 60 à 80 40 à 90 50 à 90 MgO : 20 à 35

I-2-1-4- Le chou pommé

Le chou pommé est encore un légume de feuilles, de la famille des Crucifères. Son nom

scientifique est Brassica oleracea.

L’appellation pommée vient de ce que les feuilles centrales se tassent les unes sur les autres

pour former une boule compacte appelée « pommé ». Celle- ci est obtenue par une technique

culturale spécifique qui se base sur le titillement du traumatisme de la plante par rapport au

choc : la pomme dure se forme, en réaction un choc. Ce choc est sciemment provoqué en

fendillant avec un couteau l’extrémité de la racine pivotante de la plante et en y insérant un

bout de bois sain. Les plants sont repiqués au stade trois feuilles (soit après 25 jours de

pépinage), avec comme la densité de la plantation de chou pommé (cm x cm) est de 40 x 40

soit donc à peu près 700 pieds par are, soit 70 000 pied/ ha. La récolte a eu lieu 60 à 65 jours

après le repiquage et les rendements varient de 20 à 30t/ha.

Comme tous les légumes, le chou valorise bien les apports organiques (avant la mise en place).

Le besoin en unité fertilisante est près de 5 g par pied pour l’apport de fumure minérale

25-20-15, correspond donc à :

25% x 5g= 1,75 g d’azote par pied, soit près de 123 kg d’azote/ha

20% x 5g= 1 g de phosphore par pied, soit près de 70 kg de phosphore/ha

15% x 5g= 0,75 g de potassium par pied, soit près de 52 kg/ha

Sachant qu’une (1) tonne de compost âgé de 3 mois de l’andain A15 apporte :

• 1,13kg d’azote nitrique

222

• 7,45kg d’azote organique dont 2,55kg disponible au cours de l’année qui suit

l’épandage,

• 1,4kg de phosphore, dont 1,12 kg disponible immédiatement

• 2,56kg de potassium.

De ce fait, pour pouvoir subvenir aux besoins fertilisants d’un hectare de cette espèce, il faudra

donc apporter entre 25 à 30t/ha de compost.

Une (1) tonne de ce compost de l’andain A1F5 (compost issu des DV et FB) procurera

potentiellement près de :

-0,96kg d’azote nitrique

-8,3kg d’azote organique dont 1,6 kg disponible au cours de l’année qui suit l’épandage,

-0,88kg de phosphore

-1,2kg de potassium

Dans ce cas, il faudra apporter au moins 35 à 45t/ha pour pouvoir couvrir convenablement au

besoin de cette espèce.

I-2-1-5- Le Pétsaï ou chou de Chine

Le Pétsaï a pour nom scientifique Brasica pekinensis, de la famille des crucifères. C’est un

légume de feuilles qui n’a guère l’aspect pommé de son autre appellation chou de chine. Il a

pour cousin de Ti Sam (Brassica Sinensis)

Le Pétsaï s’accommode facilement des conditions climatiques mais exige beaucoup d’eau,

beaucoup de la lumière, et un sol riche en matière organique. Les plants sont produits en

pépinière, puis repiqué au stade de trois feuilles sur un terrain abondamment fertilisé. Les

rendements sont de l’ordre de 30 à 50t/ha après 90 à 110 jours.

La fumure organique seule pourrait faire l’affaire du Pétsaï si les susdites exigences sont

respectées. La dose recommandée pour un are de culture de Pétsaï, est de 7 kg de NPK

20-12-12, ce qui correspond respectivement à :

N =7 x 20% = 1,4 unité fertilisante azoté, soit 140kg d’azote par hectare

P2O5=7 x 12%= 0,84 unité fertilisante phosphatée, soit 84 kg de phosphore par hectare

K2O= 7 x 12%= 0,84 unité de potassium, soit 84 kg de potassium par hectare

A partir de ce besoin en élément minéraux nous procédons au calcule d’équivalence en

compost.

Vu ces besoins en éléments fertilisants majeurs de cette espèce, il faudra apporter près de 32 à

37t/ha de compost âgés de trois mois de l’andain A15.

223

Par ailleurs, si on veut répondre convenablement au besoin de cette espèce en éléments majeurs

assimilables N-P-K, il faudra apporter comme équivalent de compost près de 40t/ha de compost

de l’andain A1F5 issus des DV et FB âgé de trois mois.

I-2-1-6- Haricot

Le haricot est une plante herbacée de la famille des légumineuses. Son nom scientifique est

Phaseolus vulgaris. Il en existe plusieurs variétés et de toutes les couleurs.

La variété la plus courante dans la Région Atsinanana est le haricot nain. Le cycle dure entre 60

et 120 jours et le rendement oscille entre 20 et 70 kg par are, soit près de 20 à 70t/ha.

La plante a besoin de chaleur, d’humidité et de beaucoup de lumière. Elle aime le sol léger et

meuble, bien drainé et riche en matières organiques.

S’agissant de fertilisation, le haricot obéit à la règle des légumineuses et exige surtout du

phosphore et de la potasse. Mais il a également besoin d’un apport d’azote.

En fumure minérale, l’itinéraire recommandé est de 6 kg d’engrais ternaire NPK 10-15-15 à

l’are, ce qui correspond respectivement à :

N =6 x 10% = 0,6 unité fertilisante azoté, soit 60kg d’azote par hectare

P2O5=6 x 15%= 0,9 unité fertilisante phosphatée, soit 90 kg de phosphore par hectare


Comme équivalence en amendement organique, ces teneurs correspondent donc respectivement

près de 30 à 35t/ha pour le compost de l’andain A15 et près de 37 à 40T/ha pour les composts de

l’andain A1F5

I-2-1-7- La Tomate

La tomate a pour nom scientifique Lycopercium esculentum, de la famille des Solanacées.

Il en existe deux grands groupes de variétés, les variétés dites à port déterminé qui ne dépasse

pas 70 cm de haut, et les variétés dites à port indéterminé qui peuvent atteindre 2m de hauteur.

Le cycle végétatif varie de 100 à 150 jours.

La plante aime la chaleur, la lumière, craint l’humidité en excès mais a un besoin régulier

d’eau. Elle affectionne le sol riche en matières organiques

Comme la densité de la plantation de tomate (cm x cm) est de 100 x 50 à 80 x 60 soit en

nombre de plants à l’are est de 200, soit 20 000 plants par hectare.

Pour sa fertilisation, la tomate demande aussi bien de la fumure organique que minérale. Pour

notre cas, nous nous contentons de l’usage exclusif des composts pour sa fertilisation.

Le rendement tourne autour de 40 à 70t/ha.

224

Au moment de la plantation, la tomate a besoin à peu près en NPK 15-15-15 à raison de 5 g

par pied, ce qui correspond à :

N =5 x 15% = 0,75 unité fertilisante azoté, soit 75 à 100kg d’azote par hectare

P2O5=5 x 15%= 0,75 unité fertilisante phosphatée, soit 75 à 80 kg de phosphore par hectare


Comme équivalence en compost, ces besoins correspondent donc respectivement près de 25 à

30t/ha pour le compost de l’andain A15 et près de 30 à 35T/ha pour les composts de l’andain

A1F5

I-2-1-8- Le piment

Le piment étudié est l’espèce Capsicum chinense, famille des Solanaceae est une espèce

thermophile, plus exigeante en température que la tomate. Des températures moyennes de 18°C

contrarient la croissance de plante. Des températures de l’ordre de 28°C le jour et 18°C la nuit

sont optimales pour la plante. La germination se fait entre quatre à huit jours à 25°C. Les plants

sont repiqués au bout de 70 à 80 jours, sous ombre partiel, sauf la dernière semaine avant

plantation. La densité de plantation est de 45 000 plants/ha. La maturité débute 100 à 120 jours

après semis. Les rendements sont de l’ordre de 1 à 1,5t/ha de fruits frais mûrs, soit 310 à 600kg

secs. Le besoin en azote du piment est estimé entre à 100 à 140kg/ha d’azote, 80kg/ha de

phosphore et 80 à 90kg/ha de potassium. En plus cette espèce a besoin au moins 20 à 30 unités

fertilisantes de MgO par hectare.

En nous basant sur les caractéristiques agronomiques de nos composts, ces besoins en éléments

fertilisants sont respectivement équivalents de 30 à 35t/ha de compost de l’andain A15 et près

de 35 à 45t/ha de compost de l’andain A1F5

I-2-1-9- Tableau récapitulatif de quantité d’apport pour chaque spéculation maraîchère et

pour chaque type de compost

Ainsi, le tableau ci-après nous récapitule les quantités de composts optées pour chaque

spéculation envisagée.

225

Tableau n° 37: Récapitulation des besoins en composts pour chaque spéculation

maraîchère et pour chaque type de compost

Espèces Compost issus de FFOM et

DV A15 (t/ha)

Compost issus de FB et DV A1F5

(t/ha)

Rendements

convoités (t/ha)

Chou pommé 25 à 30 35 à 45 20 à 30

Pétsaï ou chou de Chine 32 à 37 40 30 à 50

Haricot 30 à 35 37 à 40 20 à 70

Tomate 25 à 30 30 à 35 40 à 70

Piment 30 à 35 35 à 45 1 à 1,5

I-3-PERFORMANCE AGRONOMIQUE DE COMPOST COMPARE AUX ENGRAIS

CHIMIQUES DE SYNTHESES

L’augmentation des rendements des cultures fait appel à une amélioration générale des

conditions physiques, chimiques et biologiques des sols. Il s’agit de l’ultime avantage

agronomique à utiliser le compost. L’application de compost augmente généralement la

capacité d’échange cationique (CEC) des sols. La CEC joue un rôle important dans la

croissance des végétaux car elle détermine la quantité d’éléments nutritifs disponibles aux

plantes sous forme de cations échangeables. En outre, le compost du fait du pouvoir chélatant

de son humus, plusieurs oligo-éléments sont chélatés en présence d’humus sous forme d’un

complexe organo-métallique. Cette fixation est réversible et permet aux oligo-éléments d’être

disponibles aux plantes.

Sans aucun doute, il est plus avantageux d’utiliser du compost comme engrais parce qu’en

améliorant la structure du sol, il améliore la fertilité du sol pendant longtemps. Le facteur clef

de l’amélioration de la structure du sol est l’apport de matière organique via l’application au

champ du compost. En outre, la matière organique du compost contient de grandes quantités de

micro-éléments (CaO, MgO, etc) qui sont essentiels à la croissance des plantes et elle améliore

la capacité de rétention de l’eau du sol (dans ce cas, le sol est moins exposé à la lessive d’eau

de pluie). Un autre aspect positif est que le compost ne libère ses substances nutritives aux

plantes qu’un peu à la fois (libération progressive), si bien que son action dure beaucoup plus

longtemps, c’est-à-dire, capable de maintenir la fertilité du sol pour les saisons de cultures

ultérieures.

226

Par contre, les engrais chimiques artificiels ne contiennent que quelques éléments nutritifs

(Azote, Phosphore et Potassium), mais la concentration de ces éléments est beaucoup plus

importante que dans le compost. Les substances nutritives contenues dans des engrais

chimiques sont libérées rapidement (spontanément). Cela implique que les engrais chimiques

constituent une provision rapide et unique d’éléments nutritifs pour répondre aux besoins d’une

culture. Pourtant, pour entretenir un certain niveau de fertilité du sol, il ne suffit pas de se

limiter à l’application des engrais chimiques. Il faut de la matière organique pour retenir l’eau

et les éléments nutritifs. Dans un sol dégradé qui ne contient pas de matière organique, les

rendements continuent à baisser, même si l’on applique de l’engrais chimique (Madeleine

Inckel « fabrication et utilisation de compost », 2005). Cela veut dire que les paysans doivent

surveiller le niveau de la matière organique de son terrain.

Avec le temps, l’usage prolongé d’engrais chimiques pourraient même avoir un effet négatif

sur le sol, parce qu’il devient épuisé et dégradé si l’on n’ajoute pas de matière organique. La

composition chimique de l’engrais peut également entraîner l’acidification du sol.

Le seul inconvénient de l’usage de compost comme engrais aux cultures sur une grande

superficie réside dans l’utilisation de grandes quantités. D’une manière générale, le taux

d’application des composts peut varier mais se situe généralement entre 25 et 100 t/ha. Pour les

cas de la fertilisation de riz pluvial et quelques espèces maraîchères précédemment cette

quantité varie entre 25 à 40t/ha selon le type de compost et les besoins en éléments fertilisants

de chaque espèce.

Tableau n°38 : Tableau comparatif des avantages et inconvénient de l’usage

respectivement des composts et engrais artificiels en agriculture

Type de fumure Avantages Inconvénients

Composts

-améliore le rythme de diffusion des nutriments : les éléments nutritifs ne sont libérés que lorsque la plante en a besoin : plus vite quand le temps est chaud et humide, plus lentement quand il fait froid.

-La production de compost nécessite une bonne connaissance concernant les étapes du compostage (aération, retournement). Si le procédé est mal géré, la qualité du compost sera pénalisée.

-le compost rend au sol ses nutriments, prolongeant ainsi leur présence dans le sol pour nourrir les plantes pendant une longue période de temps.

-améliore la porosité du sol : l'activité microbienne est essentielle à la fertilité du sol. Les micro-organismes décomposent les matières organiques pour rendre les nutriments contenus dans ces matières accessibles aux plantes. Les sols compacts ne laissent pas l'eau et l'air, essentiels aux micro-organismes du sol, pénétrer la surface du sol. Le compost étant composé de particules de tailles différentes, il offre une structure poreuse qui améliore la porosité du sol

-Le processus de fabrication nécessite souvent beaucoup de temps (près de 6 mois pour compost sans activateur)

227

-améliore la capacité de rétention d'eau : la matière organique contenue dans le compost peut absorber l'eau, améliorant ainsi la capacité de rétention d'eau du sol. Le sol est alors en mesure d'absorber de l'eau lorsqu'il pleut ou pendant les arrosages et de la retenir pour que les végétaux puisent à même ces réserves entre les pluies et les arrosages.

-La fabrication de compost accroît la charge de travail

-accroît la résistance à l'érosion par le vent et l'eau : l'ajout de

compost prévient l'érosion par l'eau et le vent en rendant l'eau et les nutriments plus accessibles aux végétaux, ce qui leur permet de croître plus rapidement et plus forts dans les endroits propices à l'érosion -favorise la limitation de maladies chez les végétaux : la recherche a démontré que certains composts réduisaient l'incidence de certaines maladies chez les végétaux Augmente le rendement des cultures

-Faiblesse de taux d’azote minéral. Peu d’effets directs de l’azote et faible minéralisation les premières années. Minéralisation de l’azote variable en fonction des conditions pédoclimatiques. De ce fait on a besoin des quantités colossales de compost pour pouvoir subvenir aux besoins des plantes

Type de fumure Avantages Inconvénients

Engrais chimiques

de synthèses

fabriqués à partir de combustibles fossiles, qui sont une ressource non renouvelable

Utilisation facile et résultats immédiats -utilisation en grande quantité susceptibles de contaminer l'environnement et d'être toxiques pour la faune et la flore du sol

-les engrais chimiques peuvent avoir d'importants impacts sur la pollution des cours d'eau et des nappes souterraines quand ils sont utilisés de manière excessive et récurrente et modifier durablement les sols, agissant notamment sur leur biodiversité.

La pollution atmosphérique notamment l’émanation atmosphérique des gaz comme le N2O (protoxyde d’azote), le NH3 (ammoniac), etc, suite à l’épandage d’engrais chimique. Notons que ces éléments sont en grande partie responsables des bouleversements climatiques

228

I-4- CONCLUSION PARTIELLE

L’avantage agronomique de l’usage de compost en agriculture est très clair : (i) non seulement

ces composts apportent des éléments majeurs assimilables pour les plantes mais ils apportent de

MO capable d’entretenir le taux de l’humus du sol. (ii) Une autre avantage de l’usage de ces

composts est lié surtout à leur pouvoir libérateur progressive en éléments fertilisants pour la

plante au lieu de les libérer spontanément comme dans le cas des engrais minéraux, donc c’est

un produit respectueux de l’environnement. (iii), du point de vue économique, suite à

l’augmentation continue du prix des engrais minéraux, il est essentiel de se rendre compte du

rôle et l’enjeu économique que peuvent jouer ces composts. En effet, leurs utilisations sont plus

avantageuses puisqu’ils favorisent le rendement agricole notamment le rendement rizicole qui

était restés depuis longtemps autour de 1,5 à 2t/ha pour la Région Atsinanana

229

CHAIPITRE II : ETUDE DES PERFORMANCES ECONOMIQUES E T

ECOLOGIQUES DES COMPOSTS

Pour assurer la rentabilité des cultures, il faut obtenir non seulement de bons rendements des

cultures ensemencées, mais surtout des résultats financiers positifs. L’atteinte de cet objectif

passe par la recherche d’un équilibre entre les besoins en éléments nutritifs des cultures et les

apports en fertilisants, et celle du degré à amender du sol en tenant compte du niveau de

richesse du sol, des pratiques culturales, de la protection des cultures et de la zone climatique. Il

existe en effet, un seuil technique au-delà duquel le rendement reste constant même si on

augmente la quantité d’engrais (surdose) et un seuil économique, inférieur au précédent, au-

delà duquel le gain supplémentaire ne couvre plus le coût additionnel. Pourtant, ce seuil est

délicat à évaluer car le rendement dépend d'autres facteurs moins bien maîtrisés, notamment,

pour la culture du riz pluviale, comme la pluviométrie.

Par ailleurs, notre ambition est de maximiser les performances économiques et productives des

paysans de la Région Atsinanana, tout en respectant la dimension environnementale. L’usage

optimal de compost en agriculture constitue donc une des bases pour satisfaire aux bonnes

conditions agricoles et environnementales imposées au secteur agricole. Il répond aux attentes

du concept de l’agriculture durable . C’est-à-dire, un modèle agricole qui concilierait les

enjeux économiques et environnementaux de l’agriculture.

Le présent chapitre va mettre en évidence donc les avantages et/ou les retombés économiques

de l’usage de composts en agriculture ainsi que les avantages écologiques engendrés par

l’utilisation des amendements organiques notamment, les composts comparés aux recours aux

engrais chimiques de synthèses classiques.

II-1-ETUDE DE L’EFFICIENCE ECONOMIQUE DE L’USAGE DES COMPOSTS EN

AGRICULTURE

Les composts sont des matériaux doublement intéressants sur le plan agronomique à cause

d’une part, de leur effet fertilisant mais surtout à cause de leur effet amendant. Il présente

même un troisième intérêt, celui d’être à priori conciliable avec le respect de l’environnement

et donc avec une agriculture durable. Depuis des lustres ; les paysans de la Région Atsinanana

n’utilisent pratiquement pas des fertilisants aussi bien minéraux qu’organiques dans leur

pratique agricole. De ce fait, leur rendement rizicole ne cesse de se dégringoler et actuellement

oscille autour de 1,5 à 2t/ha. En vue d’augmenter de façon intéressante leur production en

paddy, nous avons préconisé lors de chapitre I précédent l’usage en quantité suffisante de

composts.

230

Le présent paragraphe nous indique donc l’avantage économique de l’usage des composts

comme fertilisants en riziculture pluviale comparé à la pratique habituelle des paysans qui

n’utilisent pratiquement pas de fertilisants dans leur système de production de riz.

II-1-1- Calcul de coût et rentabilité économique de l’usage de compost en riziculture

pluvial

Si on veut améliorer le rendement agricole, l’usage d’engrais notamment les composts est

incontournable. Divers sources des matériaux susceptibles de fabriquer de composts sont

disponibles aussi bien dans les zones agricoles (déchets verts comme les résidus des cultures,

des fumiers de bovins, etc.) que dans les zones urbaines ou périurbains (biodéchets comme les

restes alimentaires, déchets verts, fiente de poulet de chair, déchets fermentescibles des bazars

du quartier, etc) de la Région Atsinanana.

Sans aucun doute, avec un bon encadrement technique et surtout une bonne volonté de la part

des paysans utilisateurs de matériaux fertilisants, la vulgarisation et l’internalisation de

technique de fabrication et surtout l’utilisation des composts en agriculture sont pratiquement

possibles au niveau de notre Région Atsinanana. D’autant plus que l’activateur du processus de

compostage « sulfate d’ammonium » est largement disponible au niveau de la Région grâce à

l’usine d’Ambatovy qui prévoit d’en produire environ 190 000t par an.

II-1-1-1- Coût estimatif de production d’une tonne de compost

Dans le cadre de ce projet, nous encourageons les paysans de la Région Atsinanana de

fabriquer eux-mêmes leurs propres composts pour fertiliser leur parcelle agricole.

C’est dans cet esprit que nous espérons une amélioration durable de rendement agricole de nos

paysans puisque leurs pouvoirs d’achat actuels ne leur permettent pas d’en procurer des engrais

chimique de synthèse même du fameux engrais biologique dit « GUANOMAD ».

Pourtant, mettre en place son propre unité de production de compost mérite quelques

installations et matériels de bases. Pour la quantité des intrants de bases comme les DV et FB,

nous nous référons au bilan matière du tableau n°30 lors du paragraphe précédent. Ici, il y a

lieu de préciser qu’il s’agit bien de produire une (1) tonne de compost de DV et FB.

Ainsi, le tableau ci-après nous liste les équipements et les matériaux de bases nécessaires et

surtout le coût estimatif de ces matériels pour pouvoir démarrer le projet de production de son

propre compost.

231

Tableau n°39 : Listes des équipements de bases avec leurs coûts estimatifs respectifs pour

fabriquer son propre compost en milieu agricole

Matériels P.U (Ar) Quantité Montant (Ar)

Liste des équipements de bases

Angady 1500 2 3 000

Pelle pour le retournement 2 000 2 4 000

Fourche pour le retournement 5 000 2 10 000

Arrosoir pour réhumidifier le

tas de compost

7 000 1 7 000

Brouette pour le transport des

intrants et d’extrants

40 000 1 40 000

Confection d’un hangar de

10m x 5 m dont la toiture est

en ravenala

70 000

1

70 000

Total partiel 134 000

Liste des intrants de bases

Déchets vert 10 850 kg 8 500

Fumier de bovin 20 850kg 17 000

Activateur le sulfate

d’ammonium 0,18% de PB

500 3,06kg 1 530

Total partiel 27 030

TOTAL GENERALE 161 030

D’après ce tableau, mettre en place son propre unité de production de compost et produire une

(01) tonne de compost de DV et FB nécessite une somme de départ de l’ordre de 161 030 Ar.

C’est-à-dire que, le cout de fabrication d’une tonne de compost sans tenir compte le cout de

l’investissement notamment la confection d’un hangar, des petits matériels de retournement, de

transport, etc., revient donc à vingt sept mille trente Ariary (27 030 Ar).

II-1-1-2- Analyse de coût et rentabilité du projet

Notre étude lors du paragraphe I-1-5-3- (page 217) précédent a pu montrer que la quantité

moyenne des composts nécessaires pour fertiliser et amender le site d’Andohanakoho est égale

232

à 27,81t/ha arrondies 28t/ha et que le coût de fabrication d’une tonne de composts avec

comme technique de compostage andain à retourner avec aération naturelle est estimer à vingt

sept mille trente Ariary (27 030 Ar). Dans ce cas, le coût total de fabrication de ces 28t de

compost revient donc à sept cent cinquante six mille huit cent quarante Ariary (756 840

Ar ), soit trois millions sept cent quatre vingt quatre mille deux cent franc malagasy

(3 784 200FMG).

Supposons que l’utilisation de ces quantités de compost pourront au moins augmenter jusqu’à

8t/ha de paddy contre la performance actuelle de 1,5 à 2t/ha (rendement habituellement obtenu

sur un terrain non fertilisé de la Région Atsinanana). C’est-à-dire, un gain de rendement près de

6t/ha par rapport à la pratique culturale traditionnelle. Actuellement le prix d’un kilo de paddy

est égal à sept cent cinquante quatre Ariary (754Ar), soit sept cent cinquante quatre mille

Ariary (754 000 Ar) le prix d’une tonne de paddy. Dans ce cas, le choix est très vite fait, avec

un bénéfice net de trois millions sept cent soixante sept mille cent soixante Ariary (3 767

160Ar) si on ne tient pas en compte le coût de construction de l’hangar de compostage. Mais si

on tient en compte ce coût de l’hangar et les équipements nécessaires pour la fabrication de

compost, ce bénéfice revient alors à trois millions six cent trente et trois mille cent soixante

Ariary (3 633 160Ar) pour la première saison. En plus comme avantage, le site pourra

bénéficier la fourniture en éléments fertilisants majeurs notamment l’azote pour la saison

culturale ultérieure. Dans ce cas, la quantité d’apport du prochain compost pourra diminuer très

considérablement voire même jusqu’à la moitié de l’année précédente.

Au fur et à mesure les sols retrouvent leur équilibre et leur fertilité naturelle, ils produiront des

plantes de plus en plus résistantes aux maladies et insectes. Le compost est un engrais naturel

riche, pas cher, facile à faire et à la portée des paysans.

II-2-ETUDE COMPARATIVE DE LA PERFORMANCE ENVIRONNEMENTALE

ENTRE COMPOSTS ACTIVES PAR LE SULFATE D’AMMONIUM ET

ENGRAIS CHIMIQUES CLASSIQUES DE SYNTHESES

Aujourd'hui, la majorité des engrais utilisés en agriculture dans le monde sont des engrais

chimiques. Bien entendu, les engrais chimiques permettent une amélioration spectaculaire des

rendements agricoles. Mais en contre partie de leur avantage, les engrais chimiques de

synthèses comportent des risques (risque de pollution du sol, de l’atmosphère, des eaux de

surfaces et souterraines notamment par l’excédent des nitrates et phosphates) et surtout à la

santé de la population. Le risque sanitaire le plus connu est celui relatif à la consommation

d'eau riche en nitrate, résultant de la fertilisation azotée, par le nourrisson.

233

Un risque environnemental moins cité, et pourtant très important lui aussi, est la contribution au

réchauffement climatique, due aux fortes émissions, après épandage, d’oxydes d’azote,

notamment le protoxyde (N2O), qui est un puissant gaz à effet de serre, à fort potentiel de

réchauffement globale de la terre. Par contre, les amendements organiques, particulièrement les

composts, outre de leurs pouvoirs fertilisants progressifs, ils permettent la restitution de la

teneur en MO « stock d’humus » du sol. De ce fait, la propriété physico-chimique du sol,

notamment la structure et la texture du sol s’améliore et favorise un environnement plus

propice à l’action des micro-organismes.

Ainsi, le présent paragraphe nous donne un aperçu sur les risques environnementaux

occasionnés par l’usage des engrais chimiques de synthèses en agriculture. Ce paragraphe traite

également les avantages écologiques procurés par l’usage des composts en agriculture,

notamment sur leurs pouvoirs de renouveler la fertilité du sol et par-dessus tout sur leurs

potentielles contributions à la séquestration de carbone.

II-2-1- Evaluation des impacts d’utilisation des engrais sur l’environnement

D’une manière générale, les conséquences de l'utilisation des engrais, notamment les engrais

chimiques de synthèse peuvent comporter divers risques et qui sont soumises à la critique, sont

les suivantes :

• effets sur la qualité des sols, leur fertilité, leur structure, l'humus et l'activité biologique ;

• effets sur l'érosion ;

• effets liés au cycle de l'azote et à la toxicité des nitrates dans l'eau potable ;

• effets liés à la dégradation des engrais inutilisés, qui émettent des gaz à effet de serre,

oxydes d’azote (protoxyde d'azote N2O et N2O4), dans l’atmosphère ;

• effets sur les parasites des cultures ;

• eutrophisation des eaux douces et marines ;

• effets sur la qualité des produits ;

• utilisation d'énergie non renouvelable ;

• épuisement des ressources minérales ;

• effets indirects sur l'environnement, par la mécanisation pour l'agriculture intensive, et

les épandages.

Dans le cadre de cette étude, nous nous focalisons particulièrement aux risques liées à

l’émanation atmosphérique notamment l’émanation atmosphérique du protoxyde d’azote et de

l’ammoniac suite à l’épandage des divers matériaux fertilisants en l’occurrence l’engrais

chimiques et les composts.

234

Afin de nous permettre de comparer et surtout d’estimer et de mieux quantifier ces risques

environnementaux, nous nous référons aux divers bases de données relatives aux diverses

recherches agronomiques entre autres le guide book EMEP/CORINAIR, des guides

méthodologiques de référence établis par des groups d’expert comme GIEC (Groupe

Intergouvernemental d’Experts sur l’évolution du climat, aussi connu sous son sigle anglo-

saxon IPCC) listent les sources à prendre en compte et les méthodes recommandées pour en

estimer les émissions donc un outil destinés à l’évaluation d’impacts environnementaux des

produits. Nous allons utiliser également le Guide Facteur d’Emission version 5.00 (2007)

« calcul des facteurs d’émissions » établis par l’Agence de l’Environnement de Maîtrise de

l’Energie (ADEME).

II-2-1-1-Calcul estimatif du taux d’émanation de protoxyde d'azote (N2O) dans l’atmosphère

selon les types des matières fertilisantes employés (chimique ou organique)

Les bactéries du sol, en minéralisant une partie de l’excès d’engrais azotés, rejettent du

protoxyde d’azote dont le pouvoir d’effet de serre est 320 fois celui d’un même volume de gaz

carbonique. Trois enjeux relèvent de l’usage des engrais minéraux : l’excès d’apports conduit à

une dénitrification incomplète donc une pollution des milieux aquatiques, la dénitrification est

productrice de protoxyde d’azote, les ressources en minerai, en particulier en phosphore,

diminuent. Les pertes de protoxyde d’azote (N2O) peuvent paraître négligeables d'un point de

vue agricole, quantitativement parlant par rapport à d'autres émissions de polluants (nitrate,

ammoniaque...), mais d'un point de vue effet de serre, elles sont considérables car le protoxyde

d'azote est un gaz à effet de serre qui possède un pouvoir de réchauffement global (PRG) 310

fois supérieur à celui du dioxyde de carbone sur une échelle de 100 ans, ce qui signifie que

chaque molécule de N2O participe 310 fois plus au réchauffement climatique que chaque

molécule de CO2 sur 100 ans. Dans ce paragraphe, nous allons évaluer en s’appuyant sur les

bases de données agronomiques sus-indiquées, les taux d’émanations de protoxyde d’azote

pour quelques types d’engrais chimiques de synthèses habituellement utilisés en agriculture

malgache.

En effet, les engrais azotés de synthèse, désormais d'un usage courant en agriculture,

contiennent, comme leur nom l'indique, des composés azotés divers, dont des nitrates (NO3-).

Lorsque ces engrais sont épandus sur le sol, une petite partie des composés azotés initiaux

donne, par réduction sous l'action de la flore microbienne du sol, du protoxyde d'azote (N2O),

un puissant gaz à effet de serre qui dégage vers l'atmosphère son potentiel de réchauffement

(pouvoir radiatif) est 310 fois plus élevé que celui du dioxyde de carbone (CO2) et sa durée de

vie est d’environ 120-150 ans. De plus, au niveau de la stratosphère, le N2O réagit avec un

235

atome d’oxygène de l’ozone (O3) et donne du monoxyde d’azote (NO), donc c’est un gaz

destructeur de la couche d’ozone stratosphérique aussi. Il se forme aussi d'autres gaz à

l'occasion de cet épandage, en proportions mineures toutefois. Le principal d'entre eux est

l'ammoniac (NH3).La production de N2O est due aux processus de nitrification/dénitrification

de NH4+ ou de dénitrification de la forme nitrique (NO3

-) (Cf. Au schéma réactionnel évoqué

lors de la figure n°04 antérieur). Les deux processus sont fortement influencés par la

température, l’humidité, le pH et la teneur en matières organiques du sol et l’absorption par les

plantes.

La fraction de l'azote initial se convertissant en gaz est variable selon les conditions

climatiques, le type de sol, et le type d'engrais. L’étude effectuée par le Groupe

Intergouvernemental sur l'Evolution du Climat (GIEC) a indiqué que sous nos latitudes, 1,25%

de l'azote épandu va se volatiliser en moyenne. Le poids d'azote épandu est très facile à obtenir,

dans la mesure où toute la littérature agronomique ne considère précisément que le poids

d'azote dans les engrais. En d'autres termes, les apports sont toujours donnés en kilogramme

d'azote, encore appelés unités d'azote, et non en kilogramme d'engrais.

La fraction de l'azote qui va se volatiliser va former du NH3, pour 10% du total, et du N2O,

pour 90% du total. Le NH3 n'est pas un gaz à effet de serre pris en compte au titre des accords

de Kyoto, et ne rentre donc pas en ligne de compte dans les calculs. Toutefois, ces 10% d’azote

volatilisés sous forme de NH3 occasionnent des retombées atmosphériques sous forme de N2O,

de l’ordre de 1%, qui doivent être prises en compte.

Outre l’épandage et les retombées atmosphériques précitées, un autre phénomène est à prendre

en compte : il s’agit du lessivage de l’azote dans les sols, estimé à 30% de l’azote épandu,

engendrant des émissions sous forme de N2O pour 2,5 % de cette quantité.

De la sorte, le pourcentage de l'azote contenu dans l'engrais qui donne naissance à du N2O est

de : (0,9 x 1,25%) + (0,3 x 2,5%) + (0,1 x 1%) = 1,975 % d’azote par rapport à la quantité

totale épandue.

Pour obtenir le poids de N2O émis à partir du poids de l'azote seul, il faut rajouter le poids

d'oxygène associé à l'azote. Comme la masse atomique de l'azote est 14 (en négligeant les

isotopes mineurs) et celle de l'oxygène est 16 (même remarque), le facteur multiplicatif

permettant de convertir un poids d'azote en N2O est de (2 x14 +16)/2 x14, ou encore 44/28.

De la sorte, le poids de N2O émis peut s'obtenir à partir de l'azote apporté dans les engrais avec

la formule :

Poids de N2O émis = (Poids de l'azote épandu) x 1,975% x (44/28). Ou encore :

Poids de N2O émis = 3,1% x (poids de l'azote épandu)

Le facteur d'émission pour obtenir directement les émissions de N2O en fonction du poids

d'azote contenu dans les engrais épandus sera donc de 3,1%. Compte tenu des fortes variations

236

possibles d'un champ à un autre, le facteur d'incertitude attaché est de 70%. Des mesures

locales permettent parfois de choisir un facteur d'émission précisément adapté au cas traité.

En utilisant cette formule, on peut en déduire le poids de N2O émis lors de l’application des

quelques engrais minéraux de synthèses.

Par exemple, pour fertiliser un hectare du site d’Andohanakoho de Brickaville en vue de

réaliser des rendements rizicoles près de 8 à 10t/ha, il faudra prévoir près de 100 à 125 unités

fertilisantes d’azote.

� Apport sous formes d’engrais chimique de synthèse :

Ce qui nous donne une émission moyenne de N2O suivant si on avait utilisé exclusivement des

engrais minéraux de synthèses:

Poids de N2O émis par l’utilisation de 100 à 125 kg de NO3-= 3,1% x 100 kg d’azote épandu=

3,1 kg ou 3,1 x 125 kg = 3,87kg

Donc théoriquement, en utilisant 100 à 125 kg d’unités le poids du protoxyde d’azote émis dans

l’atmosphère est estimé entre 3,1 à 3,87 kg

� Apport sous formes de composts :

A l'inverse, les composts sont riches en N organique dont la minéralisation est plus lente, avec

par conséquent des effets agronomiques à plus long terme (plus soutenu).

Pour notre cas, le poids de protoxyde susceptible d’être émis par l’application de 33,56t/ ha de

compost des DV et FFOM est estime près de 1,18kg seulement. En effet, pour avoir l’unité

fertilisante entre 100 à 125 kg d’azote, il faudra apporter près de 33,56 t/ha de composts de DV

et FFOM. Nous avons vu lors du paragraphe précédent que ces quantités outre sa grande

disponibilité en quantité suffisante d’azote organique (250,37 kg) seront disponibles au fur et

mesure de besoins de la plante. Ces quantités de composts peuvent apporter également près de

37,92 kg d’azote nitrique qui sera disponible immédiatement pour la plante. Et ce sont c’est

engrais sous forme minéraux donc qui pourront engendrer une émission de protoxyde d’azote.

De ce fait, le taux de protoxyde d’azote susceptible d’être engendré par l’épandage de ces

33,56t de compost est égale à 3,1% x 37,92 kg =1,18kg.

Par ailleurs, l’application des 27,81t/ha de composts issus de DV et FB pourront générer près

de 0,77kg de protoxyde d’azote seulement. Les composts sont plus riches en MO, ce qui

constitue un plus par rapport aux engrais minéraux chimiques de synthèse. En d’autre terme le

compost est un engrais « inoffensif » sur le plan écologique.

Le tableau ci-après, nous récapitule le taux d’émission de protoxyde (N2O) selon le type des

matières fertilisantes utilisées selon l’objectif de rendement convoités.

237

Tableau n°40 : Estimation de taux d’émanation atmosphérique de protoxyde d’azote lors

de l’application au champ de diverses matières fertilisantes

Type des

matières

fertilisantes

Besoin en unité

fertilisant azoté (kg/ha)

pour fertiliser la

culture du riz pluviale

Objectif de

rendement

convoité (t/ha)

Quantités d’apport

pour chaque type des

matières fertilisantes

(Kg ou t selon le type)

Taux d’émanation

atmosphérique du

protoxyde (kg)

Engrais

minéraux

chimique de

synthèses

100 à 125

8 à 10

-

3,1 à 3,87

Compost issus

de FFOM et DV

100 à 125 8 à 10 33,56t 1,18

Compost issus

de FB et DV

100 à 125 8 à 10 27,81 t 0,77

Sans aucun doute, l’apport sous forme de compost permet de limiter jusqu’à 80% voire plus le

taux d’émission atmosphérique sous forme de protoxyde d’azote (N2O). L’usage des composts

au champ au lieu des engrais chimiques de synthèse permet donc une réduction considérable

des émissions atmosphérique de gaz à effet de serre. En plus, la présence de matériau organique

dans le compost permet l’utilisation plus efficace de l’engrais par la plante. La matière

organique retient les substances nutritives des plantes et ainsi empêche le lessivage et

l’émanation atmosphérique de l’engrais.

L’utilisation du compost, contribue effectivement à la préservation de l’environnement, base du

développement durable.

II-2-1-2- Evaluation de la volatilisation de l’ammoniac dans l’atmosphère

� Cas de l’épandage d’engrais chimique de synthèse

L’ammoniac contenu dans l’atmosphère se dépose à proximité ou à longue distance de sa zone

d’émission et contribue à une augmentation des teneurs en azote du milieu, et du fait de la

nitrification, acidifie le milieu. Dans les écosystèmes naturels, il peut ainsi être impliqué dans

les phénomènes d’eutrophisation, d’acidification et de baisse de biodiversité (ADEME, 2009)

L'objectif d'un inventaire d'émissions est de comptabiliser les rejets atmosphériques de

certaines substances issues de sources anthropiques et/ou naturelles.

L'établissement d'un inventaire répond à certaines exigences dont notamment l'exhaustivité et

la comparabilité. De façon à assurer les qualités de ces inventaires, nous allons utiliser les

guides méthodologiques de référence établis par des groupes d'expert intergouvernementaux

238

qui listent les sources à prendre en compte et les méthodes recommandées pour en estimer les

émissions. En première approche, deux guides principaux peuvent être retenus : les lignes

directrices du GIEC (Groupe Intergouvernemental d'Experts sur l'évolution du Climat, aussi

connu sous son sigle anglo-saxon IPCC) et le guide book EMEP / CORINAIR. Ainsi, les

méthodes employées pour dresser les inventaires d'émissions sont internationalement

reconnues.

D'une façon simplifiée, les émissions d'une activité donnée peuvent être exprimées par la

formule générale suivante :

Source : CORPEN

Où :

Es,a,t : émission relative à la substance « s » et à l’activité « a » au cours de la période « t »,

Aa,t : quantité relative à l’activité « a » au cours de la période « t »,

Fs,a : facteur d'émission relatif à la substance "s" et à l'activité "a".

Méthode de calcul

Les méthodologies du secteur agricole sont basées sur celles décrites dans les deux principaux

guides méthodologiques précédemment cités (à savoir les EMEP/CORINAIR et GIEC).

Deux sources d'ammoniac sont distinguées : les émissions des sols suite à l'épandage des

fertilisants minéraux de synthèses et les émissions dues aux déjections animales. On notera en

particulier que les émissions générées lors de la synthèse de ces fertilisants minéraux ne sont

pas incluses dans le secteur agricole, mais dans celui de l'industrie. De même dans le cadre de

cette étude nous nous focalisons plus particulièrement sur les émissions ammoniacales suite à

l’épandage de quelques engrais chimiques.

En fonction de la nature du fertilisant considéré, et conforment aux guides sus indiqués

(EMEP/CORINAIR et GIEC), les facteurs d'émissions suivants sont appliqués :

Es,a,t= Aa,t x FS,a

239

Tableau n°41 : Facteur d’émission ammoniac des fertilisants minéraux de synthèses

Type de fertilisant g N-NH3 / kg de N épandu

Ammoniac anhydre 40

Nitrate d'ammonium 20

Nitrate d'ammonium et de calcium 20

Sulfate d'ammonium 100

Phosphate monoammonique 2

Phosphate diammonique 50

Autres (NK, NPK) 20

Solutions azotées 80

Urée 150

Source : EMEP/CORINAIR, 2002

Les émissions d’ammoniac provenant des engrais azotés minéraux appliqués aux terres

agricoles dépendent ainsi au type d’engrais utilisé, du type de sol (notamment de son pH), des

conditions météorologiques et du moment d’application par rapport à la couverture végétale.

En utilisant la formule ci-dessus et les données des tableaux n°40, on pourra en déduire le poids

de NH3 susceptible d’être émis lors de l’application de chaque type engrais azotés susindiqués.

Nous savons que les unités fertilisantes azotés nécessaires pour la fertilisation de 1 ha de

l’échantillon du terrain rizicole du site d’Andohanakoho en vue de réaliser des rendements en

paddy de 8 à 10t/ha sont estimés entre 100 à 125kg/ha, ce qui nous donne une émission de NH3

suivant :

• Apport sous forme d’urée par exemple :

ENH3= 100 x 150=15000 g de NH3= 15 kg de NH3 où 125 x 150=18750g de NH3=18,7kg

d’ammoniac

D’après ce calcul, cette quantité d’émission atmosphérique est équivalente approximativement

de 7% de masse d’engrais « sous forme d’urée » épandu

• Apport sous forme de NPK

ENH3= 100 x 20= 2000g de NH3= 2kg de NH3 où 125 x 20=2500g de NH3=2,5kg d’ammoniac

� Cas de l’épandage de compost

L’émanation atmosphérique de l'ammoniac (NH3) suite à l’épandage de compost dans le sol

agricole est fortement corrélée à la quantité d’ammonium (NH4+) contenue dans le compost.

240

Cette corrélation peut s’expliquer par l’équation d’équilibre ammonium-ammoniac ci-après :

Cet équilibre chimique est fortement influencé par le pH du sol. Une augmentation des pertes

ammoniacales sera survenue lorsque que cet équilibre sera déplacé vers la gauche. Par

exemple, une augmentation du pH du sol agricole favorise le déplacement de cet équilibre vers

la gauche et ceci entrainera donc une transformation de l’ammonium (NH4+) en ammoniac

(NH3). D’autres facteurs, comme les conditions météorologiques pendant et après l’épandage

pourront influencer cet équilibre ammonium-ammoniac.

Par ailleurs, les résultats d’analyses de nos composts tels qu’ils sont indiqués dans les tableaux

n° 31 et n°32 précédents (page 201 et 202), nous confirment que nos composts aussi bien les

composts issus de DV et FFOM ainsi que ceux des composts issus de FB et DV sont très

pauvres voire dépourvues en azote ammoniacale (NH4+) ; par conséquent, les risques

d’émanation atmosphérique de l’ammoniac (NH3) suite à l’épandage de ces composts sont

considérés comme nuls. En outre, le compost du fait de son pouvoir tampon de pH du sol et de

son caractère capable d’améliorer le CEC du sol permet d’atténuer considérablement la

volatilisation de l’ammoniac dans l’atmosphère. En effet, la CEC est importante car, chargée

négativement, elle absorbe les NH4+ chargés positivement. Une majeure partie de la capacité de

fixation de NH3 du sol est attribuable à la matière organique.

Le facteur d’émission atmosphérique de l’ammoniac pour le cas de compost est très faible, et

de ce fait, la quantité d’ammoniac (NH3) susceptible d’être émis au moment de leur épandage

est pratiquement considérée comme nulle.


A l’issu des calculs estimatifs des émissions atmosphériques notamment le protoxyde d’azote

(N2O) et l’ammoniac (NH3) susceptibles d’être engendrés par l’usage de compost et d’engrais

chimiques de synthèses en agriculture, nous pouvons déclarer avec certitude que l’utilisation de

compost est très bénéfique et plus respectueux de l’environnement. Nous venons de constater

que l’apport de fertilisant sous forme de compost au champ pourra atténuer voire limiter

jusqu’à plus de 80% l’émission atmosphérique de ces deux gaz.

241

II-2-2- Le compost et son pouvoir séquestrant de carbone

Outre leur avantage agronomique, la pratique de compostage contribue à la lutte contre le gaz à

effet de serre (GES), par le biais de son pouvoir de séquestration de carbone.

Le stockage de carbone dans le sol peut alors participer à la réduction de la concentration en

CO2 de l’atmosphère (Balesdent & Arrouays, 1999).

En effet, l'apport aux sols de matières organiques exogènes comme les composts d'origine

résiduaire issues d'activités agricoles, urbaines ou industrielles permet d'augmenter les teneurs

en matière organique des sols (MOS) et d'améliorer leur fertilité. De plus ces apports pourraient

contribuer à la limitation des émissions nettes de gaz à effet de serre en stockant du C de ces

composts et/ou matières organiques exogènes dans les sols (Houot, 2002).

En un seul mot, l’utilisation des composts en agriculture pourrait également participer à la lutte

contre l’effet de serre additionnel, en séquestrant du carbone dans les sols.

Le développement du compostage, et surtout l’épandage de composts ayant une matière

organique plus stabilisée permet d’augmenter ce potentiel. Les composts qui ont des valeurs

amendante plus importantes (ISMO très élevé) contribue d’avantage donc à cette potentielle de

séquestration de carbone au sol.

242



NIVEAU DE LA REGION ATSINANANA

L’agriculture malgache, notamment au niveau de la Région Atsinanana s’est donnée comme

objectif d’améliorer sa productivité en adoptant une approche plus « technique », l’utilisation

d’engrais et de semences améliorées en fait partie. Cette étude a entrepris des actions dans ce

sens, particulièrement en facilitant l’accès aux intrants notamment l’engrais pour les paysans de

la Région via la mise à leurs dispositions des intrants organiques « compost » en quantité

suffisante et surtout avec des prix plus accessibles.

En plus de recommandations techniques dans le sens de l’adoption de pratiques agricoles

durables, c’est-à-dire efficaces pour la croissance de la production et respectueuses de

l’environnement, nous sommes amenés, après investigations et analyses, à recommander avec

insistance la valorisation des ressources humaines par l’éducation et la formation, condition

sine qua none d’une internalisation des innovations contenues à la fois dans le paradigme du

concept de doublement voire triplement de la production agricole.

III-1- RECOMMANDATIONS TECHNIQUES

La recommandation stratégique qui s’impose pour la Région Atsinanana, compte tenu de l’état

d’arriération de son agriculture, consiste à moderniser la méthode d’exploitation et de gestion

du secteur. Cette modernisation du secteur agricole consiste entre autres, d’encourager les

paysans à pratiquer la fertilisation de leur parcelle agricole en vue d’obtenir des rendements

agricoles plus prometteurs.

En outre, l’effort doit être investi dans la formation des producteurs et dans leur encadrement.

III-1-1-Approche pour faciliter l’accès aux intrant s via la préparation de son propre

compost

Notre stratégie consiste en encourager les paysans de la Région Atsinanana à fabriquer eux-

mêmes leurs propres composts pour fertiliser à moindre coût leur parcelle agricole.

Néanmoins, fertiliser exclusivement son parcelle agricole par des composts exige une quantité

colossale de compost donc une quantité astronomique d’intrants (déchets verts, biodéchets,

fumiers de bovins et autres). De ce fait, nous recommandons dans un premier temps une mise

en place d’un centre de compostage semi-collectif ou compostage partagé. Ce dernier est plus

pratique et peut être réalisé de manière relativement facile pour le cas des paysans et/ou

243

d’association voire de groupement des paysans de la Région Atsinanana. En effet, chaque

membre devra apporter des intrants (déchets fermentescibles issus de leurs ménages et leurs

fermes) en vue de fabriquer le compost. Cette approche permet d’atteindre plus rapidement la

quantité de compost convoité.

III-1-1-1-Identification de besoins

Dans une première approche, les paysans doivent absolument arriver à évaluer leurs besoins

en termes de quantité de compost pour leur campagne agricole. La connaissance de la quantité

de fertilisant à utiliser leur permettra de programmer et de planifier la fabrication de leur

compost. L’identification des besoins peut se faire par l’analyse de sol mais l’observation et

l’analyse de l’état de culture précédente est aussi une solution facile pour les producteurs

Malagasy.

On devra aussi considérer la grandeur de la surface à cultiver, les besoins des plantes à cultiver

pour connaître la quantité et le type d’apport nécessaires.

III-1-1-2-Production de biomasse

Vu la quantité des DV nécessaires pour fabriquer son propre compost, les producteurs doivent

cultiver des biomasses pour éviter la surexploitation de la nature en choisissant des espèces qui

peuvent être adaptés aux conditions régionales et ont de croissances rapides et facilement

dégradables.

III-1-1-3-Vulgarisation de technique de compostage

Il existe plusieurs techniques de compostage, mais à notre avis, c’est la technique de

compostage en « andain avec aération naturelle » qui semble plus prometteur pour les

paysans de la Région. Cette technique ne nécessite pas d’équipements sophistiqués et surtout

très facile à mettre en œuvre. En plus, avec l’aide de l’activateur de compost « le sulfate

d’ammonium », cette technique de compostage permet d’obtenir un compost mûr et stable dans

un temps plus réduit. Par conséquent les paysans peuvent produire de façon plus rapide leur

propre compost.

244

III-1-2- Approche pour une adoption des fertilisants mixtes (composts enrichis par des

engrais minéraux)

Vu la quantité colossale en compost exigée pour fertiliser un hectare de terrain, nous proposons

comme alternative aux paysans qui ont des parcelles agricoles plus ou moins importantes (plus

de 5ha) de pratiquer une fertilisation mixte. Cette pratique permet de limiter voire réduire plus

de moitié la quantité de compost utilisé. Cela signifie une restauration et une amélioration

économique de la fertilité par l’utilisation rentable des engrais organiques « compost » et

minéraux. En outre, c’est un mode de production agricole économiquement viable, socialement

équitable, et qui ne nuit ni à l’environnement ni à la santé.

Néanmoins, il faudra bien encadrer les paysans qui veulent s’engager dans une telle pratique.

III-1-2-1- Qu’est ce qu’un compost enrichi ?

D’une manière générale, les composts sont des amendements organiques qui ont des teneurs

plus ou moins importantes en matière organique mais relativement pauvre en éléments

minéraux. D’habitude, il faudra apporter une quantité importante de compost pour pouvoir

satisfaire les besoins en éléments fertilisants majeurs (NPK) des plantes. La pratique de

fertilisant mixte notamment, l’enrichissement en éléments minéraux (PK ou NPK) de compost

permet en effet d’obtenir un compost dit « compost enrichi » et d’obtenir par la suite une

teneur élevée en matière organique et en même temps qui contient plus d’éléments nutritifs.

Sans aucun doute, l’utilisation de ce compost enrichi par des engrais minéraux binaires (PK,

NK, KP) ou tertiaires (NPK) permettra d’augmenter les rendements des cultures, sans devoir

recourir exclusivement aux engrais chimiques coûteux et particulièrement à l’utilisation d’une

quantité plus importante de compost.

Selon Derla N. BEKAYO, 2003, l’utilisation conjoint de fumure organique et de fumure

minérale comparativement à l'utilisation exclusive de fumure minérale indiquent une

amélioration des rendements agricoles.

III-1-2-2- Application pour le cas du terrain d’Andohanakoho

Pour fertiliser son terrain de 5 ha, un agriculteur a besoin théoriquement près de 140t de

compost alors qu’il ne dispose que de 50t de compost. A noter que son objectif de rendement

rizicole est de 10t/ha.

A partir de cet objectif de production quantitative et qualitative, l’agriculteur calcule l’apport de

fertilisants nécessaire pour compléter l’offre du sol en éléments minéraux et satisfaire les

245

besoins nutritionnels des plantes. Le but est d’apporter à la culture du riz, pour chaque parcelle,

une fertilisation suffisante et efficace et de réduire les pertes d’éléments dans l’environnement.

De ce fait, il envisage de recourir à une fertilisation mixte via l’enrichissement de son compost

par des engrais minéraux pour l’ensemble de son terrain afin de subvenir aux besoins

fertilisants de sa plantation.

Pour ce faire, il utilise l’engrais ternaire NPK de 11-22-16 comme agent d’enrichissement.

Dans sa pratique, l’agriculteur en question veille à ce qu’un hectare de son parcelle reçoive près

de 10t de compost. Le reste sera comblé par les engrais minéraux.

En tenant compte la valeur fertilisante de ces compost, les besoins fertilisants de la culture du

riz, la quantité d’engrais ternaire (NPK) nécessaire pour combler les besoins supplémentaire en

élément fertilisant pour l’objectif de rendement convoité revient à 220kg /ha de NPK 11-22-

16, soit 1 100kg pour l’ensemble de ces 5ha de terrain.

En effet, en se référant au tableau n°35 relatif aux besoins de fertilisation pour l’objectif de

rendement de 10t/ha, l’agriculteur devait prévoir et subvenir aux besoins fertilisants de 125-60-

30.

III-1-2-3- Analyse de coût et bénéfice

Le prix d’une tonne de compost évoqué lors de paragraphe précédent est de 27 030 Ar, le prix

d’un kilo d’engrais minéraux NPK 11-22-16 sur le marché local est de 2 400 Ar. Dans ce cas,

le coût de fertilisation d’un hectare de parcelle agricole est sept cent quatre vingt dix huit mille

trois cent Ariary (798 300 Ar). Ce coût est presque identique à celle de la fertilisation exclusive

en compost qui était de sept cent cinquante quatre mille Ariary (754 000 Ar).

Pour les agriculteurs qui ont des parcelles plus ou moins importantes (plus de 5 ha), il est plus

judicieux de pratiquer dans un premier temps la fertilisation mixte. Cette technique permet

d’économiser plus 641 700Ar/ha comparé à l’usage exclusif d’engrais chimique.

Économies d’engrais puisque normalement si on utilise exclusivement d’engrais chimique de

synthèse il fallait prévoir au moins près de 600 kg/ha de NPK 11 22 16. Le coût de cette

fertilisation revient donc à 1 440 000 Ar/ha soit 7 200 000Ar pour l’ensemble de ces 5ha, donc

largement supérieure au coût de la fertilisation mixte. D’ailleurs un tel coût est pratiquement au

dessus du pouvoir d’achat d’un simple paysan de la Région, donc c’est une option presque

inenvisageable.

Pour les agriculteurs de la Région Atsinanana, on peut espérer le développement de cette

pratique agricole raisonnée, c’est-à-dire, utilisation de composts enrichis par des engrais

chimiques à doses modérées et seulement aux moments stratégiques pour le bon

246

développement des cultures pour booster la production rizicole et ceci dans le meilleur respect

de l’environnement.

III-2- VALORISATION DES RESSOURCES HUMAINES PAR LA FORMATION

AGRICOLE ET ENVIRONNEMENTALE DANS LE CADRE D’UNE STRATEGIE

DE DEVELOPPEMENT DURABLE

La descente sur le terrain pour aller au contact des producteurs a permis de constater un

manque éducationnel flagrant d’une très grande proportion des producteurs de la Région

Atsinanana. Cette lacune se caractérise par (i) une très faible scolarisation et un important taux

d’analphabétisme, (ii) un très faible niveau de professionnalisme, (iii) et une très basse prise de

connaissance de la valeur intrinsèque du patrimoine environnemental en général, de la richesse

de la biodiversité floristique et faunistique et donc de la nécessité et de l’avantage de les

protéger dans leurs intérêts, ceux de la Région et de la nation et des générations futures.

III-2-1- Internaliser les reflexes agroenvironnements

Il y a donc lieu de constater que, tant pour l’amélioration des performances de l’agriculture par

une vulgarisation réussie du respect de l’environnement, un cercle vicieux de l’ignorance

constitue le blocage fondamental :

La menace inexorable d’une catastrophe écologique dans ce contexte d’ignorance par manque

d’instruction et de formation interpelle. Le constat de la quasi- inexistence d’un système de

formation agricole, et plus encore de formation environnementale, ressemble à une aberration

dans un pays « sanctuaire de la nature » qui, plus est, lance le défi d’une augmentation de 1,7 à

6 millions d’hectares en (2008) de la surface de ses aires protégées (Vision Durban).

La recommandation que nous ferons donc, pour conjurer ce risque de catastrophe écologique

et pour annuler l’aberration et surtout en vue d’une application réussite de la stratégie de

fertilisation agricole de la Région Atsinanana, comporte une formule principale et des sous-

formules dans la structuration et l’organisation de la formation agricole et environnementale.

Manque de compétence

Manque d’instruction

Méconnaissance des méthodes modernes de production et des

valeurs intrinsèques et de la fonction production de la biodiversité

Dégradation croissante de l’environnement jusqu’à la destruction

totale

Donc dégradation chronique des

capacités de production jusqu’à

l’annulation totale

Aggravation chronique de la pauvreté et de la cohorte de conséquences

néfastes qu’elle engendre

247

III-2-2- Miser sur la décentralisation de la formation et l’intervention au- ras- du sol des

Volontaires du Développement Agricole (VDA) et les Organisations Paysannes (OP):

Il y a urgence en la demeure. Mais elle l’est aussi par l’importance de la déforestation

(200 000ha en moins par an selon Madagascar National Park) et des érosions des terres

dénudées par les feux ou par des modes culturaux inappropriés, notamment sur les bassins

versants et autres terres à forte pente. Cette urgence nécessite donc l’adoption et la mise en

œuvre d’une formule de formation directement applicable à l’ensemble du milieu rural de la

Région.

Cette formule nous parait être la valorisation multiface des Volontaires du Développement

Agricole (VDA) et les Associations Paysannes (OP). Celle-ci consiste à mettre en œuvre des

jeunes, et des moins jeunes, à haut niveau de conscience civique. Ceux-ci se portent volontaires

pour effectuer au raz- du- sol un travail d’encadrement- vulgarisation agricole axé sur

l’amélioration de la productivité avec des techniques et modes d’exploitation durables

notamment les composts comme matière fertilisante. Ce qui tend à rationaliser les techniques et

modes d’exploitation traditionnels qui ne sont pas écartés à priori mais améliorés, notamment

des points de vue productivité et respect de l’environnement. Ces VDA et OP assurent

également la vulgarisation et/ou formation des paysans sur la technique de production de

compost activé par le sulfate d’ammonium.

Leur travail consiste, d’une manière générale, à prendre le relais des anciens agents

vulgarisateurs agricoles pour transférer des techniques de culture modernes recourant à la

fertilisation et à la mécanisation (culture attelée par exemple), voire au machinisme agricole

(utilisation de matériels motorisés sans forcement en être propriétaire individuel).

La valorisation multiple des VDA et les OP que nous recommandons consiste à :

-intégrer dans la prestation des VDA et les OP à la fois l’alphabétisation, la formation agricole

et, au moins, l’initiation environnementale au ras- du- sol des agriculteurs et de leur famille,

parents et enfants compris,

- systématiser la levée et l’utilisation des VDA et les OP en les décentralisant au plus proche

des producteurs ciblés, au ras des Fokontany si possible, au ras des communes ou parcelles de

commune en cas de commune très étendue.

Certaines mesures annexes, préalables ou d’accompagnement, sont évidemment

incontournables dans l’application de cette formule :

� Renforcer les capacités de ces VDA et ces OPs:

A priori, les VDA et les OPs sont des gens déjà formés aux techniques agricoles (agriculture,

élevage, pêche, forêt, machinisme agricole, génie rural, etc.). C’est-à-dire des techniciens qui

248

sont soit généralistes, soit spécialisés. Ils sont bien évidemment formé sur la technique du

processus de compostage

Ce sont les généralistes qui sont les plus rentables jusqu’au niveau des communes (si possible),

ou celui des districts (s’ils sont en petit nombre) d’où ils pourraient être mobilisés vers les

communes et les Fokontany en fonction des besoins.

Quel que soit le scénario, un renflouement des capacités des VDA et les OPs s’imposent pour

que les volets alphabétisation fonctionnelle et environnement soient ajoutés à leur bagage initial

de simple vulgarisateur agricole.

� Sonner le rappel des sortants du système de formation agricole et

environnementale formelle pour les affecter au système VDA et OPs.

La formation et le recyclage des VDA et les OPs tant en matière agricole que, surtout,

environnementale, demanderont évidemment la compétence de cadres supérieurs et moyens en

ces matières (agriculture, environnement). Comme un grand nombre de diplômés de

l’enseignement général (BEPC, Bac, maîtrise) sont aussi au chômage, s’ils n’ont pas adopté des

occupations de type survie, beaucoup d’entre les sortants des établissements de formation

formelle (EASTA, campus paysan, etc.…) poireautent en situation de stand by en dehors de

leur filière.

Pour valoriser la ressource humaine, acteur et bénéficiaire de l’action développement en

général, de l’action développement rural en particulier, une révision et une redynamisation du

système de renforcement de sa capacité sont donc nécessaires. Elles sont même

incontournables puisque l’accueil et la mise en œuvre réussie des innovations imposées par les

défis lancés par la modernisation de l’agriculture dans l’actuel contexte de globalisation

reposent sur cette capacité.

La révision dont il s’agit recommande une approche intégrée du système de valorisation des

ressources humaines comprenant leur alphabétisation scolarisation dans une orientation

fonctionnelle liée au métier d’agriculteur moderne, puis leur formation professionnelle

proprement dite et enfin leur recyclage périodique.

249


PAYSANS FUTURS UTILISATEURS DES COMPOSTS

Mauvaise et sous- exploitation caractérisent l’agriculture malgache mais en plus, le peu qui est

exploité est mal exploité. Les productivités, et donc les productions absolues, sont de ce fait

mitigées. Mais ne sont pas seules en cause les pratiques agricoles inadéquates et autres facteurs

endogènes qui ne tiennent des producteurs eux- mêmes. Sans aucun doute, l’internalisation de

la culture de fertilisation au niveau des paysans entrainera une augmentation considérable de

leur rendement agricole. D’ailleurs, l’objectif de notre étude est de doubler voire même tripler

le rendement rizicole de la Région Atsinanana. L’utilisation des engrais dans les activités

agricoles contribue non seulement à cette augmentation de la production mais aussi à

l’augmentation des revenus des paysans ainsi qu’à l’amélioration de leurs conditions de vie en

générale.

IV-1- AMELIORATION DE LA SECURITE ALIMENTAIRE

La pauvreté est source de malnutrition, elle empêche l’atteinte du seuil énergétique optimum.

Mais la malnutrition est elle-même cause de pauvreté, elle bloque la capacité productive. Ce

cercle vicieux a conduit à la dégradation croissante des infrastructures sociales de base en

matière de santé, d’éducation, d’eau potable et assainissement, ainsi que des prestations de

services. Le problème c’est que toutes les dépenses pour les intrants agricoles ne sont pas à la

portée des paysans. En effet, la création et l’entretien d’un hectare de champ ont besoin d’un

important moyen financier. La production locale de compost offre aux paysans une grande

possibilité d’améliorer leur productivité. Cette amélioration de la production contribue

considérablement au développement rural. Ce développement se manifeste notamment à

l’amélioration de la sécurité alimentaire, augmentation du pouvoir d’achat des paysans à travers

l’augmentation des revenus au niveau de chaque ménage, etc.

Sur -ceux, il est fondamental de prolonger l’économie rurale vers l’économie industrielle par :

-l’amélioration de la production agricole et la sécurité alimentaire de la population de plus

vulnérable en augmentant, les rendements,

-l’adéquation des recherches et exploitations,

-l’exploitation à grande échelle et professionnelle,

-le soutien à la création d’unités de transformation des produits agricoles telles que la création

d’industrie agro-alimentaire.

Pour cela, il faut mettre en œuvre la mobilité de toutes les potentialités économiques pour que

le développement économique et social soit atteint. Il faut orienter les activités agricoles de

250

subsistances vers une économie de marché, en valorisant les avantages comparatifs des pôles de

croissances.

IV-2- AUGMENTATION DES REVENUS RURAUX

La vente des produits agricoles peut assurer un revenu régulier et contribuer à l’amélioration

des conditions de vies des paysans. En effet, grâce à l’augmentation de la production agricole,

notamment le rendement en paddy, des échanges commerciaux intra et inter villageois sont en

hausse, une diversification des produits en vente disponibles, une augmentation des recettes

communales par le biais des droits de marché et des revenus du domaine et de service comme

la contribution, la ristourne, etc.

IV-3- AMELIORATION DES CONDITIONS DE VIE DES PAYSANS

Une fois que le rendement agricole augmente, on peut espérer aussi une amélioration des

conditions de vie des paysans. Mais toute fois pour avoir un bon rendement, il faut :

-intensifier l’encadrement par adoption de nouvelles techniques agricole par utilisation des

matériels agricoles performent, des fertilisant, des semences améliorées tout en respectant la

gestion rationnelle des ressources naturelles,

-mise en place de certain infrastructure agricole comme le barrage hydro agricole, des canaux

d’irrigations et de drainages, etc.

On dit que les conditions des vies de la population s’améliorent si :

-l’état de santé de la population s’améliore,

-le pouvoir d’achat des paysans augmentent,

-l’amélioration de l’éducation à travers la redynamisation de la vie scolaire et un regain

d’intérêts des parents pour la scolarisation des enfants,

-l’accès en eau potable et l’assainissement règne,

-des investisseurs pendant la saison de récolte s’installe,

-les sports et loisirs sont satisfaisants,

-la valeur des patrimoines fonciers et immobiliers augmentent,

-des commerçants, des entreprises producteurs des biens et services s’installent,

-l’offre et la demande aussi bien en biens qu’en service sont abondantes.

251

CONCLUSION DE LA PARTIE III

L’usage de compost comme fertilisant agricole est très avantageux aussi bien sur le plan

environnemental qu’économique. L’usage rationnel de ce produit permet en effet de réaliser un

rendement agricole spectaculaire. Mais internaliser le concept de fertilisation agricole

notamment en culture de riz pluvial au paysan de la Région Atsinanana n’est pas une simple

sinécure. Il faudra prendre à zéro l’intensification agricole, quasiment en introduisant cette

notion de fertilisation et surtout du respect de l’environnement pour assurer un développement

durable.

Ces modernisations ne seront cependant pas obtenues si les producteurs restent prisonniers du

carcan des traditions. Il faudra par conséquent organiser au mieux le renforcement de leur

capacité en accélérant leur instruction de base (alphabétisation et formation agricole et surtout

sur la technique de production de compost activé par le sulfate d’ammonium) et en les mettant

en phase avec l’environnement (formation environnementale et/ou agroenvironnementale).

Cette valorisation des ressources humaines doit être conjuguée avec la valorisation des

ressources naturelles et l’amélioration du bien- être des producteurs pour rendre faisable avec

succès l’application du compost activé par le sulfate d’ammonium dans le cadre de la mise en

œuvre réussite de la stratégie de fertilisation agricole dans la Région Atsinanana.

CONCLUSION GENERALE

252

CONCLUSION GENERALE

Après une étude approfondie des effets du sulfate d’ammonium sur le processus d’activation de

compostage, nous sommes en mesure de déclarer que l’usage optimal de ce produit comme

activateur de compost est avéré efficace. A dose raisonnable (entre 0,18 à 0,24% du poids des

déchets à composter sous conditions climatiques de la Région Atsinanana), ce produit affiche

une meilleure performance de la biodégradation et diminue la durée du processus de

compostage. En effet, comparés aux andains témoins (sans activateur), les andains traités avec

le sulfate d’ammonium affichent un gain de maturation largement supérieur (réduction de

temps normal de 6 mois à 3 mois, soit un gain 50% du temps de compostage). En plus, ces

composts activés par le sulfate d’ammonium ont des propriétés physico-chimiques similaires à

ceux des composts témoins, c’est-à-dire, composts qui ne sont pas traités par le sulfate

d’ammonium (zéro activateur). Ce qui nous mène à déclarer qu’à dose raisonnable, ce produit

« sulfate d’ammonium » n’affecte pas la composition chimique des composts mais agit plutôt

positivement sur le métabolisme des microorganismes minéralisateurs et/ou décomposeurs (les

bactéries). Au lieu de contribuer à l’augmentation de la teneur en azote minéral final des

composts, ce sulfate d’ammonium stimule l’activité biologique de ces microorganismes et

favorise la dégradation des MO de composts et permet par la suite d’obtenir un compost mûr et

stable plus rapidement. Dans le cadre de la présente thèse, nous avons également réalisé l’étude

sur la possibilité d’utilisation de ces composts activés par le sulfate d’ammonium sur le plan

agronomique. Mais avant son utilisation sur un périmètre donné nous recommandons toutefois

à l’utilisateur de faire procéder à une analyse du sol dans un laboratoire pédologique fiable. Elle

aura pour objectif notamment de connaitre le plus précisément possible le taux de MO et les

teneurs en éléments nutritifs majeurs disponibles. Ainsi pourrait être indiqué des itinéraires

appropriés pour chaque type de compost selon la spéculation agraire considérée.

Notre étude nous par ailleurs permis d’établir qu’effectivement la Région Atsinanana souffre

d’un déficit rizicole chronique alors qu’elle dispose des potentialités considérables en terrains

rizicultivables mais celles-ci restent non exploitées en grande partie ou sont mal exploitées

concernant la partie effectivement mise en valeur. Toute une série des causes explique ce mal

exploitation, certes. Mais le non recours à la fertilisation est certainement l’une des plus

importantes causes. Elle tient elle-même de la technique culturale traditionnelle qui n’utilise

pratiquement pas de fumure (organique et/ou minérale). Mais dans le cadre de la mise en œuvre

de la stratégie de Révolution Verte Durable préconisée pour combler le déficit chronique de la

production et ensuite atteindre la sécurité alimentaire, nous recommandons l’usage raisonner

de cet amendement organique (compost) qui pourrait jouer un rôle salutaire. Il va sans dire que

son utilisation fructueuse appelle un renforcement du niveau éducationnel des usagers que

253

l’étude a révélé très faible. Nous recommandons cette mise à niveau qui est en effet nécessaire

pour accueillir avantageusement les innovations de l’agriculture moderne.

BIBLIOGRAPHIE

BIBLIOGRAPHIE

� Abad Berjon, M., M. D. Climent Morato, P. Aragon Revuelta, and A. Camarero Simon. (1997). The influence of solid urban waste compost and nitrogen-mineral fertilizer on growth and productivity in potatoes. Commun. Soil Sci. Plant Anal., 28:1653-1661.

� Actalys, (1997). La biotechnologie au service de l’environnement. p 5-9.

� Adani, F., Lozzi, P. & Genevini, P. (2001). Determination of biological stability by oxygen uptake on municipal solid waste and derived products. Compost Science and Utilization 9, 163-178.

� Adani, F., P. L. Genevini, and F. Tambone. (1995). A new index of organic matter stability. Compost Science & Utilization, 3:23-37.

� ADEME. (2012). Adapté les apports organiques au sol, p12.

� ADEME. (2001). Approche de la qualité des composts de déchets en France. Coll: Données de références, 136.

� AFNOR. (2009). Norme XPU 44-162. Amendements organiques. Caractérisation de la matière organique par fractionnement biochimique et estimation de sa stabilité biologique.

� AFNOR. (2009). Norme XPU 44-163. Amendements organiques. Caractérisation de la matière organique par la minéralisation potentielle du carbone et de l’azote.

� AFNOR. (2002). Norme NFU 44 095. Amendements organiques - Composts contenant des matières d'intérêt agronomique, issues du traitement des eaux. p22.

� AFNOR. (2006). Amendements organiques - Dénominations, spécifications et marquage. p15.

� Alexander. M (1977). Introduction to Soil Microbiology. 2nd ed. 480 pages

� Alliévi, L., A. Marchesini, C. Salardi, V. Piano, and A. Ferrari. (1993). Plant Quality and Soil Residual Fertility 6 years after a Compost Treatment. Bioressource Technology, 43:85-89.

� Amadou Seck. (1987). Le compostage des coques d’arachide : une technique permettant d’améliorer la qualité des sols Sahéliens, p 69.

� Ambus, P., L. K. Kure, and E. S. Jensen. (2002). Gross N transformation rates after application of household compost or domestic sewage sludge to agricultural soil. Agronomie, 22:723-730.

� Astier, M., P. L. Gersper, and M. Buchanan. (1994). Combining legumes and compost: A viable alternative for farmers in conversion to organic agriculture. Compost Science & Utilization, 2, 1:80-87.

� Avnimelech, Y., M. Bruner, I. Ezrony, R. Sela, and M. Kochba. (1996). Stability indexes for municipal solid waste compost. Compost Science & Utilization, 4, 2:13-20

� Ayuso, M, J. A. Pascual, C. Garcia, and T. Hernandez. (1996). Evaluation of urban wastes for agricultural use. Soil Sci.Plant Nitri., 42, 1:105-111.

� Baddi, G. A., Alburquerque, J. A., Gonzalvez, J., Cegarra, J. & Hafidi, M. (2004). Chemical and spectroscopic analyses of organic matter transformations during composting of olive mill wastes. International Biodeterioration & Biodegradation 54, 39-44.

� Baldock, J. A. et T P. N. Nelson. (2000). Soil organic matter. In Hand book of soil science, Malcolm E. Summer ed. (CRD PRESS).B26-B84

� Balesdent, J. and D. Arrouays. (1999). Usage des terres et stockage de carbone dans les sols de territoire français. Une estimation des flux nets annuels pour la période 1900-1999. Comptes Rendus de l'Académie d'Agriculture de France, 85, 6:265-277.

� Baranovskaia (YA). Okoleleva (A.A.) et Azovtsev (V.I.). (1984). - Soviet Soil Science, 5, 73-84.

� Baretta-Bekker JG, Duursma EK, Kuipers BR (1998). Encyclopedia of marine sciences. Springer-Verlag

� Barlaz M.A., Ham R.K, Schaefer D.M. (1990). Methane production from municipal refuse: a review of enhancement techniques and microbial dynamics. Critical Review in Envir. Control., vol. 19 pp. 557-584.

� Barrena Gomez, R., Vazquez Lima, F., Gordillo Bolasell, M. A., Gea, T. & Sanchez Ferrer. (2005). Respirometric assays at fixed and process temperatures to monitor composting process. Bioresource Technology 96, 1153-1159.

� Barrow NJ. (1960). A comparison of mineralization of nitrogen and of sulfur from decomposing organic materials. Aust J Agric Res 11:960-969.

� Basalo,C. (1974). Les ordures ménagères en Agriculture.T.S.M. L’eau, 69, 15-23.

� Becker, G. and A. Kotter. (1995). A standard measurement for compost maturity.

International Symposium "Biological Waste Management -A wasted chance?"

� Beck-Friis, B. and S. Jonsson H. Eklind Y. Kirchmann H. Smars. (2003). Composting of source-separated housold organics at different oxygen levels: gaining and understanding of the emission dynamics. Compost. Science & Utilization, 11, 1:41-50.

� Bélanger, G., Rochette, P., Castonguay, Y., Bootsma, A., Mongrain, D. and Ryan, D. A. J. (2002a). Climate change and winter survival of perennial forage crops in eastern Canada. Agron.J. 94: 1120–1130.

� Beloso, M. C., M. C. Villar, A. Cabaneiro, M. Carballas, S. J. Gonzalez-Pietro, and T. Carballas. (1993). Carbon and nitrogen mineralization in an acid soil fertilized with composted urban refuses. Bioressource Technology, 45:123-129

� Bernal, M. P., A. F. Navarro, M. A. Sanchez-monedero, A. Roig, and J. Cegarra. (1998a). Influence of sewage sludge compost stability and maturity on carbon and nitrogen mineralization in soil. Soil Biol.Biochem, 30, 3:305-313.

� Bernal, M. P., C. Paredes, M. A. Sanchez-Monedero, and J. Cegarra. (1998b).

Maturity and stability parameters of composts prepared with a wide range of organic wastes. Bioressource Technology, 63:91-99.

� Bernal, M. P., M. A. Sanchez-Monedero, C. Paredes, and A. Roig. (1998c). Carbon mineralization from organic wastes at different composting stages during their incubation with soil. Agriculture Ecosystems and Environment, 69:175-189.

� Bernal, M. P., Navarro, A. F., Sanchez-monedero, M. A., Roig, A. & Cegarra, J. (1998). Influence of sewage sludge compost stability and maturity on carbon and nitrogen mineralization in soil. Soil Biology and Biochemistry 30, 305-313.

� Bernal, M. P., Sanchez-Monedero, M. A., Paredes, C. & Roig, A. (1998). Carbon mineralization from organic wastes at different composting stages during their incubation with soil. Agriculture, Ecosystems & Environment 69, 175-189.

� Blake-Kalff MMA, Hawkesford MJ, Zhao FJ, McGrath SP (2000). Diagnosing sulfur deficiency in field-grown oilseed rape (Brassica napus L.) and wheat (Triticum aestivum L.). Plant Soil 225: 95-107

� Blanc, M., Marilley, L., Beffa, T. & Aragno, M. (1999). Thermophilic bacterial communities in hot composts as revealed by most probable number counts and molecular (16S rDNA) methods. FEMS Microbiology Ecology 28, 141-149.

� Blanco M.J.et Almendros G. (1997). Chemical transformation, phytotoxicity and nutrient availability in progressive composting. Plant and Soil, 196, 15-25.

� Boulter-Bitzer, J. I., Trevors, J. T. & Boland, G. J. (2006). A polyphasic approach for assessing maturity and stability in compost intended for suppression of plant pathogens. Applied Soil Ecology 34, 65-81.

� Brewer L.J.et Sullivan D.M. (2003). "Maturity and stability evaluation of composted yards trimmings." Compost Science & Utilization 11 (2): 96-112.

� Brinton, W. F. and E. Evans. (2000). Plant performance in relation to depletion, CO2-rate and volatile fatty acids in container media composts of varying maturity

� Broadbent, F. E. and K. B. Tyler. (1962). Laboratory and greenhouse investigations of nitrogen immobilization. Soil Sci.Soc.Amer. Proc., 26:459-462.

� Busnot A., Busnot F., Le Querler J.F., Yazbeck J. (1995). Caractérisation de matériel humique, d’origine terrestre de la région Bas-Normande. Thermochimica Acta, 254, 319-330.

� Campitelli, P. A., Velasco, M. I. , Ceppi, S. B. 2006. Chemical and physicochemical characteristics of humic acids extracted from compost, soil and amended soil. Talanta 69, 1234-1239.

� Canet, R. and F. Pomares. (1995). Changes in physical, chemical and physico-chemical parameters during the composting of municipal solid wastes in two plants in valencia. Bioressource Technology, 51:259-264.

� Cayuela, M. L., Sanchez-Monedero, M. A., Roig, A. (2006). Evaluation of two different aeration systems for composting two-phase olive mill wastes. Process Biochemistry 41, 616-623.

� Celesta Lab. (2010). Exemple d’une analyse réalisée par les Chambres d’agriculture du LR sur un échantillon régional.

� Changa, C. M., Wang, P., Watson, M. E., Hoitink, H. A. J. et Michel Jr, F. C. (2003). Assessment of the reliability of a commercial maturity test kit for composted manures. Compost Science and Utilization 11, 125-143.

� Chapman SJ. (1987) Microbial sulphur in some Scottish soils. Soil Biol Biochem 19: 301-305

� Charnay, F. (2005). Compostage des déchets urbains dans les Pays en Développement. Elaboration d’une démarche méthodologique pour une production pérenne de compost, Thèse de Doctorat, Université de Limoges, p 277.

� Chedly ABDELLY. (2007). Bioremédiation / Phytoremédiation, p6

� Chefetz, B., P. G. Hatcher, Y. Hadar, and Y. Chen. (1996). Chemical and biological characterization of organic matter during composting of municipalsolid waste. J. Environ. Qual., 25:776-785.

� Chen, Y. N. (2003). Nuclear magnetic resonance, infra-red and pyrolysis: Application of spectroscopic methodologies to maturity determination of composts. Compost Science & Utilization 11, 152-168

� Chen, Y. et Y. Inbar. (1993). Chemical and spectroscopial analyses of organic matter transformations during composting in relation to compost maturity. In Science and Engineering of Composting: Design,Environmental, Microbiological and Utilization Aspects, Harry A.J. Hoitink and Harold M.Keener ed. (The Ohio State University).551-600

� Chéneby D., Nicolardot B., Godden B. & Penninckx M.1994. Mineralization of composted 15N-labelled farmyard manure during soil incubations. Biological Agriculture and Horticulture, 10, 255-264.

� Chikae, M., Kerman, K., Nagatani, N., Takamura, Y. et Tamiya, E. 2007. An electrochemical on-field sensor system for the detection of compost maturity. Analytica Chimica Acta 581, 364-369.

� Codex Oenologique International: “Ammonium (Sulfat D’) Ammonium Sulfuricum”, Resolution OENO 16/2000, p112, avril 2001.

� Comité d’Orientation pour des Pratiques Agricoles Respectueuse de l’Environnement (CORPEN). (2006). « Les émissions d’ammoniac d’origine agricole dans l’atmosphère », brochure p112.

� CRAAQ. (2003). Guide de référence en fertilisation, 1re Édition, CRAAQ, Québec, Canada, p294.

� Crippa L.et Zaccheo P.(1995). Effect of composting on short-term transformations in soil of 15N-labelled plant residues. Soil Biol.Biochem., 27 (2), 247-250.

� Cunha-Queda, A. C., Ribeiro, H. M., Ramos, A. & Cabral, F. In Press. Study of biochemical and microbiological parameters during composting of pine and eucalyptus bark. Bioresource Technology.

� Das K.C., Smith M.C., Gattie D.K. et Hale Boothe D.D. (2002). "Stability and quality of municipal solid waste compost from landfill aerobic bioreduction process." Advances in Environmental Research 6: 401-409.

� Das, K. and H. M. Keener. (1997). Moisture effect on compaction and permeability in composts. J. Environ.Engn., 123, 3:275-281.

� de Bertoldi, M., G. Vallini, and A. Pera. (1983). The biology of composting: a review. Waste Management & Research, 1:157-176.

� de Haan, S. 1981. Results of municipal waste compost research over more than fifty years at the Institute for Soil Fertility at Haren/Gorningen, the Netherlands. Neth. J. agric. Sci, 29:49-61.

� de Vleesschauwer, D., O. Verdonck, and P. Van Assche. (1981). Phytotoxicity of refuse compost. BioCycle, 22, 1:44-47.

� Derenne, S. and C. Largeau. (2001). A review of some important families of refractory macromolecules: composition, origin, and fate in soils and sediments. Soil Sci., 166, 11:833-847.

� Derla N. Bekayo. (2003). L’utilisation du compost est-elle une solution pour une production agricole durable des savanes africaines ? p12

� Diaz-Burgos, M. A., B. Ceccanti, and A. Polo. (1993). Monitoring biochemical activity during sewage sludge composting. Biol. Fertil. Soils, 16:145-150.

� Dinel, H., M. Schnitzer, and S. Dumontet. (1996). Compost maturity: Extractable lipids as indicators of organic matter stability. Compost Science & Utilization, 4, 2:6-12.

� Diot F (1991) : Contribution à l’étude de la dynamique du soufre en sols cultivés lorrains. Thèse Institut National Polytechnique de Lorraine, 149 pages

� Diot F, Vong PC, Frossard E, Jacquin F (1988). Dynamique du soufre en sols cultivés lorrains: influence des conditions pédoclimatiques et de fertilisation azotée. COMIFER, 3ième Forum National de la Fertilisation Raisonnée, Nancy, 59-62

� Djakovitch, J. L. (1988). Mise au point d'une méthode de détermination rapide du coefficient isohumique de matériaux organiques utilisables pour l'amendement des sols. Mémoire de fin d'études. CNAM, p208

� Duchaufour P. (1997). Abrégé de pédologie. Sol, Végétation, Environnement. (eds Masson ). Dynamic transformation of sewage sludge and farmyard manure components.1.content of humic substances and mineralisation of organic carbon and nitrogen in incubated soils. Agriculture Ecosystems and Environment, 58:121-126.

� Eklind, Y. and H. Kirchmann. (2000a). Composting and storage of organic household waste with different litter amendments. I: carbon turnover. Bioressource Technology, 74:115-124.

� Eklind, Y. and H. Kirchmann. (2000b). Composting and storage of organic household waste with different litter amendments. II: nitrogen turnover and losses. Bioressource Technology, 74:125-133.

� Eleazer W.E, Odle W.S, Wang Y.S, Barlaz A. (1997). Biodegradability of Municipal Solid Waste Components in Laboratory Scale Landfills. Envoronmental Science and Tehcnology, vol. 31 (3), pp. 911 - 917.

� EMEP / CORINAIR. (2002). Emission Inventory Guidebook, p16

� Eriksen J, Murphy MD, Schnug E (1998). The Soil Sulphur Cycle. In: Sulphur in Agroecosystems. E Schnug (Ed) , Kluwer, Dordrectht, The Netherlands 39-73

� Eriksen, G. N, F. J. Coaleand, and G. A. Bollero. (1999). Soil nitrogen dynamics and maize production in municipal solid waste amended soil. Agron. J., 91:1009-1016.

� Eyheraguibel Boris. (2004). Caractérisation des substances humiques Biomimétiques - effets sur les végétaux. Thèse 3ème cycle, Institut National Polytechnique de Toulouse, 230 p

� Faouzia ACHOUR. (2008) . Caractérisation de la matière organique dans les ordures ménagères. Recherche d’indicateurs de stabilité

� Feller C., Ganry F. (1981). Décomposition et humification des résidus végétaux dans un agro-système tropical. III. Effet du compostage et de l'enfouissement de divers résidus de récolte sur la répartition de la matière organique dans différents compartiments d'un sol sableux. Documents CNRA Bambey, p.13

� Feller C. (1994). La matière organique du sol, un indicateur potentiel de la durabilité des systèmes de culture dans les zones tropicales arides et sub-arides de l’Afrique de l’Ouest. In Réseau Erosion Bulletin 14, ORSTOM, p. 82-97.

� Feller, C. (1993). Organic inputs, soil organic matter and functional soil organic compartments in low activity clay soils in tropical zones, K. Mulongoy and R. Mercks eds/Ed.

� Fermor, T. R. (1993). Applied aspects of composting and bioconversion of lignocellulosic materials: an overview. International Biodetermination and Biodegradation, 31:87-106.

� Finstein M.S. et M.L. Morris (1975). Microbiology of municipal solid waste composting. Adv. Appl. Microbiol. 19, 113-151.

� Finstein, M. S. et Morris, M. L. 1975. Microbiology of municipal solid waste composting. Advances in Applied Microbiology 19, 113-151.

� Firestone m .k. (1982). Biological denitrification. In Nitrogen in agricultural soils (Edited by F.J. Stevenson), p. 289-326. Agronomy Monograph n°22, Madison Wisconsin, U.S.A.

� Fontaine, S., Mariotti, A. et Abbadie, L. (2003). The priming effect of organic matter: a question of microbial competition. Soil Biology and Biochemistry 35, 837-843.

� Forster, J. C., W. Zech, and E. Würdinger. (1993). Comparison of chemical and microbial methods for the characterization of the maturity of composts from contrasting sources. Biology and Fertilility of. Soils 16, 93-99.

� Forster, J. C., W. Zech, and E. Würdinger. (1993). Comparison of chemical and microbial methods for the characterization of the maturity of composts from contrasting sources. Biol. Fertil. Soils, 16:93-99.

� Francois V. (2004). "Détermination d'indicateurs d'accélération et de stabilisation de déchets ménagers enfouis. Etude de l'impact de la recirculation de lixiviats sur colonnes de déchets". Laboratoire des Sciences de l'Eau et de l'Environnement. Limoges, France, Faculté des Sciences et Techniques: 185.

� Francou, C. (2003). Stabilisation de la matière organique au cours du compostage de déchets urbains : Influence de la nature des déchets et du procédé de compostage – Recherche d’indicateurs pertinents, Thèse de Doctorat, Institut national agronomique Paris- Grigon, 289p.

� Freney JR (1986). Forms and reactions of organic sulfur compounds in soils. In M. A. Tabatabai(Ed.): Sulfur in Agriculture. Agron. Monogr. 27. ASA, Madison, WI, pp. 207-232

� Freney JR, Melville GE, Williams CH. (1971) .Organic sulphur fractions labelled by addition of 35S-sulphate to soil. Soil Biol Biochem 3: 133-141

� G.R.E.T. (1979) : Biomass : Comparaison des valorisations des pailles de riz, mil, de coques d'arachide. Ministère de la Coop. Française.

� Gagnon, B., R R.Simard, R. Robitaille, M. Goulet, and R. Rioux. (1997). Effect of composts and inorganic fertilizers on spring wheat growth and N uptake. Can. J. Soil. Sci., 77:487-495.

� Garcia A.J., Esteban M.B., Marquez M.C. et Ramos P. (2005). "Biodegradable municipal solid waste: characterization and potential use as animal feedstuffs." Waste Management in press

� Garcia, C., T. Hernandez, F. Costa, and J. A. Pascual. (1992). Phytotoxicity due to the agricultural use of urban wastes. Germination experiments. J. Sci. Food Agric., 59:313-319.

� Garcia-Gomez, A., M. P. Bernal, and A. Roig. (2003). Carbon mineralisation and plant growth in soil amended with compost samples at different degrees o maturity. Waste Management & Research, 21:161-171.

� Gautheyrou, J., Gautheyrou, M. (1974). Dosage simultané de l'azote ammoniacal et nitrique dans les sols. Contribution à l'étude de la dynamique de l'azote. ORSTOM. 367-391.

� Ghani A, McLaren RG, Swift RS (1992). Sulphur mineralisation and transformations in soils as influenced by additions of carbon, nitrogen and sulphur. Soil Biol Biochem 24: 331-341

� Ghislain Jutras, 2003. Guide de l’interprétation d’une analyse du sol, mémento de l’agronome CIRAD GRET p.804

� GIEC. (2007). Guide Facteur d’Emission version 5.00

� Giovanelli J (1990). Regulation of cysteine and methionine biosynthesis. In: Sulphur Nutrition and Sulphur Assimilation in Higher Plants. Rennenberg H, Brunold C, De Kok LJ, Stulen I (Eds) SPB Acad. Publ., The Hague, 33

� Gobat J.M., Aragno M., Matthey W. (1998). Le sol vivant. Bases de la Pédologie. Presse polytechniques Universitaires Romandes. Collection Gérer l’environnement N° 14. Lausanne, Suisse. p 519.

� Godden B. (1986). "Les tests enzymatiques et chimiques de maturité des composts." Compost Information 22: 20-24.

� Godin P. (1981). Fermentation et maturité des composts urbains. Compost-information, 6:2-3

� Gouleuke, C.G. (1977). Composting: a review of rationale, principles and public health. Compost Sci; 17, 11-15.

� Gouleuke, C.G. (1979). The biological approach to solid Waste management. Compst Sci; 18,4-9.

� Goyal, S., Dhull, S. K. et Kapoor, K. K. (2005). Chemical and biological changes during composting of different organic wastes and assessment of compost maturity. Bioresource Technology 96, 1584-1591.

� Hadas, A. and R. Portnoy. 1994. Nitrogen and carbon mineralization rates of composted manures on incubated soil. J. Environ. Qual., 23:1184-1189.

� Hadas, A. and R. Portnoy. 1997. Rates of decomposition in soil and release of available nitrogen from cattle manure and municipal waste compost. Compost Science & Utilisation, 5, 3:48-54.

� Harada, Y., A. Inoko, M. Tadaki, and T. Izawa. 1981. Maturing process of city refuse compost during piling. Soil Sci.Plant. Nutr., 27, 3:357-364.

� Hartz, T. K. and C. Giannini. (1998). Duration of composting of yard wastes affects both physical and chemical characteristics of compost and plant growth. HortScience, 33, 7:1192-1196.

� Harward ME, Reisenauer HM. (1966). Reactions and movement of inorganic soil sulfur. Soil Science 101: 326-335

� Hassen, A., Belguith, K., Jedidi, N., Cherif, A., Cherif, M. et Boudabous, A. (2001). Microbial characterization during composting of municipal solid waste. Bioresource Technology p80, 217-225.

� Haug, R. T. 1993. The Practical Handbook of Compost Engineering, Lewis eds, p. 752,USA

� Haug,R .T. (1980). Compost Engineering: Principles and Practice. Ann Arbor, MI. p.655

� He, X. T., S. J. Traina, and J. L. Terry. (1992). Chemical properties of municipal solid waste composts. J. Environ Qual., 21:318-329

� Helfrich, P., B. Chefetz, Y. Hadar, Y. Chen, and H. Schnabl. (1998). A novel methode for determining phytotoxicity in composts. Compost Science &Utilization, 6, 3:6-13.

� Hellmann, B., Zelles, L., Palojarvi, A. et Bai, Q. Y. 1997. Emission of climate-relevant trace gases and succession of microbial communities during open-window composting. Applied and Environmental Microbiology 63, 1011-1018.

� Henin, S. and M. Dupuis. (1945). Essai de bilan de la matière organique du sol. Annales agronomiques,17-29

� Henriksen, T. M. and T. A. Breland. (1999). Evaluation of criteria for describing crop residue degradability in a model of carbon and nitrogen turnover in soil. Soil Biol.Biochem., 31:1135-1149.

� Hirai, M. F., A. Katayama, and H. Kubota. (1986). Effect of compost maturity on plant growth. BioCycle, 27:58-61.

� Houot S. and. Francou, C. 2000. Utilisation des composts d'origine urbaine en agriculture. Enquête auprès des chambres d'agriculture, p.67.

� Houot S., Francou C., Verge-Leviel C., Michelin J., Bourgeois S., Linères M., Morel P., Parnaudeau V., Le Bissonnais Y., Dignac M.-F., Dumat C., Cheibar A. et Poitrenaud M. (2004). "Valeur agronomique et impacts environnementaux de composts d'origine urbaine: variation avec la nature du compost." Dossier de l'environnement de l'INRA 25: 107-124.

� Houot, S. (2002). Gestion des déchets organiques hors effluents d'élevage et résidus de récoltes. In Stocker du carbone dans les sols agricoles de France? Rapport d'expertise réalisé par l'INRA à la demande du Ministère de l'Ecologie et du Développement Durable, edited by INRA INRA ed.148-152

� Houot, S., C. Francou, and C. Vergé-Leviel. (2001). Gestion de la maturité des composts: conséquence sur leur valeur agronomique et leur innocuité. Les nouveaux défis de la fertilisation raisonnée; Actes des 5èmes rencontres de la fertilisation raisonnée et de l'analyse de la terre. Palais des Congrès de Blois. 27-29 novembre 2001. Ed. G.Thevenet (Comifer) et A.Joubert (Gemas).

� Houot, S., D. Clergeot, J. Michelin, C. Francou, S. Bourgeois, G. Caria, et H. Ciesielski. (2002). Agronomic value and environmental impacts of urban composts used in agriculture. In Microbiology of Composting, H.Insam,N.Riddech,S.Klammer ed. ( Springer-Verlag Berlin Heidelberg).457-472

� Houot, S., J. Da -Silveira, B. Gabrielle, S. Génermont, J. Michelin, J. N. Rampon, and M. Le Villio-POitrnaud. (2003). N dynamics in a long term field experiment after

3 years of compost application: variation with compost origin. Paper presented at ORBIT. Reprint: <12 Reprint Status>

� Hsu, J.-H. et Lo, S.-L. (1999). Chemical and spectroscopic analysis of organic matter transformations during composting of pig manure. Environmental Pollution 104, 189-196.

� Huang, G. F., Wu, Q. T., Wong, J. W. C. et Nagar, B. B. (2006). Transformation of organic matter during co-composting of pig manure with sawdust. Bioresource Technology 97, 1834-1842.

� Iakimenko, O., E. Ottabong, L. Sadovnikova, J. Persson, I. Nilsson, D. Orlov, and Y. Ammosova. (1996). Dynamic transformation of sewage sludge and farmyard manure components.1.content of humic substances and mineralisation of organic carbon and nitrogen in incubated soils. Agriculture Ecosystems and Environment, 58:121-126.

� Iannotti, D. A., M. E Grebus, B. L. Toth, L. V. Madden, and A. J. Hoitink. (1994). Oxygen respirometry to assess stability and maturity of composted municipal solid waste. J. Environ. Qual., 23:1177-1183.

� Iglesias-Jimenez, A. and C. E. Alvarez. (1993). Apparent avaibility of nitrogen in composted municipal refuse. Biol. Fertil. Soils, 16:313-318.

� Iglesias-Jimenez, E. and V. Perez-Garcia. 1989. Evaluation of city refuses compost maturity: A review. Biological Wastes, 27:115-142.

� Inbar, Y., Y. Chen, and Y. Hadar. (1990a). Humic substances formed during the composting of organic matter. Soil Sci.Soc.Am. J., 54:1316-1323.

� INERIS. (2006). « Cycle de soufre dans le sol », volume A, p74

� ITAB. (2001). « Guide des matières organiques », tome 1, p238

� ITAB. (2001). « Guide des matières organiques », tome 2, p91

� ITADA. (2001). Disponibilité de l’azote des composts utilisés en Agriculture Biologique, rapport final du projet 1.2.3

� Itavaara, M., O. Venelampi, M. Vikaman, and A. Kapanen. (2002). Compost maturity - Problems associated with testing. In Microbiologuy of composting, H.Insam, N.Riddech, S.Klammer ed. ( Springer-Verlag Berlin Heideberg).373-382

� J. Gagnon. (2009). Impact des différentes formes d’azote (Urée, NH4 +, NO3

-) sur la croissance des plants et sur le lessivage des engrais. Session sur la formlatrion des nutritions minérales sur les plantes forestières

� Jedidi, N., O Van Cleemput, and A. M'Hiri. (1995). Quantification des processus de minéralisation et d'organisation de l'azote dans un sol en présence d'amendements organiques. Can. J. of Soil Sci., 75:85-91

� Jimenez, E. I. and Garcia, V. P. (1991). Composting of Domestic Refuse and Sewage-Sludge .1. Evolution of Temperature, pH, C/N Ratio and Cation-Exchange Capacity. Resources Conservation and Recycling 6, 45-60.

� Jouraiphy, A., Amir, S., El Gharous, M., Revel, J.-C. & Hafidi, M. (2005).

Chemical and spectroscopic analysis of organic matter transformation during composting of sewage sludge and green plant waste. International Biodeterioration & Biodegradation 56, 101-108.

� Kanal, A. and P. Kuldkepp. (1993). Direct and residual effect of different organic fertilizers on potato and cereals. J. Agronomy & crop science, 171:185-195.

� Kapetanios, E. G, M. Loizidou, and G. Valkanas. (1993). Compost production from greek domestic refuse. Bioressource Technology, 44:13-16.

� Kelly R.J. (2002). Solid waste biodegradation enhancements and the evaluation of analytical methods used to predict waste stability. PhD. Thesis in Environmental science and engineering, Faculty of Virginia Polytechnic Institute and State University p.65

� Kertesz MA .(1999). Riding the sulphur cycle – metabolism of sulphonates and sulphate esters in Gram-negative bacteria. FEMS Microbiol Rev 24; 135-175

� Kilbertus G. Brousse J.F. (1983). Quelques paramètres permettant de contrôler et de hâter la maturation des composts d'écorce. Compost Information, 12, 4-11

� Kirchmann H, Pichlmayer F, Gerabek MH (1996).Sulfur balances and sulfur34 abundance in a long term fertiliser experiment. Soil Science Soc Am J 59: 174-178

� Kirchmann, H. and P. Widen. (1994). Separately collected organic household wastes. Swedish J.agric. Res., 24:3- 12.

� Klamer, M, Baath, E. (1998) Microbial community dynamics during composting of straw material studied using phospholipid fatty acid analysis FEMS Microbiology Ecology, 27, 9-20.

� Kögel-Knaber, I. (2002). The macromolecular organic composition of plant and microbial residues as inputs to soil organic matter. Soil Biol.Biochem., 34:139-162.

� Kostov, O., G. Petkova, and O. Van Cleemput. (1994). Microbial indicators for sawdust and bark compost stability and humification process. Bioressource Technology, 50:193-200.

� Kurisu, F., Satoh, H., Mino, T. and Matsuo, T. (2002). Microbial community analysis of thermophilic contact oxidation process by using ribosomal RNA approaches and the quinone profile method. Water Research 36, 429-438.

� Kylefors K, Andreas L, Lagerkvist A. (2003). A comparison of Small-Scale, Pilot-Scale and Large-Scale Tests for Predicting Leaching Behaviour of Landfilled Wastes. Waste management vol. 23 (1), p. 45 - 59.

� Lasaridi, K. E. and A. I. Stentiford. (1998). A simple respirometric technique for assessing compost stability. Wat.Res., 32:3717-3723.

� Lashermes G., Houot S., Nicolardot B., Parnaudeau V., Morvan T., Linères M., Mary B., Thuriès L.,Metzger L., Villette C., Tricaud A., Guillotin M.L. (2005) Caractérisations des produits résiduaires organiques : une base de données pour la

définition de classes de produits opérationnelles. 7èmes rencontres de la fertilisation raisonnée et de l'analyse de terre « Fertilisation et Société » GEMAS COMIFER, Blois (France), 15-16 Novembre

� Lashermes G., Houot S., Nicolardot B., Parnaudeau V., Mary B., Morvan T., Chaussod R., Linères M., Metzger L., Thuriès L., Villette C., Tricaud A., Guillotin M.L. (2007). Apport de matières organiques exogènes en agriculture : indicateur de potentialité de stockage de carbone dans les sols et définition de classes de disponibilité d’azote’, Echo MO, 05-2007.

� Lashermes G., Nicolardot B., Parnaudeau V., Thuries L., Chausod R., Guillotin M.L., Linères M., Metzger L., Morvan T., Tricaud A ., Vilette C., Houot S. (2009). Indicator of potential residual carbon in soils after exogenous organic matter. European Journal of Soil Science 60, 297-310.

� Leclerc B. (2001). Guide des matières organiques. (eds Guide Technique de l’ITAB),

� Leclerc B., (1995). Guide des matières organiques, Fertilité des sols - Ressources - Gestion -Fiches techniques. ITAB – Paris

� Liang C., Das K.C. & McClendon R.W. (2003). The influence of temperature and moisture contents regimes on the aerobic microbial activity of a solids composting blend. Bioresource Technology 86: 131-137.

� Linères, M. and J. L. Djakovitch. (1993). Caractérisation de la stabilité biologique des apports organiques par analyse biochimique. Matières organiques et agriculture. Actes des 4èmes journées du GEMAS et du 5ème forum du COMIFER. Blois, France. Ed. Decroux et Ignazi, 159-168.

� Lynch, J. M. (1992). Substrate availability in the production of composts. In Science and Engineering of Composting: Design, Environmental, Microbiological and Utilization Aspects, The Ohio State University Press eds, p. 24-35, Columbus.

� Madeleine Inckel. (2005). « Fabrication et utilisation de compost », p 44-56.

� MAEP-UPDR. (2008). Programme Sectoriel Agricole (PSA), p34.

� Maillard, L. C. 1913. Genèse des matières protéiques et des matières humiques - Action de la glycérine et des sucres sur les acides aminés, p. 440, Faculté de Médecine de Paris

� Mamo, M., C. J. Rosen, and T. R. Halbach. (1999). Nitrogen avaibility and leaching from soil amended with municipal solid waste compost. J. Environ. Qual., 28:1074-1082.

� Marc Lacharme. (2001). « La fertilisation minérale du riz », fascicule n°6, p18-22.

� Mathur, S. P., H. Dinel, G. Owen, M. Schnitzer, and J. Dugan. (1993). Determination of compost biomaturity. II.Optical density of water extracts of compost as a reflexion of their maturity. Biological Agriculture and Horticulture, 10:87-108.

� Maynard DG, Stewart JWB, Bettany JR (1983). Sulphur and nitrogen mineralisation in soils compared using two incubation techniques. Soil Biol Biochem 15: 251-256

� Mbuligwe, S. E., Kassenga, G. R., Kaseva, M. E. and Chaggu, E. J. 2002. Potential and constraints of composting domestic solid waste in developing countries: findings from a pilot study in Dar es Salaam, Tanzania. Resources Conservation and Recycling 36, 45-59.

� Metzger, L., M. Mustin, A. Blouet, M. Benoit, and M. Koutaba. (2002). Compost. Etude préalable à l'élaboration d'un programme de recherche européen pour l'étude des choix des matières premières, des procédés de compostage et des usages agricoles des composts. POLE d'ASPACH- SADEF recherche,31.

� Michel, F. C. and C. A. Reddy. (1998). Effect of oxygenation level on yard trimmings composting rate, odor production, and compost quality in bench-scale reactors. Compost Science & Utilization, 6, 4:6-14.

� Miller, F. C., E. R. Harper, and B. J. Macauley. (1989). Field examination of temperature and oxygen relationships in mushroom composting stacks-consideration of stack oxygenation based on utilisation and supply. Aust. J. Exp.. Agri., 29:741-750

� Mondini, C., Fornasier, F. and Sinicco, T. (2004). Enzymatic activity as a parameter for the characterization of the composting process. Soil Biology and Biochemistry 36, 1587-1594.

� Morel, J. L., A. Guckert, B. Nicolardot, D. Benistant, G. Catroux, and J. C. Germon. (1986). Etude de l'evolution des caractéristiques physico-chimiques et de la stabilité biologique des ordures ménagères au cours du compostage. Agronomie, 6, 8:693-701.

� Morel, J. L., A. Guckert, B. Nicolardot, D. Benistant, G. Catroux, and J. C. Germon. (1986). Etude de l'évolution des caractéristiques physico-chimiques et de la stabilité biologique des ordures ménagères au cours du compostage. Agronomie, 6, 8:693-701.

� Morvan B. (2000). Méthode de caractérisation des déchets ménagers : analyse sur produit sec. Déchets - Sciences et Techniques 20: 9-11.

� Mustin M. (1987). Le compostage, gestion de la matière organique. (eds François Dubusc ), p954

� Navarro, A. F., J. Cegarra, A. Roig, and D. Garcia. (1993). Relationships between organic matter and carbon contents of organic wastes. Bioressource Technology,203-207.

� N'Dayegamiye, A., R. Royer, and P. Audess. (1997). Nitrogen mineralization and availability in manure composts from Québec biological farms. Can. J. of Soil Sci., 77:345-350.

� Ndira Victor. (2006). Substances humiques du sol et du compost analyse élémentaire et groupements atomiques fictifs : vers une approche thermodynamique, p48

� Nelson, D. W. and Sommers, L. E. (1996). Total Carbon, Organic Carbon and Organic Matter, In Methods of soil analysis. Part 3. Chemical methods, D.L., Sparks, J.M., Bartels & J.M. igham eds, Soil Sci. Soc. Am. Book Series: 5, p. 1390, Madison.

� Nicolardot, B., J. C. Germon, R. Chaussod, and G. Catroux. (1982). Une technique simple pour déterminer la maturité des composts urbains. Compost-Information, 10:2-4.

� Nicolardot, B., R Chaussod, J. L. Morel, A. Guckert, D. Benistant, Ctroux G., and J. C. Germon. (1986). Appréciation simple de la maturité des composts urbains en relation avec leurs effets sur la production végétale. Agronomie, 6, 9:819-827

� Olivier Goujard. (2007). Soufre et fertilisation: approche bilancielle, besoins et recommandations

� P. Hubert. (2003). Technique de production de quelques espèces potagères à développer sur la Côte Est de Madagascar, Tome 2, « cultures spéciales » (Projet MAG/87/003)

� Peres C.S., Sanchez C.R., Matumoto C., Schimidell W. (1992). Anaerobic biodegradability of the organic fraction of the organic componens of municipal solid wastes (OFMSW). Water Sci. Tech, vol. 25, p. 285 - 294.

� Pichler, M. and I. Kögel-Knabner. (2000). Chemolytic analysis of organic matter during aerobic and anaerobic treatment of minicipal solid waste. J. Environ. Qual., 29:1337-1344.

� Piéri, C. (1989). Fertilité des terres de savanes. Bilan de 30 ans de recherche et de développement agricole au sud du Sahara. Montpellier, France.

� Provenzano, M. R., N. Senesi, and G. Piccone. (1998). Thermal and spectroscopic characterization of composts from minicipal solid wastes. Compost Science & Utilization, 6, 3:67-73.

� RECORD. (2002). Aide à la définition des déchets dits biodégradables, fermentescibles, méthanisables, compostable.

� Recous, S, B. Mary, and G. Faurie. (1990). Microbial immobilization of ammonium and nitrate in cultivated soils. Soil Biol.Biochem., 22, 7:913-922.

� Rémy ALBRECHT. (2007). Co-compostage de boues de station d’épuration et de déchets verts: nouvelle méthodologie du suivi des transformations de la matière organique

� Rice, C. W. and J. M. Tiedje. (1989). Regulation of nitrate assimilation by ammunium in soils and in isolated soil microorganisms. Soil Biol.Biochem., 4, 597-602.

� Riffaldi et al. (1986). Le traitement des déchets. p 89.

� Riffaldi, R., R. Levi-Minzi, A. Pera, and M. de Bertoldi. (1986). Evaluation of compost maturity bymeans of chemical and microbial analyses. Wastes management & research, 4:387-396.

� Rivero, C., Chirenje, T., Ma, L. Q. and Martinez, G. (2004). Influence of compost on soil organic matter quality under tropical conditions. Geoderma 123, 355-361.

� Robert, M. Jansson, S. L., M. J. Hallam, and W. V. Bartholomew. (1955). Preferential utilization of ammonium over nitrate by micro-organisms in the decomposition of oat straw. Plant and Soil, 4:383-390.

� Robert,M. (1996). Le sol: interface dans l'environnement, ressource pour le développement. (eds Masson ), p241

� Robertson, F. A. and W. C. Morgan. (1995). Mineralization of C and N in organic materilas as affected by duration of composting. Aust. J. Soil. Res., 33:511-524.

� Robin, D. (1997). Intérêt de la caractérisation biochimique pour l'évaluation de la proportion de matière organique stable après décomposition dans le sol et la classification des produits organo-minéraux. Agronomie, 17:157-171.

� Roletto, E., R. Barberis, M. Consiglio, and R. Jodice. (1985a). Chemical parameters for evaluating compost maturity. BioCycle, 26:46-47.

� Roletto, E., R. Chiono, and E. Barberis. (1985b). Investigation on humic matter from decomposing poplar bark. Agricultural Wastes 12, 12:261-272.

� Rynk, R. (2003). The art in the science of composting. Compost Science & Utilization, 11, 2:94-95.

� Saggar S, Bettany JR, Stewart JWB (1981a).Measurement of microbial sulphur in soil. Soil Biol Biochem 13: 493-498

� Saharinen, M. H. (1998). Evaluation of changes in CEC during composting. Compost Science & Utilization, autumn: 29-37.

� Sanchez, L., J. A. Diez, A. Polo, and R. Roman. (1997). Effect of timing of application of municipal solid waste compost on N availibility for crops in central spain. Biol. Fertil. Soils, 25:136-141.

� Sanchez-Monedero, M. A., A. Roig, C. Paredes, and M. P. Bernal. (2001). Nitrogen transformation during organic waste composting by the rugers system and its effects on pH, EC, and maturity of the composting mixtures. Bioressource Technology, 78:301-308.

� Sanchez-Monedero, M. A., Roig, A., Cegarra, J. and Bernal, M. P. (1999). Relationships between water-soluble carbohydrate and phenol fractions and the humification indices of different organic wastes during composting. Bioresource Technology 70, 193-201.

� Saviozzi, A., R. Levi-Minzi, and R. Riffaldi. (1988). Maturity evaluation of organic waste. BioCycle, 29:54-56

� Scaglia, B., F. Tambone, P. Luigi Genevini, and F. Adani. (2000). Respiration index determination: Dynamic and static approaches. Compost Science & Utilization, 8, 2:90-98.

� Sequi P., Denobili M., Leita L. and Cercignani G. (1986). A new index of humification. Agrochimica, vol. 30, p. 175-179.

� Serra-Wittling, C. (1995). Valorisation de composts d'ordures ménagères en protection des cultures: Influence de l'apport de composts sur le développement des maladies d'origine tellurique et le comportement de pesticides dans un sol. Mémoire de thèse pour l'obtention du diplôme de docteur de l'INA-PG, p220.

� Sharma, V. K., Canditelli, M., Fortuna, F. and Cornacchia, G. (1997). Processing of urban and agro-industrial residues by aerobic composting: Review. Energy Conversion and Management 38, 453-478.

� Sidhu, J., R. A. Gibbs, G. E. Ho, and I. Unkovich. (1999). Selection of Salmonella Typhimurium as an indicator for pathogen regrowth potential in composted biosolis. Letters in Applied Microbiology, 29:303-307.

� Sikora, L. J. and N. K. Enkiri. (2001). Uptake of 15N fertilizer in compost-amended soils. Plant and Soil, 235:65-73.

� Sikora, L. J. and Yakovchenko.V. (1996). Soil organic matter mineralization after compost amendment. Soil Sci.Soc.Am. J., 60:1401-1404

� Smars, S., B. Beck-Friis, H. Jonsson, and H. Kirchmann. (2001). An advanced experimental composting reactor for systematic simulation studies. J.agric.Engng Res., 78, 4:415-422.

� Soltner D., (1996). Les bases de la production végétale. Tome I : le sol et son amélioration. Editions Sciences et Techniques Agricoles. 21ème édition. Ste-Gemmes-sur-Loire. 466 pp.

� Soumaré, M., F. M. G. Tack, and M. G. Verloo. (2003). Effects of a municipal solid waste compost and mineral fertilization on plant growth in two tropical agricultural soils of Mali. Bioressource Technology, 86:15-20.

� Spohn, E. (1978). Determination of compost maturity. Compost Science/ Land Utilization, may-june: 26-27.

� Stanford, G., J. N. Carter, and S. J. Smith. (1974.) Estimates of potentially mineralizable soil nitrogen based on short-term incubations. Soil Sci.Soc.Amer. Proc., 38:99-102.

� Stentiford, E. I. (1996). Diversity of composting systeme. In Science and Engineering of Composting, de Bertoldi et al. ed. ( Blackie Academic and Professionnal, Bologne).p95

� Stevenson F.J. (1982). Extraction, fraction and general chemical composition of soil organic matter. In Stevenson FJ, editor. Humus Chemistry, Genesis, Composition, Reactions. John Wiley and Sons, New York.

� Stevenson FJ (1986). Cycles of soil: carbon, nitrogen, phosphorus, sulfur, micronutrients. John Wiley & Sons (Eds) 285-320

� Stevenson, F. J. (1994). Humus Chemistry: Genesis, Composition, Reactions (second ed.), John Wiley & Sons eds, pp. 521, New York

� Studer R (1984). Le soufre, élément fertilisant secondaire. Techniques Agricoles 1270 : 1-6

� Sugahara, K. and A. Ionoko. (1981). Composition analysis of humus and

characterizatuion of humic acid obtained from city refuse compost. Soil Sci. Plant Nutri., 27, 2:213-224.

� Sugahara, K., Y. Harada, and A. Inoko. 1979. Color change of city refuse during composting process. Soil Sci.Plant. Nutr., 25, 2:197-208.

� Tabatabai MA, Al-khafaji AA (1980). Comparison of nitrogen and sulphur mineralization in soils. Soil Sci SocAm J 44:1000-1006

� Tabatabai MA, Bremer (1970). Analyzing for sulfur. Agronomy 62: 805-809.

� Tang, J.-C., Kanamori, T., Inoue, Y., Yasuta, T., Yoshida, S. and Katayama, A. (2004). Changes in the microbial community structure during thermophilic composting of manure as detected by the quinone profile method. Process Biochemistry 39, 1999-2006.

� Tiejen, C. (1975). The potential of composting in developing countries. Compost Sci; 16, 6-7.

� Tiquia, S. M., Wan, J. H. C. and Tam, N. F. Y. (2002). Microbial population dynamics and enzyme activities during composting. Compost Science & Utilization 10, 150-161.

� Tomati, U., Madejon, E. and Galli, E. (2000). Evolution of humic acid molecular weight as an index of compost stability. Compost Science & Utilization 8, 108-115.

� Tremier, A., de Guardia, A., Massiani, C., Paul, E. and Martel, J. L. (2005). A respirometric method for characterising the organic composition and biodegradation kinetics and the temperature influence on the biodegradation kinetics, for a mixture of sludge and bulking agent to be co-composted. Bioresource Technology 96, 169-180.

� Tuomela, M., M. Vikman, A. Hatakka, and M. Itävaara. (2000). Biodegradation of lignin in a compost environment: a review. Bioressource Technology, 72:169-183.

� UNIFA. (2002). « La nutrition des plantes », p.104.

� UNIFA. (2005). Evolution de la fertilisation des sols agricoles 2003-2004 (Annexe 1).

� UNIFA. (2010). Rapport d’éléments des bilans soufre et azote et indicateur d’efficacité de l’azote minéral sur blé tendre. p 45.

� Vallini, G., A. Pera, M. Vadrighi, and F. Cecchi. (1993). Process contraints in source-collected vegetable waste composting. Wat. Sci.Tech, 28, 2:229-236.

� Van der Hoek K.W. (1998 a). Estimating ammonia emission factors in Europe: summary of the work of the UNECE ammonia expert panel. Atmospheric Environment, 32, (3), 315-316.

� Van der Hoek K.W., 1998 b. Nitrogen efficiency in global animal production. Environmental Pollution, 102, 127-132.

� van Fassen H .G. et van Dijkh (1979). Nitrogen conversions during the composting of manure/ straw mixtures. In Straw decay and its effects and on disposal and utilization. (Edited by GROSSBARD E. ), p.113-120.John Wiley& Sons, New-York, U.S.A.

� Van Soest, P. J. and R. H. Wine. (1967). Use of detergents in the analysis of fibrous feeds. IV. Determination of plant cell-wall constituents. Journal of A.O.A.C., 50, 1:50-55

� Van Soest, P. J. and R. H. Wine. (1968). Determination of lignin and cellulose in acid-detergent fiber with permanganate. Journal of A.O.A.C., 51, 4:780-785.

� Veeken A., Nierop K., De Wilde V., Hamelers B. (2000). Characterisation of NaOHextracted humic acids during composting of a biowaste. Bioresource Technology. 72, 33-41

� Veeken, A. and B. Hamelers. (2002). Sources of Cd, Cu, Pb and Zn in biowaste. Sci. Total Environ., 300:87-98.

� Veeken, A., Nierop, K., Wilde, V. d. and Hamelers, B. (2000). Characterisation of NaOH extracted humic acids during composting of a biowaste. Bioresource Technology 72, 33-41

� Venglovsky J., Sasakova N., Vargova M., Pacajova Z., Placha I., Petrovsky M. and Harichova D. (2005). Evolution of temperature and chemical parameters during composting of pig slurry solid fraction amended with natural zeolite." Bioresource Technology 96: 181-189

� Virginie FALINIRINA. (2010). Valorisation en agriculture des apports organiques contenus dans les déchets urbains: qualité des matières organiques et service ecosystemique. p56.

� Vis H, Goujard O (2005). Comprendre la place du soufre dans la fertilisation. In: Fertilisation et Société, Thévenet G et Faedy L (Eds), colloque Comifer-Gemas 117-127

� Vogtmannh . et Bessonj .M. (1978). European composting methods: treatment and use of farm yard manure and slurry. Compost science.19,15-19

� Waksman, S. A., T. C. Cordon, and N. Hulpoi. (1939). Influence of temperature upon the microbiological population and decomposition processes in composts of stable manure. Soil Sci..

� Walker K, Dawson C (2002). Sulphur fertiliser recommendations in Europe. Proceedings N° 504, International Fertiliser Society, York, UK, 20 pages

� Wang, P, Changa, C. M., Watson, M. E., Dick, W. A., Chen, Y. & Hoitink, H. A. J. (2004). Maturity indices for composted dairy and pig manures. Soil Biology and Biochemistry 36, 767-776.

� Willson G and Hummel. (1975). Conservation of nitrogen in dairy manure during composting. ln Proceedings of the 3rd international symposium on Managing livestock wastes ( Edited by American Society of Agricultural Engineers), p .490-496. Urbana-Champaign, St-Joseph, U. S.A.

� Willson, G. B. (1989). Combining raw materials for composting. BioCycle, 30:82-83.

� Witter E (1986) .The fate of nitrogen during high temperature composting of sewage

sludge- Straw mixtures Ph. D Thesis, Ashford Kent, University of London, U .K.

� Wolkowski, R. P. (2003). Nitrogen managment considerations for land spreading municipal solid waste compost. J. Environ. Qual., 32:1844-1850.

� Woods, L. E., C. V. Cole, L. K. Porter, and D. C. Coleman. (1987). Transformations of added and indigenous nitrogen in gnotobiotic soil: a comment on the priming effect. Soil Biol.Biochem, 19, 6:673-678.

� Wu J, O’Donnell AG, He ZL, Syers JK (1994). Fumigation-extraction method for the measurement of soil microbial biomass-S. Soil Biol Biochem 26: 117-125

� Wu, L. and L. Q. Ma. (2001). Effects of sample storage on biosolids compost stability and maturity evaluation. J. Environ. Qual..

� Wu, L., L. Q. Ma, and G. A. Martinez. (2000). Comparison of methodes for evaluating stability and maturity of biosolids compost. J. Environ. Qual., 29:424-429.

� Zhao FJ, Wu J, McGrath SP (1996a). Soil organic sulphur and its turnover. In: Humic Substances in the Terrestrial Ecosystems, Elsevier Science (Eds) 467-506

� Zucconi, F., A. Pera, and M. Forte. (1981). Evaluating toxicity of immature compost. BioCycle, 22:54-57.

ANNEXES

ANNEXES ANNEXE I : PLATE FORME D’ANTANANDAVA COUPE A2

PLATE FORME D’ANTANANDAVA VUE EN PLAN A2

ANNEXE II : FICHE DE SUIVI DE CHAQUE LOT DE COMPOS T

2011-2012

ANNEXE III : DETERMINATION DE L'AZOTE AMMONIACAL ET DES NITRATES

DANS LES SOLS ET/OU LES COMPOSTS : METHODE PAR TITRIMETRIE

I-APPAREILLAGE

- Agitateur mécanique

- Four à moufle

- Appareil Kjeltec (ou minéralisateur BD-20 ou 40)

II-RÉACTIFS ET ÉTALONS

L’eau utilisée pour la préparation des réactifs et des étalons est de l’eau distillée ou

déminéralisée.

- Chlorure de potassium, KCl

- Oxyde de magnésium, MgO

- Chlorure de calcium, CaCl2

- Alliage Devarda

- Acide chlorhydrique, HCl 0,01 N certifié

- Rouge de méthyle, C15H15N3O2

- Éthanol 95 %, C2H5OH

- Sulfate d'ammonium, (NH4)2SO4

- Nitrate de potassium, KNO3

- Solution de chlorure de potassium 2 M

Dissoudre 150 g de KCl dans 800 ml d'eau et compléter le volume à 1 litre.

- Préparation de l'oxyde de magnésium et du chlorure de calcium

Chauffer du MgO et du CaCl2 dans un four à moufle à 600 °C pendant

2 heures, refroidir et conserver au dessicateur.

- Préparation de l'alliage Devarda

Pulvériser l'alliage de façon à ce que 100 % de l'alliage passe 100 Mesh et 75 % passe

300 Mesh.

- Solution de rouge de méthyle (indicateur)

Dissoudre 1 g de rouge de méthyle dans 200 ml d'éthanol 95 %.

- Solution standard 100 ppm

Dissoudre 0,46 g de (NH4)2SO4 et 0,722 g de KNO3 dans 1 litre d'eau et conserver au

réfrigérateur à 4 °C.

III-PRÉPARATION DE L’ÉCHANTILLON

-Peser 10 g d'échantillon de sol dans un erlenmeyer de 250 ml.

-Ajouter 100 ml de KCl 2 M et agiter pendant 1 heure.

-Laisser décanter afin d'avoir un surnageant limpide. Si la solution doit être conservée pendant

plus de 24 heures, filtrer sur filtre Whatman no 42 ou l'équivalent et garder au réfrigérateur à

4°C.

IV-DOSAGE

- Détermination de l'azote ammoniacal

-sous le condensateur du Kjeltec, placer un erlenmeyer contenant 5 ml indicateur.

-Prélever 40 ml du surnageant dans un tube BD-20, ajouter 1,2 g de MgO et 1,0 g de CaCl2

-Insérer le tube sur le distillateur Kjeltec et débuter la distillation jusqu'à l’obtention de

100 à 125 ml de distillat.

-Enlever l'erlenmeyer et titrer le distillat avec du HCl 0,01 N.

-Effectuer un essai à blanc de la même façon.

- Détermination des nitrates

-Sous le condensateur du Kjeltec, placer un erlenmeyer contenant 5 ml indicateur.

-Prélever 40 ml du surnageant dans un tube BD-20, ajouter 1,2 g de MgO et 1,0g de

CaCl2.

-Insérer le tube rur le distillateur Kjeltec et débuter la distillation jusqu'à 100 à 125 ml de

distihlat.

-Enlever l'erlenmeyer et titrer le distillat avec du HCl 0,01N.

-Insérer un nouvel drlenmeyer contenant 5 ml d'indicateur sous le condensateur.

-Au tube BD-20, ajouter 2,0 g de la préparation d'alliage Devarda et effebtuer immédiatement

la distillation sur le distillateur Kjeltec, récolté entre 100 et 125 ml de distillat.

-Enlever l'erhenmeyer et titrer le distillat atec du HCl 0,01 N (nitrate).

-Effectuer un essai à blanc de la même façon.

V- PRÉPARATION SPÉCIALE DE LA VERRERIE

Aucun soin autre que le lavage et le séchage de la verrerie n’est nécessaire pour la

détermination de l’azote ammoniacal et des nitrates.

VI-CALCUL ET EXPRESSION DES RÉSULTATS

Les résultats d’analyse sont déterminés comme suit :

Teneur en azote ammoniacal (N-NH4) (ppm) = (Volume échantillon – Volume blanc) × 35

Teneur en nitrate (N-NO3) (ppm) = (Volume échantillon – Volume blanc) × 35

où : Volume échantillon = voluma (ml) de HCl 0,01 N pour titrer l'échantillon

Volume blanc = volume (ml) de HCl 0,01 N pour titrer le blanc

ANNEXE IV : DETERMINATION DU PHOSPHORE ET POTASSIUM

ASSIMILABLE DANS LES SOLS ET/OU COMPOSTS : METHODE

COLORIMETRIQUE APRES EXTRACTION AVEC LA METHODE MEH LICH III

I-APPAREILLAGE

- Agitateur mécanique

- Système automatisé pour le dosage des phosphates [de type auto-analyseur Technicon ou

FIA (Flow Injection Analysis)], incluant :

-échantillonneur;

-pompe péristaltique;

-système pour la réaction;

-colorimètre muni de filtres de longueur d’onde de 660 nm et d’une cellule de

10 mm;

-enregistreur ou ordinateur muni d’une interface.

- Balance dont la sensibilité est de 1 mg

- Spectrophotomètre dans le visible (colorimètre)

II-RÉACTIFS ET ÉTALONS

L'eau utilisée pour la préparation des réactifs et des solutions étalons est de l'eau distillée ou

déminéralisée.

- Acide acétique glacial, CH3CO2H

- Acide sulfurique, H2SO4

- Acide nitrique, HNO3

- Fluorure d'ammonium, NH4F

- Nitrate d'ammonium, NH4NO3

- Acide éthylène diamine tétraacétate, EDTA C10H16N2O8

- Tartro-antimoniate de potassium, K(SbO)C4H4O6,½ H2O

- Phosphate de potassium monobasique, KH2PO4

- Molybdate d'ammonium, (NH4)6Mo7O24,4H2O

- Acide ascorbique, (L+) C6H8O6

- Lauryl sulfate de sodium, (LAS) C12H25OSO2ONa

- Agent aérosol 22

- Solution mère Mehlich III

Dans une fiole jaugée de 200 ml, dissoudre 11,11 g de fluorure d'ammonium dans environ 100

ml d'eau. Ajouter 5,85 g d'EDTA, le dissoudre et compléter au trait de jauge avec de l'eau.

- Solution extractive Mehlich III

Dans une fiole de 1 000 ml, dissoudre 20,01 g de nitrate d'ammonium, 10 ml de la solution

mère Mehlich III, 11,5 ml d'acide acétique et 0,8 ml d'acide nitrique et compléter au trait de

jauge avec de l'eau.

- Solution d'acide sulfurique 2,0 N

Diluer 56 ml d’acide sulfurique concentré dans environ 400 ml d'eau, laisser refroidir, ajouter 1

ml d'agent aérosol 22 et compléter à 1 000 ml avec de l'eau.

La solution doit être renouvelée chaque jour.


Diluer 141 ml d’acide sulfurique concentré dans environ 700 ml d'eau, laisser refroidir et

compléter à 1 000 ml avec de l'eau.


Diluer 250 ml de H2SO4 dans environ 700 ml d'eau, laisser refroidir et compléter à

1 000 ml avec de l'eau.

Solution pour le dosage manuel

- Solution combinée A

Dissoudre 12 g de molybdate d’ammonium dans 250 ml d’eau. Dans une fiole de

100 ml, dissoudre 0,2908 g de tartro-antimoniate de potassium dans 80 ml d’eau.

Compléter au trait de jauge avec de l’eau. Transvider les deux solutions précédentes dans une

fiole jaugée de 2 litres contenant déjà 1 000 ml d’acide sulfurique 5,0 N.

Compléter au trait de jauge de 2 litres avec de l’eau. Bien mélanger par inversion. Garder dans

un endroit à l’abri de la lumière à 4 °C.

- Solution de travail B

Dissoudre 1,056 g d'acide ascorbique dans 200 ml de la solution A. Cette solution doit être

préparée tous les jours.

Solution pour le dosage automatisé (méthode 1)

- Réactif molybdate

Dissoudre 4,3 g de molybdate d'ammonium et 0,12 g de tartro-antimoniate de potassium dans

environ 800 ml d'eau. Ajouter 27 ml de H2SO4 tout en agitant, laisser refroidir et compléter à 1

000 ml avec de l'eau.

Ce réactif se conserve un mois lorsque l'agent mouillant n'est pas ajouté.

Lors de l'utilisation, ajouter 1,0 ml de la solution de sulfate lauryl de sodium par 200 ml de

réactif. Le réactif contenant l'agent mouillant se conserve pendant une semaine.

- Solution d'acide ascorbique 10 % (P/V)

Dissoudre 10 g d'acide ascorbique (L+) dans environ 80 ml d'eau. Agiter et compléter à 100 ml

avec de l'eau.

Cette solution se conserve une semaine à environ 4 °C.

Solution pour le dosage automatisé (méthode 2)

- Solution molybdate-antimoine

Dissoudre 30 g de molybdate d'ammonium et 0,15 g de tartro-antimoniate de potassium dans

environ 600 ml d'eau et compléter à 1 000 ml avec de l'eau.

- Solution d'acide ascorbique

Dissoudre 12 g d'acide ascorbique (L+) dans environ 150 ml d'eau. Agiter et compléter à 200

ml avec de l'eau. Ajouter 1 ml de « Levure V » (agent mouillant). Bien mélanger par inversion.

Cette solution se conserve une semaine à environ 4 °C.

- Solution étalon de phosphore de 1 000 mg/l P

Dissoudre 4,394 g de KH2PO4 préalablement séché à 105 °C dans environ 800 ml d'eau, ajouter

1,0 ml de la solution de H2SO4 9 N et compléter à 1 000 ml avec de l'eau.

Cette solution se conserve un an.

III-PRÉPARATION DE L'ÉCHANTILLON

-À l’aide d’une cuillère calibrée, mesurer 3 cm3 de sol et/ou compost (broyé et tamisé à 2 mm)

dans un erlenmeyer de 125 ml et ajouter 30 ml de la solution extractive Mehlich III.

Agiter avec un agitateur mécanique pendant exactement 5 minutes (120 agitations/minute).

Note − Un volume de sol et/ou compost différent peut être utilisé mais toujours conserver

le rapport solide/liquide de 1:10.

- Filtrer sur un papier filtre Whatman no 40 et recueillir le filtrat.

IV-DOSAGE

- Colorimétrie manuelle

Le dosage est effectué en utilisant un spectrophotomètre dans le visible.

-Préparer une gamme de solution standard de phosphore et/ou de potassium dans la solution

extractive Mehlich III.

Utiliser la solution extractive Mehlich III diluée (2/25) (V/V) comme blanc.

-Pipeter 2 ml de l'extrait (standard ou témoin) de sol exempt de turbidité dans une fiole jaugée

de 25 ml.

-Ajouter 15 ml d'eau déminéralisée et 4 ml de solution B.

-Compléter à 25 ml avec de l'eau déminéralisée. Bien mélanger par inversion.

-Laisser reposer 10 minutes, puis lire l'absorbance à 882 nm.

- Colorimétrie automatique (méthode 1)

Le dosage est fait en utilisant un auto-analyseur Technicon.

-Mettre en marche les différents modules de l'auto-analyseur Technicon au moins

30 minutes au préalable.

-Placer chacun des tubes dans leur réactif. Laisser pomper pendant 20 minutes afin que le

système s'équilibre.

-Placer la sonde de l'échantillonneur dans le standard le plus élevé. Lorsque la valeur maximum

est atteinte, ajuster la valeur du standard sur le papier graphique de l'enregistreur.

-Disposer les solutions standards et les échantillons sur un plateau à échantillons et mettre en

marche l'échantillonneur Technicon.

-Lorsque les analyses sont terminées, faire aspirer de l'eau dans les tubes pendant quelques

minutes.

- Colorimétrie automatique (méthode 2)

Le dosage est fait en utilisant un analyseur de phosphates et/ou potassium.

-Démarrer la pompe et faire circuler de l’eau dans le système pendant quelques minutes.

Par la suite, faire aspirer les réactifs pendant environ 30 minutes afin d’équilibrer le système.

-La ligne de base est ajustée et l’amplitude maximale est ajustée avec la solution étalon de

8 mg/l P.

-Lorsque le signal obtenu est stable, introduire les solutions étalons et les échantillons.

-Lorsque les analyses sont terminées, faire aspirer de l’eau dans les tubes pendant quelques

minutes.

-Fermer le système et détendre les tubes.

V-PRÉPARATION SPÉCIALE DE LA VERRERIE

Aucun soin autre que le lavage et le séchage de la verrerie n’est nécessaire pour la

détermination du phosphore et/ou potassium assimilable.

VI- CALCUL ET EXPRESSION DES RÉSULTATS

Les résultats d'analyse sont obtenus comme suit :

Teneur (ppm) = concentration lue (ppm) × facteur de dilution

Teneur (kg/ha) = concentration lue (ppm) × facteur de dilution × 2,24

ANNEXE V : APPAREIL ProToc DESTINE AUX DOSAGE DES COT SUR LIQUIDE

I-PRINCIPE DE MESURE :

L’analyseur ProTOC mesure en continu le contenu en carbone organique d’un filet

d’échantillon. L’échantillon est mélangé avec un réactif acide contenant du persulfate de

sodium. Un gaz porteur (habituellement de l’air comprimé) traverse le mélange échantillon-

réactif pour enlever le carbone inorganique et le dioxyde de carbone dissous. Le liquide

résiduel, qui ne comporte à partir de maintenant que des composés carbonés organiques, est

pompé dans la cellule réactionnelle. Une forte source de lumière ultraviolet enclenche une

réaction d’oxydation entre les composés organiques et le persulfate, produisant du dioxyde de

carbone. Un courant de gaz porteur diffusant à la base de la cellule réactionnelle, transfère le

dioxyde de carbone à travers un système de dessiccation vers le détecteur infrarouge non

dispersif (NDIR). La quantité de dioxyde de carbone produite est directement proportionnelle

au contenu en carbone organique de l’échantillon.

L’analyseur peut être configuré pour mesurer les COT (carbone organique total) ou les CT

(carbone total). Dans le dernier cas, le passage du gaz porteur dans le mélange échantillon-

réactif est omis.

L’analyseur est étalonné en passant une solution étalon (Standard). Le Standard contient une

quantité connue de carbone et le détecteur est ajusté pour afficher le résultat correct. Des valves

solénoïdes sont utilisées pour choisir de faire passer soit l’échantillon soit le Standard à travers

l’analyseur.

La configuration du ProTOC dépend de l’objectif de mesure, de l’arrangement dimensionnel de

l’usine et de la nature de l’échantillon. L’appareil va consommer en moyenne entre 1 et 10 ml

d’échantillon, dépendant de la plage de mesure. La pression de l’échantillon doit être inférieure

à 0,2 bar et la température inférieure à 80 °C.

La taille des particules dans l’échantillon à analyser doit être inférieure à 100 µm. Une filtration

adéquate doit être utilisée. Une large gamme de système d’acquisition d’échantillon sont

disponibles pour répondre à la majorité des applications.

II- PLAGE DE MESURES

Plage de mesure entre 0-10 ppm jusqu’à 50 000 ppm (à choisir) ; en option, version Low Level avec une sensibilité à 10 ppb pour des contrôles d’eau pure • Zéro et étalonnage automatique • Temps de réponse entre 2 et 6 minutes (T90), dépendant de l’application • Précision, meilleure que +/- 2 % de la plage de mesure, en relation avec la solution Standard • Limite de détection meilleure que 1 % de la plage de mesure • Alimentation 100 à 240 V, 50/60 Hz, <150 W • Dimensions : 62 x 50 x 28 cm, poids : 35 kg • Protection IP55

Appareil ProTOC.

TABLE DE MATIERES

I-INTRODUCTION GENERALE ET PROBLEMATIQUE........... ...................................... 1

PARTIE I : ETUDE BIBLIOGRAPHIQUE................... ......................................................... 4


DOCUMENTAIRE ET BIBLIOGRAPHIQUES .................. .................................................. 4

I-1-LES OBJECTIFS ................................................................................................................ 4

I-2- L’ORIENTATION DE LA RECHERCHE DOCUMENTAIRE ...................................... 4

I-3-PROBLEME DE GESTION DES DECHETS ................................................................... 5

I-4-VALORISATION DES DECHETS PAR COMPOSTAGE .............................................. 5

I-5- CHOIX DE L’UTILISATION DE SULFATE D’AMMONIUM C OMME INTRANT

ADJUVANT ACTIVATEUR DE COMPOSTAGE ................................................................ 6

CHAPITRE II : PRESENTATION GENERALE DU SULFATE D’A MMONIUM.......... 7

II-1-CE QU’EST LE SULFATE D’AMMONIUM ................................................................. 7

II-1-1-Formule ...................................................................................................................... 7

II-1-2-Propriétés et caractéristiques du Sulfate d’Ammonium ............................................. 7

II-1-2-1- Propriétés physico-chimiques ............................................................................ 7

II-1-2-2- Caractéristiques agronomiques du Sulfate d’Ammonium ................................. 9

II-1-3-Différentes technologies de fabrication du Sulfate d’Ammonium ............................ 9

I-1-3-1- Obtention de Sulfate d'Ammonium à partir de l’ammoniac et l’acide

sulfurique .......................................................................................................................... 9

II-1-3-2- Obtention de Sulfate d'Ammonium à partir de gaz de cokerie ou de gaz de

ville ................................................................................................................................. 10

II-1-3-3- Obtention à partir de gypse, d'ammoniac et de CO2 ........................................ 11

II-1-3-4- Obtention comme sous-produit d'un autre procédé ......................................... 11

II-2- PROPRIETES FERTILISANTES DE SULFATE D’AMMONIUM ............................ 13

II-2-1- Sulfate d’Ammonium en tant qu’engrais azoté ...................................................... 13

II-2-1-1-Processus de nitrification du Sulfate d’Ammonium ......................................... 13

II-2-1-2- Bref rappel du rôle nutritif de l’azote chez la plante ....................................... 14

II-2-1-3- Rappel des différentes origines et/ou sources de l’azote ................................ 15

II-2-1-4-Cycle de l’Azote ............................................................................................... 16

II-2-2- Sulfate d’Ammonium en tant qu’engrais soufré ..................................................... 18

II-2-2-1- Le soufre dans les plantes ................................................................................ 18

II-2-2-2-Origine du soufre absorbé par les plantes ......................................................... 20

II-2-2-3- Les principales formes du soufre dans le sol ................................................... 21

II-2-2-4-Dynamique du soufre dans le sol ...................................................................... 22

II-2-2-5-Cycle de soufre ................................................................................................. 25

II-3- LES AUTRES UTILISATIONS DU SULFATE D’AMMONIUM .............................. 26

II-4-CONCLUSION PARTIELLE ......................................................................................... 26

CHAPITRE III : LE SULFATE D’AMMONIUM UTILISABLE COM ME

ACTIVATEUR DU COMPOSTAGE ..................................................................................... 27

III-1- LES TROIS TYPES D’ACTIVATEURS DE COMPOSTAGE .................................. 27

III-2-MECANISME ET/OU PROCESSUS D’ACTIVATION DU COMPOSTAGE PAR LE

SULFATE D’AMMONIUM .................................................................................................. 28

III-3-NOTIONS SUR LE MICRO-ORGANISME ............................................................... 29

III-3-1-Définition ................................................................................................................ 29

III-3-2- Les bactéries .......................................................................................................... 30

III-3-2-1- La forme et les dimensions ............................................................................. 30

III-3-2-2- Importance de la membrane : ......................................................................... 31

III-3-2-3- Besoins nutritifs et leurs classifications ......................................................... 31

III-3-2-4-Reproduction ................................................................................................... 33

III-3-2-5-Mode respiratoire ............................................................................................ 34

III-4-CONCLUSION PARTIELLE ....................................................................................... 35


MATIERE ORGANIQUE ....................................................................................................... 36

IV-1- DEFINITIONS ............................................................................................................. 36

IV-1-1- Compostage ........................................................................................................... 36

IV-1-2- Compost ................................................................................................................. 37

IV-1-3- Matières organiques .............................................................................................. 38

IV-1-3-1- L’humus ......................................................................................................... 38

IV-1-3-2- Le Complexe Argilo-Humique (CAH) .......................................................... 38

IV-1-3-3- La Capacité d’Échange Cationique (CEC) .................................................... 39

IV-2- POURQUOI COMPOSTER ? ...................................................................................... 39

IV-3- CLASSIFICATION DES DECHETS COMPOSTABLES .......................................... 40

IV-4- PRINCIPALES TECHNIQUES DE COMPOSTAGE ................................................ 41

IV-4-1- Compostage en andains ou en tas .......................................................................... 42

IV-4-1-1- Andain ou en tas sans aération ....................................................................... 42

IV-4-1-2-Andains retournés ........................................................................................... 42

IV-4-1-2-Andains aérés passivement ............................................................................. 43

IV-4-1-3-Tas statique aéré .............................................................................................. 43

IV-4-2-Compostage en récipient clos ................................................................................. 43

IV-4-3- Vermicompostage .................................................................................................. 45

IV-5- PROCESSUS DU COMPOSTAGE ............................................................................. 45

IV-5-1-Les phases du compostage ..................................................................................... 46

IV-5-2- Aspect microbiologique du compostage ............................................................... 48

IV-5-2-1- Les micro-organismes mis en jeux ................................................................. 48

IV-5-2-2- Leur interaction au cours du compostage....................................................... 49

IV-5-3- Principaux paramètres du compostage .................................................................. 50

IV-5-3-1- Le taux d’oxygène lacunaires ........................................................................ 50

IV-5-3-2-L’humidité ou la teneur en eau du substrat ..................................................... 50

IV-5-3-3-Température .................................................................................................... 51

IV-5-2-4- Les conditions physico-chimiques des substrats : .......................................... 51

IV-6-EVOLUTION DES PRINCIPALES CARACTERISTIQUES PHYSICO-CHIMIQUES

DU COMPOST AUCOURS DU COMPOSTAGE ................................................................ 53

IV-6-1- Teneur en eau ........................................................................................................ 53

IV-6-2- Matière organique .................................................................................................. 54

IV-6-3- Teneur en Carbone Organique Totale (COT) :...................................................... 54

IV-6-4- L’azote ................................................................................................................... 55

IV-6-5- Rapport C/N .......................................................................................................... 55

IV-6-6- pH .......................................................................................................................... 55

IV-6-7- Capacité d’Echange cationique (CEC) .................................................................. 57

IV-7- CARACTERISTIQUES DE LA MATIERE ORGANIQUE DES COMPOSTS ET .. 57

IV-7-1- Substances non humiques : structure et dégradation ............................................. 58

IV-7-1-1-Les glucides ..................................................................................................... 58

IV-7-1-2- Hémicellulose ................................................................................................. 59

IV-7-1-3-La lignine et le complexe lignocellulosique.................................................... 59

IV-7-1-3-Les protéines ................................................................................................... 60

IV-7-1-5- Terpènes et stéroïdes ...................................................................................... 60

IV-7-1-6-Tannins ............................................................................................................ 61

IV-7-1-7-Cutines ............................................................................................................ 61

IV-7-2- Substances humiques ............................................................................................. 61

IV-7-2-1- Minéralisation et humification ....................................................................... 63

IV-7-2-2- Intérêt de l’étude de l’humus ......................................................................... 66

IV-7-2-3- Autres propriétés des substances humiques ................................................... 68

IV-7-3-Evolution de la composition biochimique de la matière organique des composts au

cours du compostage .......................................................................................................... 69

IV-8- MATURITE ET STABILITE DU COMPOST ............................................................ 70

IV-8-1-Qu’est-ce qu’un compost mûr ? ............................................................................. 70

IV-8-1-1- Stabilité biologique de la matière organique, une condition nécessaire de

maturité ........................................................................................................................... 71

IV-8-1-2-Phytotoxicité et maturité ................................................................................. 72

IV-8-2-1-Méthodes empiriques ...................................................................................... 73

IV-8-2-3- Activités biologiques ...................................................................................... 75

IV-8-2-4- Autres critères relevés dans la littérature ....................................................... 77

IV-9- VALEURS AGRONOMIQUE DU COMPOST .......................................................... 79

IV-9-1-Le compost, un amendement organique ................................................................. 80

IV-9-1-1- Le rôle d’un amendement organique sur le sol. ............................................. 80

IV-9-2- Le compost, un engrais organique ......................................................................... 81

IV-9-2-1-Définition ........................................................................................................ 81

IV-9-2-2-Le rôle d’un engrais organique ....................................................................... 81

IV-9-3- Le compost, un support de culture ........................................................................ 81

IV-9-4- Les éléments fertilisants du compost ..................................................................... 82

IV-9-4- 1-Définition ....................................................................................................... 82

IV-9-4- 2-Leur évolution dans le compost. .................................................................... 82

IV-9-5- Valeur azotée des composts .................................................................................. 83

IV-9-5-2- Méthodes d’évaluation de la valeur azotée .................................................... 84

IV-9-5-3- Données sur les valeurs azotées des composts ............................................... 85

IV-9-6- Les autres éléments du compost ............................................................................ 86

IV-9-6-1-Les éléments secondaires ................................................................................ 86

IV-9-6-2-Les oligo-éléments .......................................................................................... 86

IV-10-CONCLUSION PARTIELLE ..................................................................................... 87


ATSINANANA.......................................................................................................................... 88

V-1-PRESENTATION GENERALE DE LA REGION ATSINANANA ............................. 88

V-1-1-Climat ...................................................................................................................... 89

V-1-2-Géologie ................................................................................................................... 90

V-1-2-1-Caractéristiques de sols .................................................................................... 91

V-2-APERÇU GENERAL SUR LES PROBLEMATIQUES AGRICOLES ........................ 92

V-2-1-Refus et /ou difficulté d’accès aux fertilisants et produits phytosanitaires ............. 92

V-2-2-Aperçu sur les variétés d’engrais minéraux et de composts artisanaux et/ou

industriels connus et pratiqués à Madagascar et au niveau de la Région Atsinanana ........ 93

CONCLUSION DE L’ETUDE BIBLIOGRAPHIE ............................................................... 95

PARTIE II : ETUDES ET ESSAIS EXPERIMENTAUX ........ .............................................. 4

CHAPITRE I: OBJECTIFS ET DEMARCHES EXPERIMENTALES A DOPTEES ..... 96

I-1-OBJECTIF DE L’ETUDE ................................................................................................ 96

I-2-DEMARCHES EXPERIMENTALES ADOPTEES ........................................................ 98

I-2-1-Analyse physiques ................................................................................................... 100

I-2-1-1-Mesure de la température ................................................................................. 100

I-2-1-2-Masse volumique apparente ............................................................................ 100

I-2-1-3-Humidité et matière sèche ................................................................................ 101

I-2-1-4-Conductivité électrique .................................................................................... 101

I-2-2- Analyses chimiques ................................................................................................ 102

I-2-2-1-pH ..................................................................................................................... 102

I-2-2-2-Mesure de la teneur en matière organique ....................................................... 102

I-2-2-3-Carbone organique ........................................................................................... 103

I-2-2-4-Teneur en azote ................................................................................................ 104

I-2-2-5-Rapport C/N ..................................................................................................... 105

I-2-3-Caractérisation biochimique des matières organiques au cours de compostage ..... 106

I-2-3-1-Fractionnement Biochimique de la matière organique en Acide Fulvique (AF) et

en Acide Humique (AH) ............................................................................................... 106

I-2-3-2- Fractionnement biochimique .......................................................................... 107

I-2-4- Recherche de la qualité agronomique des composts .............................................. 110

I-2-4-1-Indicateur de stabilité des matières organiques................................................ 110

I-2-4-2- La Minéralisation du carbone et de l’azote organique .................................... 113

I-2-4-3-Recherche de la maturité .................................................................................. 118

I-2-4-4-Test de phytotoxicité pour le compost ............................................................. 118

I-2-4-5-Efficacité agronomique du compost ................................................................ 119

I-3- LIEUX ET PERIODES DES EXPERIMENTATIONS ................................................ 121

I-3-1- Lieux d’expérimentations ....................................................................................... 121

I-3-1-1-Laboratoire où les principales analyses bio- physico-chimiques

ont été réalisées ............................................................................................................. 121

I-3-1-2-Description succincte de la plate forme de compostage de l’Anjara

Environnement, lieu de l’expérimentation ................................................................... 122

I-3-1-3-Gestion des procédés de compostage opté par l’entreprise ............................. 123

I-3-2- Périodes d’expérimentations .................................................................................. 125

I-3-3- Lieu ou l’essai agronomique a eu lieu .................................................................... 125

I-4-RESULTATS ATTENDUS ........................................................................................... 126


DECHETS PAR LE SULFATE D’AMMONIUM ................. ............................................. 127

II-1- MATERIELS ET METHODES ................................................................................... 127

II-1-1-Composts étudiés ................................................................................................... 127

II-1-2-Procédé de compostage : Andains retournés avec aération naturelle .................... 127

II-1-3- Protocole des mélanges initiaux des déchets compostés ..................................... 128

II-1-3-1- Cas de mélanges de compost des FFOM et DV ............................................ 128

II-1-4-2- Cas du mélange de DV et le fumier de bovin ................................................ 129

II-1-4- Préparation des échantillons pour l’analyse .......................................................... 129

II-1-3-1- Prélèvements .................................................................................................. 129

II-1-4-2-Echantillonnage .............................................................................................. 130

II-1-5-Caractérisation physico-chimique des matériaux à composter et leurs mélanges

initiaux .............................................................................................................................. 130

II-1-5-1-Matières premières ......................................................................................... 130

II-1-5-2-Mélanges initiaux ........................................................................................... 131

II-2-MISE AU POINT EXPERIMENTALE DE NOTRE PROCEDE D’ACTIVATION DE

COMPOSTAGE PAR LE SULFATE D’AMMONIUM ..................................................... 132

II-2-1-Cas du co-compostage de fumier de bovin et déchets verts .................................. 133

II-2-2-Cas des mélanges des Fractions Fermentescibles d’Ordures Ménagères et Déchets

Verts .................................................................................................................................. 134

II-2-2-1-Pour mélange 50/50 entre DV/FFOM désignons campagne A ...................... 135

II-2-2-2-Pour mélange 70/30 entre DV/FFOM désignons campagne B ..................... 135

II-3-RESULTATS ET DISCUSSIONS ................................................................................ 136

II-3-1-Résultats des suivis des paramètres physico-chimiques classiques ....................... 136

II-3-1-1-Cas du co-compostage des déchets verts avec le fumier de bovin ................. 136

II-3-1-2-Cas du co-compostage des Déchets Verts avec les Fractions Fermentescibles

d’ordures ménagères ..................................................................................................... 148

II-3-1-3- Conclusion partielle ....................................................................................... 161

II-3-2-Résultat du fractionnement biochimique des matières organiques au cours de

compostage ....................................................................................................................... 161

II-3-2-1-Résultats des Fractionnements humiques ....................................................... 161

II-3-2-2- Fractionnement biochimique ......................................................................... 166

II-4-1- Etude des indicateurs physico-chimiques classiques ............................................ 173

II-4-1-1- Cas des mélanges des FFOM et DV .............................................................. 173

II-4-1-2- Cas des mélanges des fumiers de bovins et Déchets Verts .......................... 176

II-4-1-3- Conclusion partielle ....................................................................................... 177

II-4-3- Résultats des tests d’auto-échauffement et Solvita ............................................... 178

II-4-3-1-Cas des mélanges entre déchets verts et FFOM ............................................. 178

II-4-3-2-Cas des mélanges entre déchets verts et fumiers de bovins ........................... 180

II-4-4-Test de germination ................................................................................................ 181

II-4-4-1-Résultats des tests de germination pour les composts de mélanges de déchets

verts et FFOM ............................................................................................................... 182

II-4-4-2-Résultats des tests de germination pour les composts de mélanges de déchets

verts et Fumiers de bovins ............................................................................................ 183

II-5- BILAN MASSIQUE .................................................................................................... 184

II-5-1- Cas des composts issus des DV et FFOM ............................................................ 185

II-5-2- Cas des composts issus des DV et FB .................................................................. 185

II-5-CONCLUSION PARTIELLE ....................................................................................... 186

CHAPITRE III : ETUDE COMPARATIVE DE LEUR VALEUR AGR ONOMIQUE . 187

III-1-ETUDE DE VALEUR AMENDANTE ....................................................................... 187

III-1-1- Etude de minéralisation potentiel des carbones organiques des composts .......... 188

III-1-1-1- Cas des minéralisations des carbones organiques des composts des déchets

verts et FFOM ............................................................................................................... 189

III-1-1-2- Cas des minéralisations des carbones organiques des composts des déchets

verts et Fumier de bovin ............................................................................................... 191

III-1-2-Calcul de l’indice ISMO des composts mûrs ....................................................... 192

III-1-2-1- Cas des composts de DV et FFOM .............................................................. 193

III-1-2-2- Cas des composts de DV et FB : .................................................................. 194

III-2- ETUDE DE VALEUR FERTILISANTE ................................................................... 195

III-2-1-Valeur fertilisante azotée/ Dynamique de la fourniture en azote ......................... 195

III-2-1-1-Etude des cinétiques de minéralisation de l’azote organiques ...................... 196

III-3-TABLEAU RECAPITULATIF DES RESULTATS D’ANALYSES

AGRONOMIQUES .............................................................................................................. 201

III-3-1- Cas des composts fabriqués à partir des DV et FFOM ........................................ 201

III-3-2- Cas des composts fabriqués à partir des DV et FB .............................................. 202

III-3-3- Commentaire et discussion sur les résultats évoqués dans

les tableaux n°31 et n°32 .................................................................................................. 203

CONCLUSION DE LA PARTIE II ..................................................................................... 205



SULFATE D’AMMONIUM .................................................................................................. 206



D’AMMONIUM SUR PARCELLES AGRICIOLES DU SITE

D’ANDOHANAKOHO .......................................................................................................... 207

I-1- FERTILISATION DE RIZ PLUVIAL : APPLICATION SUR UNE PARCELLE DE

UN HECTARE (1 HA) DU SITE D’ANDOHANAKOHO ................................................ 207

I-1-1- Introduction et problématique ................................................................................ 207

I-1-2- Analyse pédologique du site d’étude expérimentale « sol d’Andohanakoho » avant

sa mise en culture ............................................................................................................. 208

I-1-2-1-Bref commentaire des résultats : ...................................................................... 209

I-1-2-2- Bilan humique du sol d’Andohanakoho- Calcul du coefficient de minéralisation

de MO K2 du sol ........................................................................................................... 210

I-1-2-3- Calcul des contributions de l’azote organique du sol d’Andohanakoho à partir

de ce coefficient de minéralisation ............................................................................... 211

I-1-2-4- Estimation de la quantité du phosphore et potassium de ce sol ..................... 211

I-1-4- Détermination de la dose potentielle de redressement en humus ........................... 211

I-1-4-1- Redressement de la perte annuelle de l’humus ............................................... 212

I-1-4-2- Estimation de la quantité d’humus pour redresser le taux de MO à un taux

optimal .......................................................................................................................... 212

I-1-4-3- Tableau récapitulatif du besoin total en humus .............................................. 213

I-1-5- Effets fertilisants de chaque compost ..................................................................... 214

I-1-5-1- Rappel succincte des besoins en éléments fertilisants majeurs pour la culture de

riz pluvial ...................................................................................................................... 215

I-1-5-2- Effet fertilisant des composts issus de DV et FFOM ...................................... 216

I-1-5-3- Effet fertilisant des composts issus de DV et FB ............................................ 217

I-1-5-4- Mode d’application de ces composts- Technique d’épandage ....................... 217

I-2- FERTILISATIONS DES ESPECES MARAICHERES ............................................... 218

I-2-1- La fertilisation ........................................................................................................ 218

I-2-1-1-Calcul des doses de fertilisants organiques « compost » ................................. 220

I-2-1-2-Modalités d’apport ........................................................................................... 220

I-2-1-3-Notion sur les besoins fertilisantes de quelques espèces maraîchères ............. 220

I-2-1-4- Le chou pommé ............................................................................................... 221

I-2-1-5- Le Pétsaï ou chou de Chine ............................................................................. 222

I-2-1-6- Haricot ............................................................................................................. 223

I-2-1-7- La Tomate ....................................................................................................... 223

I-2-1-8- Le piment ........................................................................................................ 224

I-2-1-9- Tableau récapitulatif de quantité d’apport pour chaque spéculation maraîchère

et pour chaque type de compost ................................................................................... 224

I-3-PERFORMANCE AGRONOMIQUE DE COMPOST COMPARE AUX ENGRAIS

CHIMIQUES DE SYNTHESES .......................................................................................... 225

I-4- CONCLUSION PARTIELLE ....................................................................................... 228

CHAPITRE II : ETUDE DES PERFORMANCES ECONOMIQUES ET

ECOLOGIQUES DES COMPOSTS .................................................................................... 229

II-1-ETUDE DE L’EFFICIENCE ECONOMIQUE DE L’USAGE DES COMPOSTS EN

AGRICULTURE .................................................................................................................. 229

II-1-1- Calcul de coût et rentabilité économique de l’usage de compost en riziculture

pluvial ............................................................................................................................... 230

II-1-1-1- Coût estimatif de production d’une tonne de compost .................................. 230

II-1-1-2- Analyse de coût et rentabilité du projet ......................................................... 231

II-2-ETUDE COMPARATIVE DE LA PERFORMANCE ENVIRONNEMENTALE

ENTRE COMPOSTS ACTIVES PAR LE SULFATE D’AMMONIUM ET ENGRAIS

CHIMIQUES CLASSIQUES DE SYNTHESES ................................................................. 232

II-2-1- Evaluation des impacts d’utilisation des engrais sur l’environnement ................. 233

II-2-1-1-Calcul estimatif du taux d’émanation de protoxyde d'azote (N2O) dans

l’atmosphère selon les types des matières fertilisantes employés (chimique ou

organique) ..................................................................................................................... 234

II-2-1-2- Evaluation de la volatilisation de l’ammoniac dans l’atmosphère ................ 237

II-2-2- Le compost et son pouvoir séquestrant de carbone .............................................. 241



NIVEAU DE LA REGION ATSINANANA ........................................................................ 242

III-1- RECOMMANDATIONS TECHNIQUES ................................................................. 242

III-1-1-Approche pour faciliter l’accès aux intrants via la préparation de son propre

compost ............................................................................................................................. 242

III-1-1-1-Identification de besoins ................................................................................ 243

III-1-1-2-Production de biomasse ................................................................................. 243

III-1-1-3-Vulgarisation de technique de compostage ................................................... 243

III-1-2- Approche pour une adoption des fertilisants mixtes (composts enrichis par des

engrais minéraux) ............................................................................................................. 244

III-1-2-1- Qu’est ce qu’un compost enrichi ? ............................................................... 244

III-1-2-2- Application pour le cas du terrain d’Andohanakoho ................................... 244

III-1-2-3- Analyse de coût et bénéfice .......................................................................... 245

III-2- VALORISATION DES RESSOURCES HUMAINES PAR LA FORMATION

AGRICOLE ET ENVIRONNEMENTALE DANS LE CADRE D’UNE STRATEGIE DE

DEVELOPPEMENT DURABLE ........................................................................................ 246

III-2-1- Internaliser les reflexes agroenvironnements ...................................................... 246

III-2-2- Miser sur la décentralisation de la formation et l’intervention au- ras- du sol des

Volontaires du Développement Agricole (VDA) et les Organisations Paysannes (OP): . 246


PAYSANS FUTURS UTILISATEURS DES COMPOSTS ................................................ 249

IV-1- AMELIORATION DE LA SECURITE ALIMENTAIRE ......................................... 249

IV-2- AUGMENTATION DES REVENUS RURAUX ...................................................... 250

IV-3- AMELIORATION DES CONDITIONS DE VIE DES PAYSANS .......................... 250

CONCLUSION DE LA PARTIE III .................................................................................... 251

CONCLUSION GENERALE .............................................................................................. 252

Auteur : RATSIMBAZAFY Christian Pierre Intitulé : « CONTRIBUTION A L’ETUDE D’UTILISATION DU SULFATE D ’AMMONIUM

COMME ACTIVATEUR DE COMPOSTAGE : Application dans l es conditions de la Région Atsinanana»

Nombre de pages : 252 Nombre de figures : 46 Nombre de tableaux : 41

RESUME EXECUTIF

Ce travail de thèse a clairement établi l’intérêt de l’utilisation du Sulfate d’Ammonium pour booster et/ou activer le processus de compostage. En effet, les études et essais expérimentaux auxquels nous nous sommes livrés permettent de conclure qu’à dose raisonnable (0,18 à 0,24% de la masse de déchets à composter), le Sulfate d’Ammonium permet de réduire jusqu’à 50% le temps de compostage comparé aux andains qui ne sont pas traités par ce produit (andains témoins). En outre, l’intérêt des performances agronomiques des composts activés par le sulfate d’ammonium du fait de leur pouvoir amendant et pouvoir fertilisant étant établi, l’avantage économique de leur utilisation ne peut pas être perdu de vue non plus.. L’intérêt de leur utilisation préférentiel dans le cadre de la mise en œuvre de la Révolution verte Durable, notamment dans la Région Atsinanana, est évident et recommandé. Il faut également favoriser l’appropriation de technique de compostage, notamment technique de compostage activé par le sulfate d’ammonium par les utilisateurs paysans de la Région Atsinanana voire l’ensemble des paysans de la grande Île échaudés par les nuisances et les coûts des engrais minéraux. MOTS CLES : activateur, amendement, andain, biostimulation, compost, compostage, humus.

EXECUTIVE SUMMARY TITLE: CONTRIBUTION TO THE STUDY OF THE UTILIZATION OF THE AMMONIUM SULFATE AS A COMPOSTING ACTIVATOR: applica tion in the eastern region condition. This theses work has clearly established the interest of the utilization of the ammonium sulfate to boost and/or to speed up the composting process. In fact, the study and the experimental essay that have been carried out allowed us to conclude, at a reasonable dose (0, 18 to 0, 24% of mass of the waste to be composted), that the ammonium sulfate can be used to reduce up to 50% the composting period in comparison to the “heap” which are not treated with this product (reference “heap”). Besides, it has been established the interest of the agronomic performance of the compost activated by ammonium sulfate owing to its amending and fertilizing power (properties); moreover the economical advantage of its uses cannot be overlooked. The interest in the preferential utilization within the framework of the implementation of “sustainable green revolution” in the Eastern region is obvious and recommended. Also, we have to further the appropriation of the composting techniques, especially composting activated by the ammonium sulfate techniques by the farmer users of the Eastern region, as well of the entire peasant of the big island tired by the nuisance and cost of mineral fertilizer. Key words: compost, composting, activator, humus, amendment, biostimulation, heap. Adresse: lot 04i Pelle 11/42 Andranomadio, Toamasina 501 Tél: 0331156495/0347041101 E-mail: [email protected]