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N° d’ordre : 4469
Université Bordeaux 1
THESE
Présentée pour obtenir le titre de
DOCTEUR de
L’UNIVERSITE BORDEAUX 1
Ecole doctorale : Sciences Physiques pour l’Ingénieur (SPI)
Spécialité : Mécanique
par
Essam ALMANSOUR
Bilans énergétiques et environnementaux de filières biogaz :
Approche par filière-type
Soutenue le 19 décembre 2011 devant le jury composé de :
MM. J.P.
D.
Renaudin
Froelich
Professeur, Université Bordeaux 1
Professeur, Arts et Métiers ParisTech, Chambéry
Président
Rapporteur
J.
D.
Mercadier
Bruneau
Professeur, Université de Pau et des Pays de
l’Adour
Maître de Conférences HDR, Arts et Métiers
ParisTech, Talence
Rapporteur
Directeur de Thèse
J.F. Bonnet Maître de Conférences, Université Bordeaux 1 Encadrant
J.R. Puiggali Professeur, Université Bordeaux 1 Encadrant
1
À ma mère et mon père
À mes chéris Maissa et Emad
À ma famille
À ma Syrie adorable
2
Remerciements
Les travaux présentés ici ont été réalisés au Laboratoire I2M - Département TREFLE
(Talence, France), grâce au soutien financier de l’Université Al-Baath (Homs, Syrie).
Avant tout, je souhaite remercier M. Jean-Rodolphe Puiggali pour m’avoir accepté au sein
du TREFLE. Je suis honoré de vous avoir eu parmi mes encadrants et je vous remercie pour
votre soutien, votre disponibilité et votre compréhension. Je voudrais aussi remercier M. Jean-
François Bonnet pour avoir encadré ma thèse, pour ses conseils et surtout pour sa sympathie.
Je souhaite également remercier M. Denis Bruneau pour avoir dirigé ma thèse et pour m’avoir
aidé au cours de toutes mes démarches administratives.
Merci à M. Jean-Pierre Renaudin, Professeur à l’Université de Bordeaux 1, d’avoir accepté
de présider le jury chargé d’évaluer cette thèse. Je remercie les Professeurs Daniel Froelich et
Jacques Mercadier de m’avoir fait l’honneur d’être les Rapporteurs de cette thèse.
Mes pensées vont aussi vers tous les doctorants du laboratoire avec lesquels j’ai partagé les
moments difficiles et agréables. Merci surtout à Fouzia de m’avoir écouté pendant l’une des
périodes les plus dures, à Manuel pour les discussions utiles, à Lilian, Thomas, Alex, Sandra,
Vladimir, Wafa, Nisrine, Marie, Olfa, Carolina et tous les autres. Je n’oublie pas les
permanents.
Mes chers amis : Kais, Houssam, Rania, le petit Hassan, Majed, Dalia, Fadi, Tammam,
Dima, le petit Mohamad, Mariia, Rana, vous qui m’avez construit une famille chaleureuse en
France, merci pour tout, pour les moments qu’on a vécus ensemble, pour tous les souvenirs
que vous me laissez, je ne vous oublierai jamais.
Mama, Papa, Maissa et Emad, je sais que vous auriez aimé être à mes coté le jour de ma
soutenance. Ce n’était pas possible physiquement, ça a été douloureux pour moi mais je sais
que vous étiez présents par la pensée. Maintenant, le moment de rentrer est proche, on sera
bientôt tous réunis.
Un grand merci à mon pays qui a toujours été généreux avec moi et qui m’a donné la
chance de réaliser mon rêve : faire un doctorat à l’étranger, puis devenir Maître de Conférence
et Professeur à l’Université de ma ville.
Le début de mon séjour en France a été dur mais petit à petit je m’y suis habitué. J’aime la
culture de ce beau pays et j’y ai construit des amitiés inoubliables, avec des personnes
provenant des quatre coins du monde. Après ce parcours de cinq ans, j’ai engrangé beaucoup
de souvenirs inoubliables et j’ai également appris beaucoup de choses. Mon séjour en France
s’achève bientôt mais il restera gravé dans mes pensées. Je m’en retourne vers la Syrie à
laquelle je suis très attaché. Mon cœur ne m’en laisse pas le choix, il me rappelle vers cette
terre qui fait partie de moi.
3
Table des matières
Abréviation, sigles et unités ................................................................................................... 6
Table des figures .................................................................................................................... 8
Liste des tableaux ................................................................................................................ 11
1 Introduction ................................................................................................................... 13
2 Description des filières de méthanisation ...................................................................... 17
2.1 La méthanisation : des processus biologiques, chimiques et physiques à la filière
complète ............................................................................................................................... 17
2.1.1 Procédé de méthanisation ............................................................................... 18
2.1.2 Procédés .......................................................................................................... 19
2.1.3 Paramètres physico-chimiques de la méthanisation ....................................... 21
2.2 Principales filières .................................................................................................. 22
2.2.1 Définition des filières ..................................................................................... 22
2.2.2 Typologies de filières existantes ..................................................................... 24
2.2.3 Filières émergentes ......................................................................................... 26
3 Les filières étudiées : description par systèmes-type .................................................... 29
3.1 Démarche de description d’une filière par systèmes type...................................... 29
3.2 Identification des filières étudiées, et données disponibles pour l’analyse............ 30
3.3 Données complémentaires nécessaires à l’analyse et à la construction de filières-
type 31
3.3.1 Recherche de données complémentaires : enquêtes techniques et
équipementiers ................................................................................................................. 31
3.3.2 Cultures dédiées et résidus agricoles .............................................................. 32
3.3.3 Boues des STEP urbaines ............................................................................... 37
3.3.4 Effluents résiduaires des fromageries ............................................................. 44
3.3.5 Effluents résiduaires des installations vinicoles ............................................. 51
3.3.6 Discussion ....................................................................................................... 58
4 Etude du potentiel par filière ......................................................................................... 59
4.1 Présentation ............................................................................................................ 59
4.1.1 Objectifs .......................................................................................................... 59
4.1.2 Démarche ........................................................................................................ 59
4.1.3 Notions et définitions ...................................................................................... 60
4.2 Etude du potentiel en France de différentes filières ............................................... 60
4.2.1 Ressources agricoles ....................................................................................... 60
4.2.2 Boues des STEP urbaines ............................................................................... 66
4.2.3 Effluents résiduaires des fromageries ............................................................. 68
4
4.2.4 Effluents résiduaires des installations vinicoles ............................................. 69
4.3 Synthèse des filières et discussion ......................................................................... 70
5 Méthodes pour les bilans environnementaux ................................................................ 72
5.1 Bilan énergétiques et environnementaux ............................................................... 72
5.1.1 Énergie ............................................................................................................ 72
5.1.2 Minéraux ......................................................................................................... 72
5.2 Analyse du cycle de vie (ACV) ............................................................................. 72
5.2.1 Phase 1 : Définition des objectifs et du système ............................................ 73
5.2.2 Phase 2 : Inventaire ......................................................................................... 73
5.2.3 Phase 3 : Analyse de l’impact ......................................................................... 73
5.2.4 Phase 4 : Interprétation ................................................................................... 75
5.3 Logiciel d’analyse environnementale utilisé (SimaPro) ........................................ 75
5.4 Méthodes d’analyse d’impact ................................................................................ 75
5.4.1 Eco-indicator 99 ............................................................................................. 76
5.4.2 EDIP2003 ....................................................................................................... 77
5.4.3 IMPACT 2002+ .............................................................................................. 77
5.4.4 ReCiPe ............................................................................................................ 78
5.4.5 Comparaison entre les méthodes retenues ...................................................... 78
5.4.6 Autres méthodes ............................................................................................. 80
5.4.7 Résultats et analyse ......................................................................................... 80
6 Bilans environnementaux des différentes filières-type et comparaison avec d’autres
techniques de traitement en ACV ............................................................................................. 81
6.1 Les résidus agricoles et les cultures dédiées _ étude de cas GRCETA.SFA ......... 82
6.2 Les boues des STEP urbaines ................................................................................ 82
6.2.1 Les problématiques environnementales .......................................................... 82
6.2.2 Filière de comparaison : démarche et description .......................................... 84
6.2.3 Bilans environnementaux ............................................................................... 86
6.2.4 Analyse du cycle de vie .................................................................................. 88
6.2.5 Indicateurs retenus et amélioration de la méthode et de l’analyse ................. 96
6.3 Les effluents résiduaires des fromageries .............................................................. 97
6.3.1 Les problématiques environnementales .......................................................... 97
6.3.2 Filière de comparaison : démarche et description .......................................... 99
6.3.3 Bilans environnementaux ............................................................................. 101
6.3.4 Analyse du cycle de vie ................................................................................ 102
6.3.5 Indicateurs retenus et amélioration de la méthode et de l’analyse ............... 110
5
6.4 Les effluents résiduaires des installations vinicoles ............................................ 112
6.4.1 Les problématiques environnementales ........................................................ 112
6.4.2 Filière de comparaison : démarche et description ........................................ 113
6.4.3 Bilans environnementaux ............................................................................. 120
6.4.4 Analyse du cycle de vie ................................................................................ 121
6.4.5 Indicateurs retenus et amélioration de la méthode et de l’analyse ............... 129
7 Éléments de conclusion et perspectives ...................................................................... 131
Références bibliographiques .............................................................................................. 134
Annexe ............................................................................................................................... 139
Annexe 1 : FICHE ENQUETE STEP Urbaines ............................................................ 139
Annexe 2 : étude de cas GRCETA.SFA ........................................................................ 142
6
Abréviation, sigles et unités
Abréviations :
ACV : Analyse du Cycle de Vie
DCO : Demande Chimique en Oxygène, présente la quantité d'oxygène nécessaire pour
oxyder les matières organiques par les oxydants chimiques (voie chimique).
DBO5 : Demande Biochimique en Oxygène, présente la quantité d'oxygène nécessaire
pour oxyder les matières organiques par des bactéries (voie biologique) au bout de 5 jours.
EH : Équivalent Habitant
ERU : Eaux Résiduaires Urbaines
ETM : Éléments-Traces Métalliques
FC : Filière de Comparaison
FT : Filière Type
GES : Gaz à Effet de Serre
IAA : Industrie Agro-Alimentaire
J.C. : Jésus-Christ
MES : Matière En Suspension
MS : Matière Sèche
N : Azote
MVS : Matière Volatile Sèche
OM : Ordures Ménagères
P : Phosphore
PCI : Pouvoir Calorifique Inférieur
PEG : Potentiel d’Echauffement Global
STEP : Station d’épuration
UASB : Upflow Anaerobic Sludge Blanket (réacteur à lit de boues à flux ascendant)
sigles :
ADEME : Agence de l'environnement et de la maîtrise de l'énergie
FAO : Food and Agriculture Organization of the United Nations (L’Organisation des
Nations Unies pour l’Alimentation et l’Agriculture (ONUAA))
IFEN : Institut Français de l'Environnement
IFV : Institut Français de la Vigne et du Vin
INSEE : Institut national de la statistique et des études économiques
IPCC : Intergovernmental Panel on Climate Change (Groupe d'experts
intergouvernemental sur l'évolution du climat (GIEC))
ISO : Organisation Internationale de Normalisation
7
UNEP : United Nations Environment Programme (Programme des Nations Unies pour
l'environnement (PNUE))
WMO : World Meteorological Organization Organisation (météorologique mondiale
(OMM))
Unités :
°C : degré Celsius.
h : heure. L’heure est une unité de temps, d’intervalle de temps, de durée. 1 h = 60 min =
3600 s.
J : joule. Le joule est une unité de travail, d’énergie et de quantité de chaleur. Il représente
le travail produit par une force de 1 newton dont le point d’application se déplace de 1 mètre
dans la direction de la force.
j : jour. Le jour est une unité de temps. Le symbole légal est (d) mais j, l’unité utilisée dans
ce travail, peut être aussi employé. 1 j = 24 h.
kg : kilogramme. Unité de masse.
kWh : kilowattheure. Une unité d’énergie. Elle représente le travail exécuté par une
machine dont la puissance est de 1 kilowatt pendant 1 heure. 1 kWh = 3,6 MJ (Mégajoules).
l : litre. Une unité de volume représentant le décimètre cube, mais ne doit pas être utilisé
pour exprimer le volume de haute précision.
m : mètre. L’unité de la longueur.
kg/ m3 : L’unité de la masse volumique représentant le quotient de la masse par le volume.
min : minute.
NGL : L’ensemble de l'azote sous toutes ses formes.
Nm3 : Normo mètre cube.
NTK : Azote Total Kjeldahl qui présente la somme de l’azote organique et de l’azote
ammoniacal
t : tonne. Unité de masse égale 1000 kilogrammes.
tep : tonne d’équivalent pétrole. Unité adapté couramment dans les bilans énergétiques.
1 tep = 41,868 GJ = 11630 kWh.
W : watt. L’unité de puissance représentant la puissance d’un système énergétique dans
lequel est transférée uniformément une énergie de 1 joule pendant 1 seconde. 1 W = 1 J/s.
8
Table des figures
Figure 1 : Histoire de la méthanisation ................................................................................ 15
Figure 2 : Un schéma à échelles différentes ........................................................................ 17
Figure 3 : La méthanisation à macro et à micro échelle ...................................................... 18
Figure 4: Le cycle des matières méthanisées ....................................................................... 19
Figure 5 : Procédés de méthanisation à biomasse libre - a) infiniment mélangé ; b)
écoulement piston ..................................................................................................................... 20
Figure 6 : Procédés de méthanisation à biomasse fixée - a) réacteur à lit de boues à flux
ascendant (UASB) ; b) réacteur à support fixe ; c) réacteur à support fluidisé ; d) réacteur à
support turbulé .......................................................................................................................... 21
Figure 7: Principales étapes (systèmes) dans une filière complète de méthanisation ......... 23
Figure 8 : Caractérisation physique de l’installation type dans le secteur agricole ............. 33
Figure 9 : Filière-type de la digestion anaérobie dans le milieu agricole ............................ 36
Figure 10 : Exemple du traitement des eaux usées .............................................................. 37
Figure 11 : exemple de calcul d’un indicateur d’efficacité de fonctionnement de la filière-
type ........................................................................................................................................... 38
Figure 12 : Caractérisation physique de la filière-type de traitement des boues urbaines .. 40
Figure 13 : Filière-type de traitement des boues des STEP urbaines .................................. 44
Figure 14 : Caractérisation physique de la filière-type des fromageries ............................. 47
Figure 15 : Filière-type pour les fromageries ...................................................................... 49
Figure 16 : Développement de la pollution dans la filière-type de méthanisation des
effluents résiduaires des fromageries ....................................................................................... 50
Figure 17 : Caractérisation physique de l’installation type dans le milieu vinicole ............ 53
Figure 18 : Filière-type dans le milieu vinicole ................................................................... 56
Figure 19 : Développement de la pollution dans la filière-type de méthanisation dans le
domaine vinicole ...................................................................................................................... 57
Figure 20- Potentiel biogaz des départements : a) résidus des cultures ; b) culture dédiée de
luzerne ...................................................................................................................................... 64
Figure 21- Potentiel biogaz des départements : c) culture dédiée de maïs ou luzerne ; d)
potentiel total (résidus et culture dédiée de luzerne) ................................................................ 65
Figure 22 - Potentiel biogaz des départements : e) potentiel total (résidus et culture dédiée
de maïs ou luzerne) .................................................................................................................. 66
Figure 23 : Potentiel biogaz des départements à partir des boues des STEP ...................... 67
Figure 24 : Potentiel biogaz des départements à partir des effluents vinicoles ................... 70
Figure 25 : Structure et phases de l’analyse du cycle de vie ............................................... 73
Figure 26 : Exemple d’un schéma général d’une méthode d’analyse d’impact .................. 74
9
Figure 27 : Caractérisation physique de la filière de comparaison par compostage pour le
traitement des boues urbaines................................................................................................... 85
Figure 28 : Filière de comparaison par compostage des boues urbaines............................. 86
Figure 29 : Systèmes analysés en ACV pour les deux filières comparées du traitement de
boues urbaines .......................................................................................................................... 88
Figure 30 : Résultats en score unique pour le mix français normés par rapport aux résultats
de la filière de comparaison avec les minéraux et les métaux lourds ...................................... 91
Figure 31 : Normalisation avec énergie mix FR : (1) Eco-indicator 99 (2) EDIP2003 (3)
IMPACT 2002 + (4) ReCiPe Endpoint Europe pour les filières du traitement des boues
urbaines .................................................................................................................................... 92
Figure 32 : Normalisation avec énergie mix FR : (1) ReCiPe Endpoint World (2) ReCiPe
Midpoint Europe (3) ReCiPe Midpoint World pour les filières du traitement des boues
urbaines .................................................................................................................................... 93
Figure 33 : Pondération avec énergie mix FR : (1) Eco-indicator 99 (2) EDIP2003 (3)
IMPACT 2002 + (4) ReCiPe Endpoint Europe pour les filières du traitement des boues
urbaines .................................................................................................................................... 94
Figure 34 : Pondération avec énergie mix FR : ReCiPe Endpoint World pour les filières du
traitement des boues urbaines................................................................................................... 95
Figure 35 : Caractérisation physique des deux tranches dans la filière de comparaison pour
valoriser les effluents fromagers .............................................................................................. 99
Figure 36 : Systèmes analysés en ACV pour les deux filières comparées de la valorisation
des effluents fromagers .......................................................................................................... 103
Figure 37 : Résultats en score unique pour le mix français normés par rapport aux résultats
de la filière de comparaison ................................................................................................... 105
Figure 38 : Normalisation avec énergie mix FR : (1) Eco-indicator 99 (2) EDIP2003 (3)
IMPACT 2002 + pour les filières de la valorisation des effluents fromagers ........................ 106
Figure 39 : Normalisation avec énergie mix FR : (1) ReCiPe Endpoint Europe (2) ReCiPe
Endpoint World (3) ReCiPe Midpoint Europe pour les filières de la valorisation des effluents
fromagers ................................................................................................................................ 107
Figure 40 : Normalisation avec énergie mix FR : ReCiPe Midpoint World pour les filières
de la valorisation des effluents fromagers .............................................................................. 108
Figure 41 : Pondération avec énergie mix FR : (1) Eco-indicator 99 (2) EDIP2003 pour les
filières de la valorisation des effluents fromagers .................................................................. 108
Figure 42 : Pondération avec énergie mix FR : (1) IMPACT 2002 + (2) ReCiPe Endpoint
Europe (3) ReCiPe Endpoint World pour les filières de la valorisation des effluents
fromagers ................................................................................................................................ 109
Figure 43 : Caractérisation physique de la filière de comparaison par boues activées ..... 115
Figure 44 : Filière de comparaison dans le milieu vinicole ............................................... 118
Figure 45 : Développement de la pollution dans la filière de comparaison ...................... 119
Figure 46 : Systèmes analysés en ACV pour les deux filières comparées du traitement des
effluents vinicoles .................................................................................................................. 121
10
Figure 47 : Résultats en score unique pour le mix français normés par rapport aux résultats
de la filière de comparaison avec les minéraux ...................................................................... 123
Figure 48 : Normalisation avec énergie mix FR : (1) Eco-indicator 99 (2) EDIP2003 (3)
IMPACT 2002 + (4) ReCiPe Endpoint Europe pour les filières du traitement des effluents
vinicoles ................................................................................................................................. 124
Figure 49 : Normalisation avec énergie mix FR : (1) ReCiPe Endpoint World (2) ReCiPe
Midpoint Europe (3) ReCiPe Midpoint World pour les filières du traitement des effluents
vinicoles ................................................................................................................................. 125
Figure 50 : Pondération avec énergie mix FR : (1) Eco-indicator 99 (2) EDIP2003 (3)
IMPACT 2002 + pour les filières du traitement des effluents vinicoles ................................ 126
Figure 51 : Pondération avec énergie mix FR : (1) ReCiPe Endpoint Europe (2) ReCiPe
Endpoint World pour les filières du traitement des effluents vinicoles ................................. 127
Figure 52 : La localisation des exploitations GRCETA.SFA ............................................ 142
Figure 53 : les systèmes étudiés ........................................................................................ 143
Figure 54 : Le bilan énergétique des différents systèmes de la production ....................... 145
Figure 55 : Le bilan gaz à effet de serre ACV des différents systèmes de la production .. 145
11
Liste des tableaux
Tableau 1 : Composition des boues urbaines en matière sèche, valeurs agronomiques et
métaux lourds à l’entrée dans la méthanisation ....................................................................... 39
Tableau 2 : Caractéristiques du digestat déshydraté et du compost produit à partir des
digestats .................................................................................................................................... 42
Tableau 3 : Indicateurs et caractéristiques dans la filière-type ............................................ 43
Tableau 4 : Composition du mélange à l’entrée du traitement dans le filière-type pour la
valorisation des effluents fromagers......................................................................................... 46
Tableau 5 : Composition des effluents des fromageries épurés et rejetés dans la nature .... 48
Tableau 6 : Composition des boues de décantation dans les fromageries ........................... 48
Tableau 7 : Composition des effluents vinicoles à l’entrée de traitement ........................... 52
Tableau 8 : Composition des effluents à la sortie du méthaniseur et rejetés dans le milieu
naturel ....................................................................................................................................... 55
Tableau 9 : Composition des boues de clarification à la sortie de la filière-type d’effluents
vinicoles ................................................................................................................................... 55
Tableau 10 : Coefficients retenus pour l’évaluation (présent travail, et données de Lorne et
Bonnet, 2009) ........................................................................................................................... 61
Tableau 11 : Potentiel, surfaces, production et rendement à l’hectare en valeurs nationales
.................................................................................................................................................. 62
Tableau 12 : Surfaces, production et rendement à l’hectare en valeurs nationales en culture
dédiée de luzerne et de maïs ..................................................................................................... 63
Tableau 13 : synthèse de plusieurs études du potentiel français du biogaz à partir des boues
urbaines .................................................................................................................................... 66
Tableau 14 : Potentiel biogaz par méthanisation des effluents fromagers à partir des
données AGRESTE 2009 ......................................................................................................... 68
Tableau 15 : Potentiel biogaz par méthanisation des effluents vinicoles à partir de la
production du vin blanc et rouge 2007 en France .................................................................... 69
Tableau 16 : Synthèse des potentiels des filières étudiées .................................................. 71
Tableau 17 : Méthodes fournies avec SimaPro ................................................................... 76
Tableau 18 : comparaison entre les quatre méthodes .......................................................... 79
Tableau 19 : Caractéristiques du compost produit des boues des STEP urbaines .............. 86
Tableau 20 : Bilan des consommations d’énergie électrique du traitement par m3 des boues
urbaines à l’entrée de la filière-type ......................................................................................... 86
Tableau 21 : Bilan énergétique du fonctionnement par m3 des boues urbaines à l’entrée du
traitement dans la filière de comparaison ................................................................................. 87
Tableau 22 : Bilans de valeur agronomique en g par m3 des boues urbaines à l’entrée du
traitement pour les filières comparées ...................................................................................... 87
Tableau 23 : Résultats en score unique pour les deux filières selon les méthodes retenues
Attention : La valeur des Pt est spécifique à chaque méthode ................................................. 90
12
Tableau 24 : Composition des eaux blanches à l’entrée de la deuxième tranche de la filière
de comparaison pour la valorisation des effluents fromagers ................................................ 100
Tableau 25 : Composition des effluents et des boues à la sortie du décanteur .................. 101
Tableau 26 : Bilan des consommations énergétiques par m3 des effluents fromagers à
l’entrée du traitement dans la filière-type............................................................................... 101
Tableau 27 : Bilan énergétique du fonctionnement par m3 équivalent des effluents
fromagers à l’entrée de la valorisation dans la filière de comparaison (*) Chaleur comptée en
équivalent électricité finale produite (PCI) ............................................................................ 102
Tableau 28 : Bilan NP en g à la sortie de la filière par m3 du mélange des effluents
fromagers entrant .................................................................................................................... 102
Tableau 29 : Résultats en score unique pour les deux filières selon les méthodes retenues
................................................................................................................................................ 104
Tableau 30 : Comparaison entre les facteurs de normalisation de plusieurs catégories
d’impact pour les deux sous-versions « Europe » et « World » de ReCiPe Endpoint ........... 105
Tableau 31 : Composition des effluents rejetés dans le milieu naturel ............................. 116
Tableau 32 : Composition des boues ................................................................................. 117
Tableau 33 : Bilan des consommations d’énergie électrique dans la filière-type par m3
d’effluents vinicoles à l’entrée ............................................................................................... 120
Tableau 34 : Bilan énergétique dans la filière de comparaison par m3 d’effluents vinicoles à
l’entrée .................................................................................................................................... 120
Tableau 35 : Bilan NP en g ramenée par rapport au m3 des effluents vinicoles entrant.... 120
Tableau 36 : Résultats en score unique pour les deux filières selon les méthodes retenues
................................................................................................................................................ 122
Tableau 37 : Comparaison entre les facteurs de caractérisation du radon-222 et du carbone-
14 et les facteurs de normalisation de la catégorie d’impact radiation ionisante entre ReCiPe
« Endpoint et « Midpoint » .................................................................................................... 129
Tableau 38 : Les symboles des systèmes étudiés .............................................................. 143
Tableau 39 : Les besoins énergétiques du digesteur .......................................................... 144
13
1 Introduction
La méthanisation est le processus de digestion anaérobie qui se déroule naturellement dans
les milieux où l’on trouve de la matière organique en absence d’oxygène. Des études
historiques indiquent l’utilisation du biogaz par les Assyriens dix siècles avant J.C. (Lusk,
1998). La redécouverte de la méthanisation remonte au dix-huitième siècle, précisément en
1776, lorsqu’Alessandro Volta, un physicien italien, remarque la présence d’un gaz émis par
les vases en putréfaction d’un marais (le lac Maggiore au nord de l’Italie). Il a étudié ensuite
ce gaz, et a montré qu’il s’agissait d’un gaz combustible et il l’a appelé « gaz des marais ».
Antoine Lavoisier a appelé ce gaz « gaz hydrogène carboné » en 1787 et ce n’est qu’en 1865
que le terme méthane fut proposé et confirmé en 1892 par un congrès international de
nomenclature chimique.
Dès le début du dix-neuvième siècle, ce phénomène a fait l’objet de nombreuses études
tant dans le monde qu’en France (Adler, 2009).
En 1808, Sir Humphry Davy, physicien et chimiste britannique, a étudié la fermentation
anaérobie du fumier. En 1859, la première installation de méthanisation a été construite dans
une colonie britannique à Bombay en Inde (Meynell, 1976). En 1881, un brevet a été déposé à
Vesoul (70) par l'entrepreneur Louis Mouras concernant une nouvelle fosse pour l'épuration
des eaux de latrines par « fermentation méthanique », une invention qui a été commercialisée
par François Napoléon Marie Moigno, connu sous le nom d'Abbé Moigno, un mathématicien
français (Builder, 1968). En 1884, Ulysse Gayon, élève en agronomie à l’école Louis Pasteur
à Bordeaux, a observé la libération d’un gaz par la fermentation du fumier et a fait plusieurs
expériences. En 1898 un autre brevet a été déposé à Exeter en Grande Bretagne par
l’ingénieur Donald Cameron concernant une fosse septique pour le traitement des eaux
d’égouts. Il a aussi construit une installation de méthanisation à Exeter et le biogaz était
valorisé pour l’éclairage public. D’autres agronomes et biologistes ont essayé de travailler sur
ce sujet bien que les moyens de recherche étaient timides pendant le dix-neuvième siècle.
C’est pourquoi nous nous contentons de citer ces derniers travaux.
Après la première guerre mondiale, la méthanisation a émergé en tant que source
énergétique en raison de la rareté et de la cherté des sources locales. En particulier, la
méthanisation des boues de stations d’épuration urbaines a été conduite par les travaux de
l’Allemand Karl Imhoff qui s’est intéressé à la valorisation du biogaz. En parallèle, Ducellier
et Isman, enseignants à l'Ecole Nationale d'Agriculture d'Alger, ont travaillé sur la
méthanisation du fumier et des effluents de l’élevage. La méthanisation dans le milieu
agricole a ainsi connu une révolution après la seconde guerre mondiale.
Cette technologie a reculé rapidement et a été presque oubliée durant les années cinquante
et soixante avec l’arrivée des sources énergétiques fossiles moins coûteuses et facilement
disponibles. Cependant, concernant le traitement dans les stations d’épuration, la
méthanisation a gardé son rôle comme une technique efficace pour le traitement et la
stabilisation des boues urbaines, surtout en Allemagne.
Le choc pétrolier de 1973 et l’inquiétude d'une possible pénurie d’énergie fossile ont
montré la nécessité de chercher d’autres sources énergétiques renouvelables ou alternatives au
pétrole. De fait, l’intérêt des énergéticiens s’est à nouveau porté sur la méthanisation comme
une des solutions à ces problèmes. Elle a connu une réussite importante dans le domaine
agricole, notamment avec les techniques de « méthanisation à la ferme ».
En France, par exemple, une centaine d’installations de méthanisation à la ferme environ
ont été construites à l’époque. Ces événements ont été accompagnés par un développement
14
scientifique au sein d’équipes de recherche. Ces dernières ont travaillé sur l’amélioration du
procédé concernant le fonctionnement des méthaniseurs pour substrats divers comme la partie
fermentescibles des ordures ménagères ou encore les effluents industriels.
Cependant, la méthanisation est retombée dans l'oubli au milieu des années quatre-vingt
suite à la baisse du prix du pétrole, les installations de la méthanisation ont perdu leur
rentabilité et les projets envisagés se sont arrêtés.
À partir des dernières années du vingtième siècle, la méthanisation resurgit comme étant
une technique efficace pour le traitement des pollutions. En particulier, avec la prise de
conscience internationale du besoin croissant de protéger l’environnement et de développer
des solutions aux problématiques « énergie-eau-déchets » dans un contexte de changement
global. En plus, les domaines concernés par le procédé se sont multipliés pour y inclure les
résidus, déchets et effluents résiduaires des industries agroalimentaires ainsi que la gestion des
substrats méthanisables, et ce quelles que soient leurs origines comme les papeteries par
exemple.
Les fluctuations du prix du pétrole et les soucis continus dans les zones de production ont
contribué aussi à réveiller les intérêts vers la digestion anaérobie. Surtout, avec les
avancements technologiques dans ce domaine comme la multiplication des applications de
valorisation puisque le biogaz est convertible en pratiquement toutes les formes utiles
d'énergie ce qui rend la production du biogaz adaptable avec tous les types de débouchés
possibles à proximité ou à distance pour des usages internes ou externes.
Il ne faut pas oublier d’autres avantages comme les coproduits qui accompagnent la
production du biogaz. Les digestats peuvent être valorisés comme engrais sur les sols
agricoles avec une bonne valeur fertilisante. La totalité de l’azote contenu dans la matière
méthanisée est conservée lors de la méthanisation. En revanche, il y a une modification de la
forme organique d’origine en une forme ammoniacale NH4+
plus assimilable par les plantes.
Le digestat a aussi une valeur structurante pour le sol puisque la matière organique qui
formera l’humus est partiellement conservée. Un autre avantage est la désodorisation des
effluents organiques parce que la grande partie des odeurs émises par ces effluents sont dues à
la présence d’acides gras volatils. Ces derniers sont partiellement dégradés par les micro-
organismes anaérobies lors de la méthanisation.
Nous présentons dans la Figure 1 quelques éléments de l’histoire de la méthanisation
depuis sa redécouverte et sa formalisation par Alessandro Volta en 1776 jusqu’à nos jours.
Toutes les étapes ne sont pas présentées dans notre compilation des travaux de différents
historiens.
15
Figure 1 : Histoire de la méthanisation
Elle émerge maintenant comme une technique efficace et économique dans de nombreux
secteurs, avec à la production d’un carburant gazeux qui peut être autoconsommé sur
l’installation, utilisé comme carburant ou injecté, après épuration, dans le réseau du gaz
naturel.
Les opportunités de développement de filières biogaz dépendent de deux aspects :
l’étendue des ressources mobilisables énergétiquement dans des conditions acceptables du
point de vu technique et socio-économique, et la performance environnementale de la filière.
La France présente un retard dans le développement de la méthanisation par rapport à
d’autres pays d’Europe, par exemple en Allemagne, où il existe environ 3500 unités de
méthanisation dans le domaine agricole.
Le potentiel de biogaz en France à partir des différents substrats ainsi que la position de la
méthanisation, parmi les autres procédés du traitement, par rapport au bilan environnemental
et énergétique étaient au début de ce travail peu documentés. C’est pourquoi ces points sont
abordés dans ce travail et en constituent un des fils directeurs.
Dans le deuxième chapitre, une description détaillée des filières de méthanisation est
présentée. Cette description inclut les procédés de méthanisation, les paramètres de
fonctionnement, la définition des filières existantes ainsi que la typologie de ces filières.
Tout d’abord, il faut commencer par comprendre et analyser la méthanisation dans chaque
domaine selon les différentes matières à méthaniser. Nous définissons alors, dans le troisième
chapitre, des filières-type qui détaillent le traitement par méthanisation dans chacun de ces
domaines. Ces filières-type nous permettent d’étudier globalement les deux bilans énergétique
et environnemental du procédé d’épuration par digestion anaérobie.
Dans le quatrième chapitre, un potentiel de biogaz a été établi à partir des valeurs fournies
dans les filières-type et d’autres valeurs complémentaires fournies par des contacts ou dans la
bibliographie.
Les méthodes et les approches environnementales retenues dans ce travail sont présentées
au cinquième chapitre.
16
Dans le sixième chapitre nous visons à bien montrer l’impact environnemental de la
méthanisation. Nous avons choisi de comparer ce procédé à d’autres techniques de production
énergétique ou de traitement. Du fait, des filières de comparaison ont été définies. Une
comparaison entre la filière-type avec sa filière de comparaison éclaire sur l’impact
environnemental ainsi que sur le bilan énergétique de ces deux filières.
L’analyse et la comparaison environnementale reposent sur différentes méthodes :
- Les bilans d’énergie et de matières évalués à partir de la connaissance des systèmes-type ;
- Les analyses de cycle de vie, plus complètes en termes de catégories d’impact potentiel.
L’Analyse de Cycle de Vie est un outil d’analyse environnementale s’appliquant à la
totalité du cycle de vie en passant par les toutes les phases d’extraction, de distribution,
d’utilisation et d’élimination ou de recirculation.
Un potentiel important de plus de 11 Mtep/an est estimé à partir des ressources disponibles
dans les filières retenues. Un chiffre qui présente 4% de la consommation d’énergie primaire
en France en 2008. Les ressources agricoles contribuent à une part importante de ce potentiel.
Les déchets résiduaires des industries agroalimentaires complètent ce potentiel sachant que la
quantité des déchets méthanisables est importante sur le territoire français.
17
2 Description des filières de méthanisation
2.1 La méthanisation : des processus biologiques,
chimiques et physiques à la filière complète
Figure 2 : Un schéma à échelles différentes
La méthanisation est un procédé de conversion de matière organique en un gaz présentant,
par sa chaleur de combustion, un contenu énergétique relativement élevé. Elle doit être
abordée comme une étape constitutive d’une filière complète à grande échelle. Le procédé,
issu d’un ensemble de plusieurs éléments se déroulant à l’échelle microscopique, est
macroscopique à l’échelle du méthaniseur (Figure 2). Il subit l’influence de paramètres de
production pouvant agir sur :
des processus biologiques, chimiques et physiques qui ont lieu à micro-échelle
grâce à des bactéries anaérobies qui digèrent le substrat organique ;
le procédé à macro-échelle organisé dans l’enceinte fermée (méthaniseur). Ce
procédé contrôle la relation entre les bactéries et les substrats ce qui donne
deux grandes familles de procédés, procédé à biomasse libre et procédé à
biomasse fixe. Les bactéries microbiennes transforment, en absence d’oxygène,
les substrats organiques en biogaz combustible ;
Sur la Figure 3 la macro-échelle fait apparaitre la relation entre les bactéries et les substrats
dans l’enceinte fermée (le méthaniseur) et la micro-échelle éclaire sur les processus en jeu.
18
Figure 3 : La méthanisation à macro et à micro échelle
La filière complète, qui est la grande-échelle de la réflexion, comprend plusieurs systèmes,
dont le procédé de méthanisation (Figure 7). Au final les ressources, qu’elles soient dédiées
ou résidus d’autres procédés, conduisent à une valorisation d’énergie (biogaz) et à une
valorisation de la matière non dégradée restante après le traitement (digestat) par voie
agricole.
2.1.1 Procédé de méthanisation
À l’échelle macroscopique dans le méthaniseur, le biogaz produit, en absence d’oxygène,
est un gaz combustible. Celui-ci est composé d’un mélange de méthane (CH4) et de dioxyde
de carbone (CO2).
Les bactéries anaérobies ont tendance à produire du CH4 et du CO2 à partir de la matière
organique contrairement aux bactéries aérobies qui oxydent la matière organique en CO2 et
H2O. Ce procédé comporte plusieurs étapes :
- Hydrolyse
- Acidogènese
- Acétogènese
- Méthanogènese.
Chacune de ces étapes est régie par une communauté bactérienne particulière.
19
Le schéma des quatre étapes à micro-échelle présenté dans la Figure 3 fait consensus dans
la littérature (Addou, 2009) (Moletta 2008) (Görisch et Helm 2008) (Damien, 2008) (La Farge
1995).
La Figure 4 présente un cycle général partant des ressources jusqu’à la valorisation des
produits (biogaz et digestat) en passant par les matières méthanisées.
Figure 4: Le cycle des matières méthanisées
Au cours de la méthanisation sont mis en avant plusieurs intérêts et avantages tels que la
réduction de la charge organique, la réduction des impacts environnementaux et la réduction
des odeurs et des risques pathogènes ainsi qu’un bilan énergétique favorable grâce au biogaz
et digestat produits, sans parler des nombreux débouchés de valorisation du biogaz (Addou,
2009).
2.1.2 Procédés
On peut, selon la technologie utilisée, considérer deux grandes familles de procédés de
méthanisation (Boulenger et Gallouin 2009) (Görisch et Helm 2008) (Moletta 2008) :
a) Procédés à biomasse libre
Dans les procédés à biomasse libre, la technique est simple et adaptée généralement au
traitement des effluents fortement chargés en matières organiques (déchets agricoles, boues
urbaines, …). L’écoulement, s’effectue soit par brassage (infiniment mélangé) soit par front
(écoulement piston).
20
Dans le premier procédé, le substrat est homogénéisé par brassage mécanique (agitateurs
ou mélangeurs), pneumatique (recirculation du biogaz comprimé) ou hydraulique. Ce type
s’appelle aussi contact anaérobie (recirculation de substrat contenu dans le digesteur). Ces
différentes façons de brassage peuvent être appliquées seules ou simultanément (Figure 5 - a),
sachant que l’on peut profiter des substrats recirculés et réinjectés pour maintenir la
température désirée à l’intérieur du réacteur.
Dans le second, le substrat chemine lentement de l’entrée à la sortie permettant
d’augmenter le temps de rétention et d’augmenter par conséquence le contact entre substrat et
bactéries Figure 5 – b).
Figure 5 : Procédés de méthanisation à biomasse libre - a) infiniment mélangé ; b) écoulement piston
b) Procédés à biomasse fixée
Ces réacteurs sont adaptés au traitement d’effluents, moins chargés, afin d’éviter les
risques de colmatage, avec deux technologies à boues granulaires et à support.
Dans les réacteurs de première technologie, des granules sont formés par l’agrégation
naturelle des bactéries anaérobies. Les exemples de ces réacteurs sont le réacteur UASB
(réacteur à lit de boues à flux ascendant) équipé d’une cloche de séparation Figure 6 – a), et le
réacteur IC (réacteur à recirculation interne) équipé de plusieurs compartiments empilés.
Pour la seconde technologie, en élargissant la surface de fixation, le support permet la
réduction du temps de rétention hydraulique et l’augmentation des charges volumiques
appliquées (Farinet et Forest 1994). Deux digesteurs sont classés dans cette famille. Les
réacteurs à lit fixe avec un support vrac ou orienté immobile Figure 6 – b) et les réacteurs à lit
fluidisé Figure 6 – c) ou turbulé Figure 6 – d) avec un support vrac mobile par recirculation de
la matière méthanisée ou du biogaz respectivement.
21
Figure 6 : Procédés de méthanisation à biomasse fixée - a) réacteur à lit de boues à flux ascendant (UASB) ; b)
réacteur à support fixe ; c) réacteur à support fluidisé ; d) réacteur à support turbulé
2.1.3 Paramètres physico-chimiques de la méthanisation
Plusieurs paramètres doivent être contrôlés pour le déroulement optimal de la
méthanisation, et un suivi continu de ces paramètres est nécessaire pour maintenir la stabilité
du processus et des qualités et quantités de biogaz et de digestat produits (Demuynck et al.,
1984) (La Farge 1995) (Sabonnadière 2007) (Moletta 2008) (Frédéric et Lugardon 2007).
a) Température de digestion
La température est un paramètre physique qui agit directement sur l’activité de micro-
organismes anaérobies, et par conséquence sur la stabilité de la digestion, sur les rendements
de production de biogaz et sur la performance de traitement. Pour assurer le maintien à la
température optimale, une source énergétique est utilisée pour échauffer les substrats
directement dans le digesteur ou indirectement en échauffant une partie recirculée des
substrats avec une homogénéisation du substrat dans les deux cas. Fréquemment, la source
d’énergie pour le chauffage est le biogaz lui-même.
Les différents groupes bactériens responsables des étapes successives de méthanisation
ont des températures optimales de fonctionnement différentes. On distingue trois niveaux de
température pour le fonctionnement des méthaniseurs :
Psychrophile à basse température 5°C-25°C : utilisée normalement dans les
méthaniseurs fonctionnant à la température ambiante. Cette technique exige des
longs temps de rétention, et c’est pourquoi elle n’est plus utilisée en Europe.
Mésophile à moyenne température 25°C-38°C : la plupart des digesteurs
anaérobies européens opèrent dans cette gamme de température.
22
Thermophile à haute température au dessus de 50 °C jusqu’à 70 °C : cette
technique est moins utilisée en raison des besoins énergétiques importants pour
maintenir la température dans le méthaniseur. Il peut arriver toutefois que ce
procédé soit utilisé en complément du procédé mésophile, puisque les matières
organiques prioritairement dégradées ne sont pas nécessairement les mêmes
dans les deux processus.
b) Potentiel hydrogène pH
Le pH est un paramètre chimique important puisque la communauté bactérienne
méthanogène est sensible aux variations de pH. Cette communauté requiert un milieu neutre
avec une valeur de pH comprise entre 6,5 et 8,5 pour son fonctionnement optimal.
L’accumulation d’acides gras volatils ou d’hydrogène peut produire une acidification dans le
méthaniseur et inhiber ainsi la méthanisation. Par voie de conséquence, il est très important de
suivre la valeur de pH de l’ajuster si nécessaire en injectant de la lessive de soude (Hydroxyde
de Sodium) normalement sous forme liquide pour baisser l’acidité du milieu dans le digesteur.
c) Homogénéité de substrat
C’est un paramètre important pour optimiser les conditions de la méthanisation en assurant
un bon contact entre les micro-organismes et la biomasse traitée et en évitant les gradients de
température dans le digesteur. Cette homogénéité peut être garantie par plusieurs voies
comme déjà indiqué : un brassage mécanique, une recirculation de substrat ou une
recirculation sous pression du biogaz produit.
d) Concentration de matière organique dans les substrats
Le niveau de concentration en matière organique dans les substrats est important pour le
fonctionnement de l’installation et pour la prévision des quantités de biogaz produit. Ce
paramètre peut être mesuré par la « Demande Chimique en Oxygène » (DCO) avec comme
unité courante la masse d’oxygène consommé pour la dégradation biologique (gO2/l). La
mesure de cette grandeur à l’entrée et à la sortie du méthaniseur permet de calculer l’efficacité
du traitement. Ce paramètre peut également être mesuré par le COT « Carbone Organique
Total ».
2.2 Principales filières
2.2.1 Définition des filières
Par filière de méthanisation, on entend ici une succession d’étapes (systèmes) aboutissant à
la production de méthane et à son utilisation, à partir d’une ressource ou d’un ensemble de
ressources. Les étapes incluent :
- la production et la collecte, ou la mobilisation, de la ressource.
- le transport et l’acheminement des ressources qui sont généralement constituées de la
matière organique.
- le stockage et le prétraitement éventuels.
- la digestion anaérobie produisant du biogaz, d’une part, et des coproduits (digestat
notamment), d’autre part. Les coproduits font l’objet de différents traitements, transport et
utilisations possibles.
- le stockage et le traitement du biogaz.
23
- l’utilisation éventuelle d’une partie du biogaz pour fournir les besoins énergétiques du
processus, et en particulier pour maintenir une température optimale de l’activité des bactéries
anaérobies dans le digesteur.
- l’utilisation du biogaz dans différentes voies de valorisation possibles.
Une filière générale est présentée système par système dans la Figure 7 avec les systèmes
clé encadrées en vert.
La définition d’une filière requiert donc une bonne connaissance de l’enchaînement des
étapes dès la production des ressources jusqu’à la valorisation finale des produits et des
coproduits. Dans chacune des ces étapes, on peut considérer d’une part les systèmes utilisés,
et d’autre part les principaux paramètres de fonctionnement.
Figure 7: Principales étapes (systèmes) dans une filière complète de méthanisation
24
2.2.2 Typologies de filières existantes
Plusieurs types de filières peuvent être distingués selon le critère de classification
considéré :
a) Par ressources et par secteurs d’activité
Les ressources de méthanisation s’étendent à toutes les formes de matières organiques
suivantes :
Filière agricole : inclut les cultures dédiées, les résidus agricoles, les déjections
animales et les effluents d’élevage ;
Filière des boues des stations d’épuration urbaines ;
Filière des industries agroalimentaires : les effluents résiduels des fromageries,
des installations vinicoles, …etc. ou les déchets produits par l’artisanat
(abattoirs, boulangeries, conserveries des fruits et légumes, papeteries avec la
liqueur noire qui constitue le résidu séparé de la pulpe elle-même constituée de
fibres de cellulose dont la lignine a été séparée, …) ;
Filière des déchets ménagers : la fraction fermentescible est méthanisable en
augmentant leur humidité. Cette filière connaît certains développement en
France (procédé Valorga, …) (Rousseaux et Apostol 2000) ;
Filière de co-digestion
b) Par type de procédés
Mono étage (ou niveau) et bi étage-échelle de procédé
Les méthaniseurs sont généralement en mono étage où toutes les réactions biologiques se
font dans un même réacteur. Les micro-organismes responsables des quatre étapes de
méthanisation sont différents au regard de plusieurs paramètres comme la température
optimale de fonctionnement et l’activité bactérienne. Pour trouver un compromis entre les
différents micro-organismes, on peut choisir la digestion en deux étapes, une première étape
d’hydrolyse et d’acidogènese et une deuxième d’acétogènese et de méthanogènese. Cette
séparation physique des phases anaérobie permet d'accroître la dégradation de la matière
organique, d'améliorer la production de biogaz et d'atteindre un meilleur contrôle des
conditions de fonctionnement.
En batch ou en continu-échelle de temps
Le méthaniseur batch peut être rempli par le substrat puis fermé une fois plein. En
revanche, dans le méthaniseur en continu, le substrat est injecté dans le méthaniseur en
continu de façon régulière ou plusieurs fois par jour (Weiland, 2010).
c) Par mode de valorisation du biogaz
La composition du biogaz est variable, dépendante de plusieurs paramètres mais elle est,
en général, proche de celle du gaz naturel. Il existe plusieurs modes de valorisation du biogaz
(ATEE) (Moletta 2008) (Sabonnadière 2007).
Valorisation thermique
La valorisation thermique se fait notamment par la combustion du biogaz dans une
chaudière pour la production d’eau chaude, de vapeur ou d’air chaud. C’est la voie la plus
simple de valorisation du biogaz. En effet, il suffit de comprimer le biogaz avant de l’injecter
dans le brûleur. Cependant, des teneurs élevées en hydrogène sulfuré ou en vapeur d’eau
peuvent provoquer des problèmes conduisant à des disfonctionnements. L’énergie produite a
25
plusieurs débouchés, comme déjà indiqué, et peut servir pour divers usages thermiques selon
la situation. Une partie peut être consommée, si nécessaire, pour l’échauffement du digesteur,
mais aussi pour l’échauffement des locaux, le séchage des fourrages, la déshydratation des
boues urbaines, …
Valorisation en force motrice
Dans ce cas il est brûlé dans des moteurs à combustion interne traditionnels adaptés à la
combustion de biogaz. Il s’agit de moteurs dits dual-fuel dérivés des moteurs diesel qui
fonctionnent avec un mélange de biogaz avec une petite quantité de gazole (5-10% du
mélange) permettant son auto-inflammation ou de moteurs à étincelles dérivés des moteurs
essence fonctionnant au biogaz seul.
Valorisation électrique
D’un point de vue électrique, plusieurs voies de valorisation sont possibles.
Moteur thermique équipé d’un alternateur :
Il s’agit des mêmes moteurs que ceux mentionnés ci-dessus.
Chaudière au biogaz, suivie d'une turbine à vapeur :
Elle présente la voie classique la plus simple pour la production de l’électricité à partir de
biogaz puisque l’épuration de celui-ci n’est pas exigée comme dans le cadre de sa valorisation
thermique.
Turbine à combustion :
Le biogaz est brûlé dans une chambre qui précède la turbine, puis décomprimé dans la
turbine équipée d’un alternateur. Dans ce cas le biogaz doit être déshydraté et comprimé en
amont de la chambre de combustion.
Cogénération
Il s’agit d’une valorisation combinée de la chaleur et de l’électricité et déployable à partir
des trois techniques présentées pour la valorisation électrique en y ajoutant des échangeurs
thermiques récupérant la chaleur perdue. Les rendements énergétiques peuvent alors atteindre
90%.
Valorisation en biocarburant automobile
L’utilisation du biogaz comme carburant automobile demande une excellente qualité de
pureté du gaz. Il doit contenir un minimum de 96 % de méthane. Il ne doit pas contenir d’eau,
de soufre, d’organo-halogénés, de carbone ou de métaux. Il est nécessaire également de le
comprimer.
Injection sur le réseau de gaz de ville
Pour son utilisation dans le réseau de gaz de ville, une épuration importante est nécessaire
afin de rendre la composition du biogaz proche de celle du gaz naturel.
Pas de valorisation (torchère)
Le biogaz peut être brûlé dans une torchère lorsque la valorisation énergétique n’est pas la
motivation essentielle de la méthanisation, mais pour d’autres raisons aussi comme :
- la réglementation obligeant les sites polluants à dépolluer leurs rejets,
- l’efficacité du traitement par méthanisation, au regard d’autres techniques, par
rapport à la consommation énergétique, à l’occupation du sol ou au coût global.
26
Le méthane a un potentiel d’échauffement global (PEG) 21 fois supérieur à celui du
dioxyde de carbone. C’est pourquoi il est indispensable d’un point de vue environnemental
que le biogaz non valorisée soit brûlé en torchère, pour ne rejeter que du CO2 d’origine
biologique dans l’atmosphère. Pour des raisons de sécurité, même avec une valorisation du
biogaz, une torchère complète toujours l’installation.
Comme présenté dans la Figure 4 le CO2 entre dans un cercle fermé puisque la quantité
rejetée dans l’atmosphère suite à la valorisation du biogaz produit a été déjà captée par la
biomasse utilisée comme ressource à l’entrée du cycle des matières méthanisées.
Les usages chaleur et carburant (pour moteurs stationnaires ou véhicules automobiles)
comptent parmi ceux dont le rendement énergétique global est le meilleur.
d) Par l’état physique (solide, semi-solide, liquide) des ressources
Trois grandes familles peuvent être distinguées (Demuynck et al., 1984) :
Ressources solides avec un contenu de matière sèche de plus de 10% comme
c’est le cas pour les cultures dédiés, les déchets agricoles, la partie
fermentescible des ordures ménagères, … ;
Ressources semi-solides avec un contenu de matière sèche entre 4-10% comme
les boues urbaines et les fumiers ;
Ressources liquides avec un contenu de moins de 4% comme les effluents
résiduels des industries agroalimentaires, …. Il est à noter que les liquides trop
faiblement concentrés en matière organique peuvent difficilement constituer
une ressource valorisable.
e) Par d’autres critères
Dimensions : selon la taille de l’installation, les quantités de matières
premières, …. Nous distinguons des installations de petite taille avec 10.000
t/an de matières brutes, des installations de taille moyenne avec une quantité
jusqu’à 20.000 ton/an des matières traitées et des installations de grande taille
qui peuvent traiter des quantités plus importantes (Berglund et Borjesson
2006) ;
Implantation géographique : selon les conditions climatiques, en particulier les
températures, qui jouent, comme déjà indiqué, un rôle essentiel dans l’activité
des espèces bactériennes ;
Par l’approvisionnement de l’installation : nous distinguons des installations
décentralisées où les matières premières sont produites sur place et des
installations centralisées (à l’échelle industrielle) où les matières sont produites
ailleurs et sont ensuite transportées dans l’installation de méthanisation.
2.2.3 Filières émergentes
a) Algues
Les algues sont des groupes végétaux très anciens et très diversifiés. On compte de 36.000
jusqu’à 10 millions d’espèces d’algues (Graham et al., 2009). Les algues peuplent, en
majorité, des milieux aquatiques, doux ou salés, peu profonds où coexistent la lumière et les
nutriments minéraux. Elles profitent de l’énergie de la lumière pour transformer le dioxyde de
carbone CO2 en carbone organique comme le glucose pour les micro-algues ou encore les
polysaccharides comme la cellulose et l’amidon pour les macro-algues. Les nutriments
nécessaires pour la croissance des algues, par le processus biochimique de photosynthèse,
27
sont le carbone inorganique, l’azote combiné, le phosphate, le soufre, le fer, le manganèse, la
silicone, le cobalt et d’autres éléments.
Nous pouvons en distinguer deux grands groupes :
- les micro-algues, ou phytoplancton flottant en pleine eau. Pour la production des micro-
algues, nous avons deux principales méthodes (Cadoret et Bernard 2008) (Calu 2006) :
Les bassins à ciel ouvert du type « Raceway » : les micro-algues sont
majoritairement produites par culture dans des bacs ou bassins ouverts où le
faible niveau de contrôle des conditions de croissance limite le nombre
d'espèces aux plus résistantes ;
Les photobioréacteurs clos : apparus plus récemment, ils présentent des
performances accrues dues d’une part à la possibilité d'optimiser les conditions
de la culture et d’autre part aux barrières la séparant de l’environnement
extérieur qui font obstacle aux contaminations (Olivo 2007).
- les macro-algues, fixées au substrat par un thalle. Le substrat peut être des roches, des
coraux, d’autres algues ou encore des animaux et des plantes aquatiques.
Les plantes aquatiques, en général, et les algues, en particulier, constituent un gisement
potentiel de biomasse intéressant. Les algues prolifèrent rapidement et peuvent convenir à une
production de biomasse énergétique. Une récupération de 60% du contenu énergétique de la
biomasse algale est possible par la méthanisation d’espèces d’algues différentes (Damien,
2008). Le rendement de productivité des algues est très important. Pour remplacer 50% des
carburants utilisés aux États-Unis par du biodiesel issu de cultures dédiées, il faudrait une
surface équivalente à 24% (c’est le cas du palmier à huile qui a un rendement élevé de
production d’huile) jusqu’à 846% (dans le cas de maïs) de la superficie cultivée totale aux
États-Unis. Contrairement aux micro-algues pour lesquelles il suffit de 1% à 3% de superficie
(Chisti 2007).
La digestion anaérobie des algues a déjà été constatée il y a plus d’un demi-siècle (Golueke
et al., 1957). Les Ulves, par exemple, représentent un bon substrat pour la méthanisation
grâce à une teneur importante en hémicellulose et une faible teneur en lignine (Briand et
Morand 1997). Les algues marines, composé de polysaccharides avec un contenu faible de
cellulose et presque pas de lignine, sont très convenable à la méthanisation. Les espèces
marines Macrocystis pyrifera et Durvillea antarctica produisent un biogaz avec une teneur
élevée en méthane (65%) et un rendement de production autour de 180 ml.g-1
MS.j-1
(Vergara-fernandez et al., 2008). Plusieurs études ont proposé la co-digestion des différentes
matières organiques avec les algues pour améliorer le rendement du processus (Cecchi 1996)
(Sialve et al., 2009) (Ward et al., 2008) (Yen et Brune 2007) (Sharma et al., 1999). Il est
possible de réduire la concentration de métaux lourds dans le digestat des algues ce qui
permettra son utilisation comme fertilisant (Nkemka et Murto 2010).
Les coûts élevés de production des algues pour la production du biogaz est un désavantage
pour la concurrence de cette filière (Shilton et Guieysse 2010), et des installations
commerciales n'ont pas encore été mises en œuvre (Harun et al., 2010).
Cependant, la valorisation des algues comme une ressource pour la production du biogaz
par méthanisation se développe dans le monde. En France, le projet Morgane de la société
Olmix utilise des algues comme un co-substrat de méthanisation. Ce projet est installé en
Bretagne où se pose déjà le problème environnemental de la prolifération des algues. Nous
pouvons également parler du projet SYMBIOSE soutenu par l'Agence Nationale de la
Recherche ANR en partenariat avec le bureau d’études de méthanisation Naskeo
28
Environnement et plusieurs laboratoires de recherche comme INRA de Narbonne, ECOLAG,
…etc. (Agence Nationale de la Recherche 2009).
Les algues en tant que ressource de biomasse ont plusieurs avantages tels que :
- la possibilité de produire des quantités de biomasse importantes sans produits
phytosanitaires ;
- la non concurrence directe avec l’alimentation humaine ;
- les possibilités de production et de récolte continue avec un contrôle de croissance ;
- les possibilités d'avoir un haut rendement de production par unité de surface au sol
mobilisée.
Il faut tenir compte du fait que leur teneur importante en composés soufrés provoquera un
contenu plus élevé en sulfure d'hydrogène (H2S) dans le carburant biogaz produit, ce qui peut
induire des contraintes de fonctionnement ou des coûts d’épuration plus élevés.
b) Autres espèces des plantes
Plusieurs plantes aquatiques ont été citées comme une ressource de matières organique qui
peut servir pour la méthanisation (Damien, 2008):
La jacinthe d’eau : une plante aquatique tendant à produire généreusement par
hectare. Elle a un rendement énergétique par la méthanisation qui peut atteindre
jusqu’à 440 m3/ha/jour de méthane.
Les plantes invasives : des plantes aquatiques ou terrestres qui ont une
productivité intéressante de biomasse sans apport d’engrais ou d’irrigation.
29
3 Les filières étudiées : description par systèmes-type
3.1 Démarche de description d’une filière par systèmes type
Un des atouts de la méthanisation est de pouvoir s’appliquer à une grande diversité de
filières, comme présenté dans le Chapitre 2. De plus, pour une filière donnée, une assez
grande variété de situations est possible. Les études bilan, telles que les études de potentiel ou
les bilans environnementaux, nécessitent au contraire de traiter un nombre réduit de
situations, qu’on pourrait considérer comme des situations standard. Ces situations doivent
être le plus représentatives possible d’une « situation moyenne » nationale ou régionale par
exemple.
Pour cela, reprenant un cadre méthodologique utilisé au laboratoire pour des
problématiques similaires (Bonnet, 1998) (Goossens et Bonnet, 2001) (Prieur, 2004), nous
avons élaboré une description des différentes filières par leurs systèmes type. La démarche
repose, pour une filière-type retenue, sur différentes étapes d’inventaire qualitatif, puis
d’étude quantitative :
1. Description des schémas de filière représentatifs ;
2. Identification et description des étapes et des systèmes mis en œuvre :
- identification et description des équipements
- identification des flux intervenant dans les systèmes ;
3. Evaluation quantitative des systèmes-type représentatifs
- description quantitative des équipements : matériaux, masses, puissances installées,
débits, etc.
- écriture des relations physiques et évaluation des flux en fonctionnement : débits,
puissances moyennes, rendements, etc. ;
4. Application aux études de potentiel et aux bilans environnementaux. Selon la finalité et
les problématiques spécifiques aux filières étudiées, les schémas descriptifs peuvent être
complétés.
En effet, l’étude et l’analyse des différentes filières requiert une connaissance détaillée de
chaque filière en précisant les différents systèmes successifs de préparation des matières, de
traitement, de valorisation des produits (biogaz) et de coproduits (digestat) et l’utilisation des
rejets et des produits finaux contribuant aux différentes étapes d’une filière complète de
méthanisation. Dans chaque système, il faut caractériser les dispositifs utilisés (volume,
puissance électrique, temps de rétention, …), leurs constructions (matière de fabrication,
épaisseur, …), leurs fonctionnements (temps de fonctionnement des équipements électriques
…) et efficacités ainsi que les flux à l’entrée et à la sortie (volume, composition, …) (Figure 7
- Chapitre 2).
La filière-type est choisie parmi les différentes filières au regard des ressources mis en
avant. Ainsi plusieurs filières-type peuvent alors être définies pour la même filière à partir des
différentes ressources qui la constituent.
La filière-type, dans son architecture, ses matériaux et son dimensionnement, est destinée à
être "la plus représentative possible" de la situation existante du traitement par méthanisation
sur les sites en France pour une ressource associée à une filière donnée.
30
Elle permet de définir les caractéristiques moyennes des différents systèmes constitutifs
d’une filière. Elle détermine en particulier les matériaux et l’énergie mobilisés pour la
fabrication, le transport et l’implantation des équipements, ainsi que les paramètres techniques
lors de fonctionnement. Pour être capable de le faire, il faut avoir une connaissance complète
des systèmes et des sous-systèmes qui constituent la filière visée. Il faut aussi distinguer les
différences entre les techniques disponibles au niveau du système ou du sous-système. De
plus, les différents flux, ainsi que leurs caractéristiques, doivent être identifiés à l’entrée et à
la sortie des différentes étapes du processus de méthanisation dans son ensemble.
La taille et la capacité du site sont des critères importants à prendre en compte dans la
définition, pour chaque filière étudiée il existera alors plusieurs gammes.
La structure de la filière-type n'est pas figée et pourra ultérieurement faire l'objet de
variantes en fonction des problématiques étudiées.
3.2 Identification des filières étudiées, et données
disponibles pour l’analyse
Les filières-type retenues présentent, comme déjà indiqué, les types des filières par
ressource d’origine.
Nous cherchons à rendre compte de la situation nationale en proposant une description
réaliste des filières existantes, par l’identification et la définition des systèmes-type qui y
interviennent. L’objectif est de prendre en considération les caractéristiques réelles des
systèmes, afin de permettre ultérieurement de développer et d’enrichir les analyses
environnementales et les études de potentiel associées.
Tout d’abord, nous avons choisi les filières à étudier. La sélection s’est basée sur le
positionnement et le développement de la méthanisation comme technique de valorisation
énergétique ou de traitement dans les différentes filières en France. De fait, quatre filières ont
été choisies :
Les cultures dédiées et les résidus agricoles
Les boues des STEP urbaines
Les effluents résiduaires des fromageries
Les effluents résiduaires des installations vinicoles
Étudier et analyser la méthanisation dans ces quatre filières en la comparant avec d’autres
techniques enrichit nos connaissances dans les domaines du traitement et de la production
énergétique. Notons que les résultats peuvent être applicables pour décrire des filières proches
de celles étudiées ici.
La méthanisation occupe une place significative dans les quatre filières ci-dessus, mais elle
est répandue aussi dans d’autres filières. Par exemple, plusieurs installations ont vu le jour
pour le traitement des ordures ménagères municipales, des résidus des papeteries ainsi que
d’autres industries agro-alimentaires comme les brasseries, les conserveries ou les différentes
industries des fruits et légumes (SINOE, 2009).
31
Ensuite, les données disponibles concernant chaque filière ont été recherchées pour
construire une première image générale. La recherche et la collecte de ces données a visé
différents domaines :
Des bases de données et des informations accessibles sur internet ;
Des livres spécialisés dans la méthanisation ou dans le traitement des déchets et
des effluents résiduels et dans la valorisation de la biomasse en général ;
Des documents et des fiches techniques qui décrivent d’autres techniques de
traitement dans le cas où la méthanisation ne représente pas la situation
générale dans la filière étudiée, un croisement des données est possible pour
obtenir les données manquantes.
Ces premières sources de documentation sont utiles pour la description générale et pour
certaines données techniques de base.
3.3 Données complémentaires nécessaires à l’analyse et à la
construction de filières-type
3.3.1 Recherche de données complémentaires : enquêtes techniques
et équipementiers
Cherchant à donner une description réaliste et représentative d’une situation nationale, par
exemple, l’enquête technique auprès d’échantillons aussi larges que possible de sites de
méthanisation a été la voie privilégiée. En effet, les enquêtes permettent d’avoir accès à de
grands nombres d’informations, pour une diversité de sites significative, et par les
interlocuteurs à connaître la vie réelle des installations.
Au final, les informations nécessaires pour compléter la description de la filière-type ont
été collectées par différentes voies complémentaires :
Conduire une enquête technique, à distance ou de terrain en élaborant une fiche
technique (Annexe 1) à partir des différentes données recueillies ou sur une
compréhension générale des filières à partir des données disponibles, citées au
paragraphe précédent, de chaque filière étudiées. L’enquête technique permet
de déterminer, d’une part, les équipements utilisés et leurs éléments de
dimensionnement, et d’autre part, les différents flux dans la filière en
fonctionnement.
Visiter des sites et des installations pour compléter les données techniques,
améliorer la connaissance générale du fonctionnement des systèmes et la vision
globale de la filière étudiée.
Développer certains aspects des enquêtes techniques sur des sites d’intérêt
particulier (caractéristiques du site, intérêt manifesté par les responsables du
site). Ces compléments proviennent d’échanges directs avec les opérateurs du
site. Ils portent sur la quantité et la nature des données, mais aussi sur les
conditions réelles de fonctionnement des systèmes.
Contacter des équipementiers pour collecter des informations concernant la
fabrication et le fonctionnement des matériels et pour déterminer les
équipements-type les plus en accord avec ces enquêtes.
La filière-type est alors une construction, à partir de valeurs moyennes, destinée à être la
plus représentative possible de la situation de la filière existante en France.
32
3.3.2 Cultures dédiées et résidus agricoles
La méthanisation dans le secteur agricole est à ce jour moins développée sur le territoire
français par rapport à d’autres pays européens. L’Allemagne, l’Italie, l’Autriche et la Suisse
sont les leaders européens dans la méthanisation agricole, aidés en cela par les subventions et
la tarification incitative (Théobald, 2004).
Rappelons que selon le type de ressources, nous pouvons distinguer deux grandes familles
dans la méthanisation agricole en France : les résidus agricoles et les cultures dédiées. Dans la
première famille, nous comptons un nombre assez important des ressources des résidus des
cultures et des déchets d’élevages. La codigestion remonte aussi comme une voie de
méthanisation assez commune.
Cette diversité rend compliqué la définition d’une filière-type exhaustive pour la
méthanisation dans le secteur agricole.
13 installations de méthanisation en France étaient opérationnelles en 2009 (Ernst et
Young, 2010). Nous avons trois grandes familles selon les substrats:
- déchets animaux seuls (1 site),
- déchets animaux avec déchets végétaux ou déchets verts de collectivités ou cultures
énergétiques (4 sites),
- codigestion avec des déchets d’Industries Agro-Alimentaires IAA (8 sites).
Dans le but de décrire des filières uniquement agricoles, nous considérons les deux
premières familles pour la définition de la filière-type de la méthanisation agricole. La
codigestion avec les déchets des IAA, quoique intéressante, nécessite de décrire également les
sites industriels de transformation.
Pour résoudre le problème de la diversité des ressources, nous commençons la définition
de la filière-type par la définition des étapes physiques successives en considérant les valeurs
moyennes des flux traités ou produits dans les données disponibles pour les cinq installations
quelles que soient les matières méthanisées.
Après la définition de la filière-type exhaustive à partir des valeurs générales, une
définition d’une filière-type propre à chaque ressource ou même à plusieurs ressources
traitées en codigestion est un travail possible.
La quantité annuelle des substrats (ressources) méthanisés dans notre filière-type
exhaustive est prise égal à 5000 t/an ce qui représente la valeur moyenne pour les cinq sites.
Une caractérisation physique de la filière est présentée sur la Figure 8. Elle comprend les
dimensions et la matière de fabrication des systèmes, ainsi que le temps de séjour dans les
équipements. Cette installation a globalement une durée de vie de 30 ans.
33
Figure 8 : Caractérisation physique de l’installation type dans le secteur agricole
34
La masse volumique est différente selon les substrats. Nous considérons que le substrat est
constitué de 70% de lisiers avec 30% d’un mélange de plusieurs substrats agricoles sous la
forme de matière sèche MS pour arriver à une siccité max de 15%. La masse volumique de
lisier est de 1142 kg/m3 avec 1,93% MS et la masse volumique de mélange est de 600 kg/m
3
avec 40% MS. Alors la masse volumique des ressources est de 979 kg/m3 et le volume
journalier est de 14 m3/j à 13,3% MS. Ces valeurs présentent l’hypothèse considérée pour
cette filière-type, une approche qui doit être bien affinée lors de la définition des substrats
dans une installation de méthanisation.
Les systèmes :
La préfosse
La récupération et l’incorporation des substrats se fait dans une préfosse cylindrique en
béton armé.
Les substrats liquides sont introduits directement dans la préfosse. Par contre, les substrats
solides sont broyés avant d’être introduits dans la préfosse par le moyen d’une désileuse à vis
sans fin.
Le brassage, pour homogénéiser le mélange des substrats organiques dans la préfosse,
présente le cas dominant dans les sites considérés. Il est effectué par un agitateur mécanique.
Une pompe envoie les substrats homogénéisés vers le digesteur. Il y a une pompe de secours
en cas de panne.
Le digesteur
La majorité des installations dans le secteur agricole utilise un digesteur infiniment
mélangé (60%) (Ernst et Young, 2010), ce qui présente aussi le cas le plus présent dans les
sites étudiés.
Nous allons considérer deux digesteurs infiniment mélangé en série ou plutôt, comme
couramment appelé dans le domaine, un digesteur et un post-digesteur.
Le digesteur est fermé par une couverture étanche en caoutchouc EPDM reposant sur une
charpente en bois, reposant sur une armature, qui a la forme d’une calotte sphérique. Ce
digesteur est isolé par une couche de styrodur et est équipé de deux agitateurs pour
homogénéiser le mélange des substrats dans le digesteur, casser les matières solides et libérer
le biogaz.
Le volume utile du digesteur est de 700 m3. Le temps de séjour moyen dans le digesteur est
de 55 j. Les substrats sont envoyés vers le post-digesteur par surverse. Le fait de ne pas
envoyer les substrats « par force » aide à protéger les colonies bactériennes voyageant entre
les deux digesteurs.
Une pompe peut évacuer les substrats vers le post-digesteur lorsqu’une quantité importante
doit être envoyée. La consommation énergétique de cette pompe n’est pas prise en compte
puisqu’elle fonctionne rarement.
Le post-digesteur
Il s’agit d’une cuve similaire au digesteur qui présente un deuxième digesteur en série où
se complète le processus de méthanisation et la récupération du biogaz. Il est échauffé, brassé
et isolé comme le digesteur. Nous n’avons pas besoin d’une quantité importante de chaleur
pour l’échauffement dans le post-digesteur puisque les substrats sont déjà chauds à l’arrivé du
digesteur.
35
Les digestats sont envoyés vers le stockeur par surverse qui est le cas dominant dans les
sites étudiées.
Le stockeur du digestat
Une fosse béton couverte comme le digesteur, par une couverture étanche en caoutchouc
EPDM, et brassée, par deux mixeurs, mais sans isolation, ni chauffage ce qui présente le cas
dominant.
Le volume du stockeur est caractérisé pour un temps de séjour du digestat de presque 3
mois, ce qui donne un volume utile de 1200 m3.
Le stockage du biogaz
Le volume moyen du biogaz produit est de 1260 m3/j. Ce biogaz est stocké dans les parties
supérieures du digesteur (ciel gazeux), du post-digesteur et du stockeur. Ces trois stockeurs,
formant des ciels gazeux, restent gazeux et pas occupés par les substrats ou les digestats. Ils
sont regroupés par une canalisation permettant au biogaz produit de se déplacer avant d’être
valorisé.
Le volume total du stockage du biogaz est de 1625 m3. Ce volume a la capacité de contenir
le biogaz produit pendant une durée de presque 30 h.
La valorisation du biogaz
Le biogaz produit, avec un contenu de 60% de CH4, est ensuite valorisé dans un
cogénérateur qui est le cas le plus courant. L’électricité produite est réinjectée sur le réseau
électrique (achetée par EDF). La chaleur est valorisée en chauffant le digesteur et le post-
digesteur (30% de la chaleur produite) et le reste fournit une part des besoins thermiques sur
le site.
L’énergie électrique annuelle produite est de 880000 kWh/an (2413 kWh/j), et la chaleur
annuelle produite est de 1400000 kWh/an (3840 kWh/j) dont 420000 kWh/an (1152 kWh/j)
pour le chauffage des digesteurs. Le temps de fonctionnement du cogénérateur est de 8400
h/an.
La valorisation du digestat
Le digestat est épandu à la suite du stockage sans séparation de phase qui est le cas général.
Le volume du digestat produit est de 14 m3/jour.
Le schéma type récapitulant les différentes étapes de la méthanisation des co-substrats
agricoles, que l’on vient de détailler, est présenté dans la Figure 9.
36
Figure 9 : Filière-type de la digestion anaérobie dans le milieu agricole
37
3.3.3 Boues des STEP urbaines
La filière-type détaillée ici concerne le traitement des boues primaires et secondaires des
stations d’épurations urbaines par méthanisation. Elle n’inclut pas le traitement des eaux usées
à l’origine de la production des boues primaires et secondaires, puisque ces eaux sont traitées
quelle que soit la technique utilisée pour le traitement des boues produites : on s’intéresse ici
principalement au traitement des boues à proprement parler.
Un exemple du traitement des eaux usées est présenté Figure 10. Il concerne la station
Valenton (Seine Amont) avec des valeurs calculées à partir des enquêtes.
Figure 10 : Exemple du traitement des eaux usées
38
Aux effluents urbains s’ajoutent les boues de vidanges également traitées dans les stations
d’épuration urbaines (ORDIF, 1998) (Liénard, 2004), ainsi que les écoulements pluviaux qui
viennent augmenter le débit des eaux usées : ces deux raisons sont responsables d’anomalies
dans les calculs (variations de débit, variations de concentration moyenne).
Les boues primaires présentent un potentiel méthanogène plus élevé que les boues
biologiques, c'est-à-dire que leur contenu en pollution (DCO, MES, …) est plus élevé que
celui des boues biologiques.
La filière-type retenue correspond à la situation moyenne la plus représentative des 19
réponses reçues sur les 37 stations d’épurations urbaines contactées. Ce cas général n’inclut
pas deux réponses correspondant à des stations équipées des méthaniseurs thermophiles. Les
valeurs retenues dans la filière-type sont obtenues à partir des valeurs moyennes pour les
différentes situations, sachant qu’il y a une fourchette pour chaque valeur considérée. A titre
d’exemple, la Figure 11 présente un ratio technique que l’on peut identifier à un indicateur
d’efficacité : le volume de biogaz produit m3 par le volume des effluents à l’entrée de STEP
m3. Cette figure montre les différentes valeurs et la moyenne obtenue pour les 17 stations
ayant répondu, en négligeant les deux stations thermophiles. Nous remarquerons que les
stations qui ne fournissent pas de résultats suffisants sont également présentes dans la figure
(sans valeur).
Figure 11 : exemple de calcul d’un indicateur d’efficacité de fonctionnement de la filière-type
Les indicateurs de fonctionnement de chaque installation dépendent de ses valeurs
caractéristiques et de la composition des effluents traités dans la station. C'est-à-dire que plus
les effluents sont chargés en pollution (MS, DCO, MES, …), plus on produit de biogaz et plus
les indicateurs sont favorables.
Le point de départ pour la définition est le débit journalier à l’entrée du digesteur. La
valeur moyenne des enquêtes qui ont précisé cette valeur (9 stations) est 222 m3/j. On retient
une valeur type de 200 m3/j de boues à l’entrée du digesteur. Le volume des effluents à
l’entrée de la station dans la filière est de 30 000 m3/j, ce qui correspond à environ 200 000
Équivalent Habitant (EH). Ainsi, on peut retenir un ratio de 150 m3 d’effluents traités par m
3
de boues à l’entrée du méthaniseur. La valeur moyenne du rapport entre le biogaz produit et
39
l’effluent traité est de 0,1 (Figure 11) et le volume du biogaz produit dans la filière-type est de
3000 Nm3/j.
Cette filière-type présente des stations de capacité variant entre 45500 et 750000 EH, ce
qui correspond à 15 stations au total. Les stations de petite capacité (exemple : Carroz
d'Arâches) et celles de grande capacité (exemple : Valenton) ne sont pas dans cette fourchette
de capacité décrite par la filière-type.
Entrée
g/l
MS 40
N tot 2,56
P tot 4,67
K tot 0,129
Ca tot 10,236
Mg tot 0,384
B 1,46.10-3
Fe 1,544
Mn 5,88.10-3
SO-3 0,763
Zn 42,69.10-3
Pb 5,08.10-3
Cu 28,05.10-3
Cr 1,73.10-3
Ni 1,8.10-3
Hg 0,103.10-3
Cd 0,146.10-3
As 0,273.10-3
Tableau 1 : Composition des boues urbaines en
matière sèche, valeurs agronomiques et métaux lourds à
l’entrée dans la méthanisation
La composition en MS, valeurs
agronomiques et éléments traces métalliques
des boues urbaines à l’entrée du traitement
après l’épaississement dans la filière-type est
présentée dans le Tableau 1 ci-contre.
Des consultations auprès des fournisseurs
d’équipement ont été effectuées pour
déterminer les équipements-type les plus en
accord avec le système-type. Les
infrastructures nécessaires aux étapes
successives du traitement ont une durée de
vie de 30 ans, auxquels s’ajoutent 3 ans de
construction.
Chaque système est caractérisé
techniquement, d’après les enquêtes, en
tenant compte de la fabrication, des matières
premières utilisées et des effluents produits.
À partir des données collectées on peut
proposer une caractérisation physique de la
filière, présentée dans la Figure 12, ainsi
qu’une synthèse des données principales
présentées dans la description ci-après.
Les systèmes :
Epaississement
Deux épaississeurs de type herse équipent deux ouvrages cylindriques en béton. Ils sont
fabriqués en majorité en acier inoxydable 304 L, avec des quantités faibles d’autres matériaux
(fonte, cuivre, …).
Les flux de l’eau après l’épaississement sont réintroduits dans le traitement mécanique en
amont de STEP, et l’impact de ces flux n’est pas pris en compte dans l’analyse
environnementale du traitement des boues urbaines.
40
Figure 12 : Caractérisation physique de la filière-type de traitement des boues urbaines
41
Méthanisation
Le méthaniseur couramment rencontré est un réacteur infiniment mélangé, fonctionnant
avec une technologie mésophile de 35°C. Il est isolé thermiquement de l’extérieur. Il est
brassé par recirculation (après compression) d’une partie du biogaz produit et par
recirculation des effluents, servant également à échauffer le digesteur. Le digesteur est un
ouvrage cylindrique, enterré à mi-hauteur. Les besoins thermiques du digesteur sont assurés
par une chaudière brûlant le biogaz produit ; ces besoins sont couverts par 16% de la
production totale de biogaz, en moyenne. Le biogaz n’est pas épuré avant l’utilisation, pour
11 cas sur 17. Le biogaz est comprimé à 20 mbar par des compresseurs avant d’être introduit
dans le gazomètre ou réinjecté dans le digesteur.
L’abattement des matières en suspension MES dans le digesteur, qui est un indicateur
important de fonctionnement de digesteur, varie de 33% à 46% avec une valeur moyenne de
40%. Et la quantité du biogaz produit par kg de MES introduit dans le digesteur est d’environ
0,3 m3 biogaz/kg MES entrée digesteur.
Le gazomètre et l’utilisation du biogaz
Le biogaz produit (3000 m3/j) est stocké dans le gazomètre qui est un ouvrage hémi-
sphérique. La partie inférieure est en béton et la supérieure est en acier.
Le biogaz produit se répartit en deux usages : une partie (60%) est brûlée dans une
chaudière pour échauffer le digesteur (16%) et le reste pour remplir les besoins thermiques
des locaux, et l’autre (40%) est brûlée dans une torchère (situation actuelle couramment
rencontrée).
Les canalisations du biogaz entre le méthaniseur et le gazomètre sont construites en acier et
en acier galvanisé.
La chaudière
La puissance de la chaudière est de 715 kW.
La torchère
Le débit de cette torchère se situe entre 60 et 480 Nm3/h. La torchère sert à bruler le biogaz
excédentaire à la sortie du gazomètre à une pression 20 mbar. Quand le gazomètre arrive à un
contenu biogaz de 80% de la capacité, le biogaz part vers la torchère. Cette opération s’arrête
lorsqu’on atteint 60% de la capacité du gazomètre.
Déshydratation
Trois centrifugeuses sont considérées. Elles sont fabriquées en majorité en acier
inoxydable, avec des quantités faibles de cuivre, de fonte, de plastic et de caoutchouc. Ces
centrifugeuses sont chargées à 75% de leur capacité pour arriver à une siccité de 32% et à un
volume des boues de 36 m3/j après la déshydratation. Chaque centrifugeuse est équipée de
deux pompes, la première sert à injecter les boues dans la centrifugeuse et la deuxième injecte
de l’eau pour nettoyer le tamis filtrant.
Les flux d’eau après la déshydratation sont réintroduits dans le traitement mécanique en
amont de STEP. La composition des flux est inclue dans le Tableau 2.
42
Valorisation des digestats
Les digestats sont valorisés
dans les proportions suivantes :
- Deux tiers (24 m3/j) sont
épandus sur des sols agricoles.
La valorisation comprend le
transport des digestats sur une
distance de 25 km jusqu’aux
terrains agricoles tous les jours
dans des bennes. Les digestats
sont ensuite épandus sur les sols
agricoles.
- Un tiers (12 m3/j) est
composté et épandu par la suite
sur des sols agricoles.
Le digestat est transporté tous
les jours sur une distance de 25
km vers une unité de
compostage, produisant une
quantité journalière de 6,86 t de
compost à une siccité moyenne
de 56%. Le compost est ensuite
transporté jusqu’aux terrains
agricoles pour y être épandu.
Les effluents produits par le
compostage sont réintroduits en
traitement des eaux usées.
Digestat
déshydraté à
épandre
Flux produits
par la
déshydratation
Compost du
digestat
déshdraté
g/l g/l g/kg
MS 470 5,43 560
N org 13,05 0,151 21,05
N-NH+ 1,168 0,013 3,828
P tot 24,65 0,285 43,14
K tot 0,68 0,008 1,19
Ca tot 54,023 0,624 94,540
Mg tot 2,028 0,023 3,549
B 7,714.10-3
89,13.10-6
13,5.10-3
Fe 8,15 94,16.10-3 14,26
Mn 0,031 358,82.10-6 0,054
SO-3 4,029 0,047 7,052
Zn 0,225 2,6.10-3 0,394
Pb 0,027 309,97.10-6 0,047
Cu 0,148 1,71.10-3 0,259
Cr 9,113,10-3
105,28.10-6
15,947.10-3
Ni 9,49.10-3
109,64.10-6
16,607.10-3
Hg 0,543.10-3
6,27.10-6
0,95.10-3
Cd 0,77.10-3
8,9.10-6
1,348.10-3
As 1,44.10-3
16,64.10-6
2,52.10-3
Tableau 2 : Caractéristiques du digestat déshydraté et du compost
produit à partir des digestats
Nous avons choisi le traitement physique pour séparer l’azote, le phosphore et les autres
nutriments. Ils sont décantés dans les digestats à la fin du traitement.
Le Tableau 2 présente les différentes caractéristiques des flux produits suite à la
déshydratation dans les centrifugeuses, des digestats après les centrifugeuses valorisés
directement en épandage ainsi que les caractéristiques du compost des digestats.
Une donnée complémentaire concerne la quantité de lubrifiants utilisés dans le digesteur,
le gazomètre, le circuit du biogaz et le circuit des effluents est de 520 kg pendant toute la
durée de vie de l’installation.
Les indicateurs de fonctionnement ainsi que les caractéristiques de plusieurs équipements
sont récapitulés dans le Tableau 3. Il présente les valeurs moyennes, maximales et minimales
ce qui permet de noter la grande disparité des installations.
43
Unité Moyenne Maxi Mini
DCO entrée station mg/l 620 900 284
Rendement épuratoire DCO dans la station % 89 97 75
DBO5 entrée station mg/l 255 380 120
Rendement épuratoire DBO5 dans la station % 95 99 80
MS entrée station mg/l 320 426 214
Volume entrée digesteur m3/j 226 656 40
MS entrée digesteur g/l 41 60 22
MS sortie digesteur g/l 25 40 18
Abattement MS dans le digesteur % 51 66 35
Temps de séjour calculé j 31 50 18
Temps de séjour j 26 50 20
Température de digestion °C 35 36,5 34
Pression du stockage biogaz mbars 20 31 12,5
Effluent traité/volume digesteur m3/j/m
3 5,2 10,5 2,3
Biogaz produit / effluent traité m3/m
3 0,11 0,17 0,04
Biogaz produit / volume digesteur m3/m
3/j 0,5 0,79 0,25
Stockeur biogaz/biogaz produit m3/m
3/j 0,23 0,6 0,06
Biogaz consommée digesteur /volume digesteur m3/j/m
3 0,17 0,27 0,13
Biogaz consommée digesteur/biogaz produit % 45 65 20
Effluent traité/digestat produit m3/m
3 775 1280 180
Stockeur digestat /digestat produit m3/m
3/j 79 209 6
DCO entrée station kg/j 19686 52705 3180
DCO entrant/volume digesteur kg/j/m3 3 4,4 1,6
DCO entrée station/biogaz produit kg/m3 6,7 9,8 5,2
DCO entrée station/digestat produit kg/m3 639 1050 95
Tableau 3 : Indicateurs et caractéristiques dans la filière-type
La Figure 13 montre la filière-type qui décrit le traitement des boues urbaines issues du
traitement des eaux usées dans les STEP urbaines avec une étape de méthanisation. On peut
voir les étapes successives du traitement, l’utilisation du biogaz produit et la valorisation des
digestats avec des chiffres qui précisent les caractéristiques et les quantités des effluents entre
les étapes, et les fourchettes des valeurs retenues. La pollution dans les boues entre les
différentes étapes a été exprimée en MS grâce à la disponibilité de cette valeur dans les
enquêtes. A noter que la valeur de la DCO, un autre indicateur important de la charge des
boues, provient d’une seule source.
44
Figure 13 : Filière-type de traitement des boues des STEP urbaines
3.3.4 Effluents résiduaires des fromageries
Les effluents issus des fromageries sont, comme les autres effluents des industries
agroalimentaires, composés des matières organiques facilement dégradables par les bactéries
(Moletta, 2008). Le traitement anaérobie du lactosérum donne de bons rendements
d’épuration lors de l’élimination de grandes quantités de matière organique (Centre
d’Activités Régionales pour la Production, 2002). La pollution, dans la filière-type, a été
exprimée en DCO qui est la valeur essentielle utilisée dans le traitement des effluents des
fromageries. Notre étude s’est focalisée sur cinq fromageries. 9 installations contactées et
étudiées au total et pour lesquelles le traitement des effluents résiduaires est effectué par la
méthanisation.
45
Ces fromageries sont les suivantes :
Bocage à Maroilles Nord (59) : www.naskeo.com/
L’Abbaye de Tamié à Albertville Savoie (73) : www.biogazrhonealpes.org/
Perrin Vermot à Montmahoux Doubs (25) : www.ajena.org/
Gaugry à Brochon Côte-d’Or (21) : www.gaugryfromager.com/
André en Suisse : www.erep.ch/
Pour définir la filière-type nous avons pris comme point de départ le volume des effluents
traités par jour à l’entrée du digesteur qui constitue la moyenne arrondie des volumes des cinq
fromageries d’où qv=15 m3/jour. Les effluents traités sont généralement constitués d’un
mélange de lactosérum et des eaux blanches. Le lactosérum est un sous produit de l’opération
du caillage de lait en fromagerie, il représente 88 à 92% du volume du lait en traitement et un
DCO qui va de 50 à 75 g/l selon le type de fromagerie. Par ailleurs, les eaux blanches sont des
eaux issues du rinçage des équipements et des locaux de fromagerie. Elles se présentent en
grande quantité avec une charge de DCO moins forte que le lactosérum dépendant de la
quantité d’eau utilisée pour le lavage. On peut aussi trouver des sites qui traitent le lactosérum
et les eaux blanches séparément, c’est le cas dans une seule fromagerie parmi les cinq
étudiées où le lactosérum est traité tout seul. Contrairement aux autres fromageries où le
mélange est traité, c’est par voie de conséquence le cas retenu pour définir la filière-type.
La composition du mélange dépend alors de plusieurs facteurs, sa charge DCO est située
généralement entre 15 et 25 g/l, cette valeur varie suivant la charge du lactosérum et la charge
des eaux blanches qui dépend de la quantité d’eaux utilisée pour le lavage. Les valeurs
retenues pour la filière-type sont :
- le DCO du mélange est de 21 g/l qui présente une valeur moyenne pour les fromageries
correspondant à la situation générale de traiter le mélange et ne pas gaspiller l’eau pour le
lavage ;
- le volume du lactosérum traité dans le mélange est 0,9 litre par litre de lait traité ;
- le volume des eaux blanches est 2,25 litre par litre de lait traité ;
- la charge DCO du lactosérum est 60 g/l.
A partir de ces dernières valeurs, on a calculé :
- le volume du lait traité dans la fromagerie est 4,8 m3/j ;
- le volume du lactosérum dans le mélange est 4,3 m3/j ;
- le volume des eaux blanches dans le mélange est 10,7 m3/j ;
- la charge DCO des eaux blanches traitées dans le mélange est 5,3 g/l. Cette valeur peut
être expliquée par le fait que le volume de l’eau considéré pour le lavage des locaux n’est pas
excessif.
46
Le Tableau 4 présente les Caractéristiques
moyennes du mélange des effluents
fromagers bruts à l’entrée du traitement.
A partir de ces valeurs et des critères de
performance des équipements nous avons
déduit les propriétés de chaque système de la
filière-type des fromageries présenté
Figure 14, sachant qu’une durée de vie de 30
ans a été considérée pour l’ensemble de
l’installation.
Entrée
mg/l
DCO 21000
DBO5 4100
MES 1700
NGL 151
NTK 71
P 24
Tableau 4 : Composition du mélange à l’entrée du
traitement dans le filière-type pour la valorisation des
effluents fromagers
Les systèmes
L’Aéroflottateur
Il est destiné à dégraisser l’effluent. Une pompe est utilisée pour évacuer les effluents de
l’aéroflottateur vers le bassin tampon. Il y a aussi une pompe de secours en cas de défaillance
de cette pompe.
Le bassin tampon
Ce bassin est nécessaire au stockage temporaire des effluents avant le méthaniseur.
Une pompe alimente le méthaniseur par les effluents évacués du bassin tampon avec une
pompe de secours en cas de défaillance de cette pompe.
Le méthaniseur
Le méthaniseur est de type UASB qui fonctionne à une température mésophile à 27.5 °C. Il
est fabriqué en polyester composé de 70% de résine et 30% de fibre de verre avec une durée
de vie qui peut arriver jusqu’à 35 ans.
Les besoins thermiques du digesteur sont fournis par des résistances électriques d’une
puissance totale de 7 kW. Une sonde de température arrêtant automatiquement cette résistance
électrique lors de l’atteinte de la température cible. Une pompe identique à celle de
l’introduction est utilisée aussi pour évacuer les effluents du méthaniseur vers le bassin
aérobie. Avec une pompe de secours en cas de défaillance de cette pompe.
La charge polluante en DCO des effluents méthanisés est de 2,3 g/l.
Le gazomètre
Il sert à stocker le biogaz produit dans le méthaniseur, fabriqué aussi en polyester.
La chaudière
Deux chaudières à gaz à combustion sont choisies à deux puissances différentes de 20 et
40 kW, ce qui permet de ne faire fonctionner qu’une seule chaudière, selon les besoins
thermiques dans la fromagerie, et d’éviter le lancement du biogaz dans l’atmosphère en cas de
panne.
47
Figure 14 : Caractérisation physique de la filière-type des fromageries
48
Le bassin aérobie
Ce bassin est destiné à ré-oxygéner et aérer le digestat issu du méthaniseur par un aérateur
immergé. Cet aérateur fournit l'oxygène nécessaire et assure un brassage efficace de toute la
masse liquide du bassin en maintenant les solides en suspension.
Et pour assurer le calage des aciers, un radier de béton de 5 cm d'épaisseur sera constitué.
Le radier est de section carré de 6 m de coté.
Les effluents sont ensuite dirigés en gravitaire du bassin d’aération vers le décanteur.
Le décanteur
Il permet de traiter le digestat réoxygéné par une fonction mécanique c'est-à-dire la
séparation des matières organiques qui sédimentent et forment progressivement les boues.
Effluents et boues jetés
dans le milieu naturel
Les effluents décantés sont
ensuite rejetés dans le milieu
naturel au fil de l’eau suivant les
arrivés d’effluents dans le
décanteur. La charge polluante en
DCO des effluents jetés est faible
de l’ordre de 0,3 g DCO/l. Ces
effluents contiennent l’azote et le
phosphore et des autres éléments
qui restent après le traitement.
Rendement
Méthaniseur
Sortie
Méthaniseur
Rendement
Bassin
aérobie
Effluents
épurés
% mg/l % mg/l
DCO 89 2286 87 294
DBO5 90 410 99 4,6
MES 98,5 25,5 99 0,4
NGL 4
NTK 2
P 0,9
Tableau 5 : Composition des effluents des fromageries épurés et
rejetés dans la nature
Par contre la quantité des boues produites
par le décanteur est faible. Ce fait peut être
expliqué par le traitement intensif dans les
étapes successives détaillées ci-dessus. Les
boues produites sont très chargées comme
détaillé ci-dessous dans le Tableau 6.
Concentration
g/l
DCO 667
NGL 245
NTK 12,4
P 4,1
Tableau 6 : Composition des boues de décantation
dans les fromageries
La production du biogaz
La méthanisation de 1 m3 du mélange du lactosérum et des eaux blanches défini dans la
filière-type conduit à la production de 9 m3 du biogaz à 67% de CH4, ce qui donne une
productivité en biogaz de 0,43 l/g DCO traitée pour un temps de séjour hydraulique de 5 j. Ce
biogaz produit est valorisé dans les chaudières en remplacement d’une partie du gaz naturel
consommé dans la fromagerie.
Le schéma type récapitulant les différentes étapes du traitement des effluents résiduaires
des fromageries est présenté dans la Figure 15.
49
Figure 15 : Filière-type pour les fromageries
La Figure 16 présente l’abattement de la pollution dans les différents systèmes de la filière-
type ainsi que le développement des minéraux.
50
Figure 16 : Développement de la pollution dans la filière-type de méthanisation des effluents résiduaires des
fromageries
51
3.3.5 Effluents résiduaires des installations vinicoles
L’impact de l’activité vinicole sur l’environnement est très important. Il est à l’origine de
contraintes réglementaires très strictes qui sont fonction de la capacité de production des chais
(Rochard et al., 1998).
La méthanisation des effluents vinicoles a été déjà étudiée. Une digestion anaérobie sur
support ligno-cellulosique composé des rafles a été proposée comme procédé pour le
traitement des effluents vinicoles (Farinet et Forest, 1994). Le traitement dans un méthaniseur
à support peut conduire à un rendement épuratoire de 95% pour la DCO, ce qui produit des
effluents en sortie avec des valeurs inférieures aux valeurs limites fixées par la réglementation
française pour le rejet au réseau de collecte des eaux usées, et un traitement de finition aérobie
est conseillé pour autoriser le rejet des effluents traités des caves vinicoles dans le milieu
récepteur (Torrijos et Moietta, 1998).
Au travers de ce paragraphe nous présentons la filière-type telle que définie pour étudier
les installations de traitement des effluents vinicoles par méthanisation.
La méthanisation dans cette filière-type vise à traiter les effluents produits par les
installations vinicoles pour arriver à des effluents épurés à la sortie et conforme aux normes
environnementales.
Les effluents vinicoles proviennent essentiellement des lavages et désinfections des
machines à vendanger, pressoirs, cuverie, et matériel de vinification. Leur charge polluante
est caractérisée par une forte concentration en matière organique rapidement biodégradable
dont l’essentiel est sous forme dissoute. La production vinicole utilise de grandes quantités
d’eau : 0,8 à 1,5 l d’eau/ l de vin selon le chai (Perez et Larribau, 2004).
La méthanisation peut constituer un traitement partiel, comme première étape d’un
processus de traitement des effluents vinicoles, permettant d’abattre une fraction importante
de la charge polluante. Elle comporte un traitement de finition aérobie sur site ou en station
d’épuration collective pour autoriser un rejet dans le milieu naturel récepteur.
Actuellement le but principal du traitement des effluents vinicoles est de traiter les
effluents et non de valoriser le biogaz.
La filière-type présente le cas moyen des 7 réponses reçues sur les 21 installations
vinicoles équipées d’une étape de traitement par méthanisation qui ont été contactées. Le
point de départ est le volume des effluents traités par jour à l’entrée du digesteur qui constitue
la moyenne arrondie des volumes des 6 sites, en négligeant le CUMA de st Emilion
puisqu’elle présente une installation collective, d’où V=13,5 m3/j qui est une valeur moyenne
annuelle (la plage de valeur s’étendant de 6 m3/j à 30 m
3/j).
Nous avons une production annuelle d’environ 5000 m3/an durant deux grandes périodes
de production : une période de quatre mois à forte charge et forte production, 60% de la
production annuelle entre septembre et décembre, et une deuxième de huit mois à faible
charge et faible production, 40% de la production annuelle pour le reste de l’année. De fait, la
production journalière est de 25 m3/j pendant la période de forte production et de 8 m
3/j
pendant la période de faible production.
La DCO prise à l’entrée du digesteur est de 12 g/l pour les réponses reçues, et la
composition des effluents vinicoles à l’entrée de l’installation du traitement est présentée dans
le Tableau 7
52
Concentration
mg/l
DCO 12000
DBO5 6173
MES 1563
N 168
P 198
Tableau 7 : Composition des effluents vinicoles à l’entrée de traitement
L’effluent est collecté gravitairement avant le traitement, le cas le plus fréquent, ou par
camion citerne (un seul cas sur les 7).
A partir des données recueillies et de diverses fiches techniques de fournisseurs de
matériels nous pouvons décrire et dimensionner une installation type. Elle comprend plusieurs
éléments standard qui sont décrits ci-après. Cette installation a globalement une durée de vie
de 30 ans. Une caractérisation physique de la filière est présentée Figure 17. Elle comprend
les dimensions, la matière de fabrication et le temps de séjour dans les équipements.
Les systèmes:
Le dégrilleur
Les effluents collectés sont envoyés, au fil de l’eau, au travers du dégrilleur qui permet de
séparer tous les résidus solides. La grille filtrante amovible est équipée d’un moteur de 0,25
kW.
Le décanteur
Les effluents dégrillés sont recueillis dans le décanteur par gravité. Le décanteur est un bac
plus long que profond permettant de laisser sédimenter les particules lourdes restant dans les
eaux à traiter. Les effluents sont ensuite pompés vers le bassin tampon. Deux pompes sont
considérées, la deuxième est une pompe de sécurité dans le cas où la première tombe en
panne.
Le bassin tampon
Le bassin tampon est une grande cuve permettant de stocker et d’homogénéiser les
effluents. Il sert aussi à gérer et à réguler leur envoi vers le méthaniseur dans les périodes de
rejets de pointe lors des vendanges et en cas d’arrêt de la station.
Le temps moyen du fonctionnement de l’agitateur est de 30 min/h pendant la période de
forte charge et de 10 min/h pendant la période de faible charge. De fait, le temps de
fonctionnement moyen annuel de l’agitateur est de 8 h/j.
Le temps de séjour dans ce bassin est variable suivant le débit entrant et les besoins du
méthaniseur.
Le bassin de pré-acidification
Le bassin de pré-acidification permet d’introduire des apports de nutriments nécessaires à
une bonne digestion. Le plus souvent ce sont des phosphates et des nitrates. Il est brassé pour
bien homogénéiser l’effluent. Le temps du fonctionnement moyen annuel de l’agitateur du
bassin de pré-acidification est de 8 h/j.
La consommation moyenne de matières nutritives (azotées 50% et phosphorées 50%) est
de 0,6 m3/an.
53
Figure 17 : Caractérisation physique de l’installation type dans le milieu vinicole
54
Les méthaniseurs
Deux méthaniseurs (digesteurs) UASB, fabriqués en polyester, sont utilisés.
Le digesteur permet aussi d’introduire la lessive de soude par injection automatique pour
contrôler le PH dans les effluents autour de 7. C’est un paramètre important pour une bonne
digestion. La consommation moyenne de lessive de soude est de 7,1 m3/an.
La quantité de biogaz produit n’est pas mesurée dans les installations ayant répondu. De ce
fait, nous avons calculé cette valeur en se basant sur la bibliographie. La quantité calculée du
biogaz produit est de 56 m3/j. Cette valeur calculée correspond à une production journalière de
118 hl de vin pendant la période de vinification. Cette quantité n’est pas constante, elle est
brulée dans des chaudières pour réchauffer les digesteurs. La chaleur excédentaire est évacuée
dans l’atmosphère par des aérothermes. La température de digestion est alors reliée, pour
partie, à la quantité de biogaz produit.
Les effluents sont recirculés dans les méthaniseurs par deux pompes, dont une de sécurité,
qui servent aussi à évacuer les effluents traités des méthaniseurs vers le bassin d’aération.
Le gazomètre
Le gazomètre est fabriqué en polyester de forme cylindrique. Le biogaz est stocké jusqu’à
22 mbar au moyen d’une cloche puis envoyé dans la chaudière pour réchauffer le
méthaniseur.
La chaudière
Nous considérons une chaudière à combustion à gaz d’une puissance de 20 kW pour
valoriser le biogaz produit.
Le bassin d'aération
C’est une étape de finition aérobie de traitement constituant une sécurité importante pour la
norme de rejet à respecter. Ce bassin est fabriqué en acier vitrifié et équipé d'un aérateur. Pour
assurer le calage des aciers, un radier de béton de propreté de 5 cm d'épaisseur sera constitué.
Le radier est de section carré de 5,5 m de coté. Le temps du fonctionnement moyen annuel de
l’aérateur du bassin est de 8 h/j.
Les effluents sont dirigés de façon gravitaire du bassin d’aération vers un clarificateur
avant rejet final. Le transfert par gravité évite de casser les flocs bactériens en formation.
Le clarificateur
La clarification est une étape nécessaire pour atteindre la norme en MES, cette étape sert à
séparer les boues des effluents traités.
La technique est celle de la séparation statique par clarificateur cylindro-conique. Les
décantâts sont évacués périodiquement par vanne automatique temporisée vers le stockeur des
digestats qui se trouve en dessous du clarificateur.
Effluents traités
Les effluents traités sont ensuite rejetés dans le milieu naturel (cours d’eau, …) ce qui est
le cas dominant, avec une charge moyenne polluante DCO des effluents rejetés de 140 mg/l.
La composition des effluents traités à la sortie de méthaniseur et d’installation ainsi que les
rendements épuratoires dans le méthaniseur et le bassin de boues activées sont présentés
Tableau 8.
55
Rendement
Méthaniseur
Sortie
Méthaniseur
Rendement
Boues
activées
Sortie Filière
% mg/l % mg/l
DCO 80 2400 75 140
DBO5 97 185 99 1
MES 82 281 97 7
N org 66,7 56 73,9 7
N-NH4+ 112 131
P org 66,7 66 78,1 6
P-PO4- 132 55
Tableau 8 : Composition des effluents à la sortie du méthaniseur et rejetés dans le milieu naturel
Stockeur des digestats (boues) après le clarificateur
Une cuve fabriquée en inox de forme parallélépipédique de section carrée.
La quantité moyenne des digestats produits est de 31 m3/an. Le stockeur est vidé deux fois
par an.
Valorisation des digestats (boues)
Dans la filière-type nous considérons que la siccité des digestats est de 12%. Les digestats
sont épandus directement sur les sols agricoles.
La composition des boues est présentée Tableau 9.
Concentration
g/l
DCO 75
N 1,28
N-NH4+ 4
P 1,41
P-PO4- 21
Tableau 9 : Composition des boues de clarification à la sortie de la filière-type d’effluents vinicoles
56
Le schéma type récapitulant les différentes étapes du traitement des effluents issus du
milieu vinicole est présenté Figure 18.
Figure 18 : Filière-type dans le milieu vinicole
57
L’abattement de la charge polluante est précisé Figure 19. Nous voyons la composition des
effluents vinicoles à l’entrée de l’installation du traitement, le rendement d’épuration dans les
systèmes de boues activées, le devenir de la pollution en DCO avec les pourcentages et la
composition des effluents et des boues à la sortie de la filière de comparaison.
Figure 19 : Développement de la pollution dans la filière-type de méthanisation dans le domaine vinicole
58
3.3.6 Discussion
Les données utilisées pour la définition et la construction des filières-type peuvent être
classées selon leur fiabilité :
- les données plutôt fiables sont par exemple les données présentes dans la majorité des
réponses aux enquêtes permettant d’évaluer des valeurs moyennes telles que les indices de
fonctionnement, ou les données obtenues par des contacts avec des spécialistes (fabrication du
méthaniseur, …).
- les données plutôt incertaines sont par exemple les données pour lesquelles il n’existe pas
de réponse dans les enquêtes techniques (exemple : quantité du biogaz produit dans la filière-
type agricole), celles pour lesquelles il n’y a pas une source fiable d’information qui
renseignerait sur le cas correspondant précisément à la filière-type (correspondance des
dimensions et caractéristiques des équipements, matières de fabrication, …).
Pour combler le manque de données fiables dans la deuxième catégorie, des hypothèses ont
été considérées par exemple pour le dimensionnement, des simplifications ont été
opérées pour la fabrication, des fiches techniques de systèmes approchant le système-type ont
été utilisées (caractéristiques des équipements comme le bassin tampon, quantité du biogaz
produit dans la filière vinicole, …).
Même si on souhaite faire une présentation assez homogène des filières et de leurs
systèmes, la lecture des paragraphes précédents montre clairement qu’il y a toujours des
éléments très spécifiques liés directement à la filière considérée et que l’idée d’une vision
générale de la méthanisation n’est possible qu’avec une approche à grande-échelle.
Cette filière-type présente une vision de la situation moyenne actuelle en France, selon les
données reçues et compilées. Il est possible d’étudier d’autres filières-type, des variantes,
etc.… décrivant par exemple des améliorations par rapport à la filière représentative actuelle.
Cela peut permettre d’étudier le rôle d’installations futures plus performantes au niveau de
l’efficacité ainsi qu’au niveau environnemental.
59
4 Etude du potentiel par filière
4.1 Présentation
L’objectif d’une étude de potentiel est de proposer une évaluation quantitative du potentiel
énergétique réalisable par le déploiement des solutions de méthanisation, et le cas échéant
d’analyser les paramètres pouvant influencer la réalisation de ce potentiel. Du fait de leur
nature biologique et physique, mais aussi socio-économique, ces paramètres peuvent conduire
à des estimations assez différentes, comme c’est souvent le cas. A l’origine de ce travail, les
études de potentiel existantes étaient parcellaires, notamment du fait de la grande diversité de
sources possibles.
La production de biogaz en France a atteint 80 ktep en 2003, dans des unités à vocation de
traitement des déchets plutôt que de production énergétique. De fait, la codigestion n’est pas
une technique répandue dans les installations françaises. Elle est exploitée essentiellement
pour le traitement des boues urbaines et des effluents des IAA avec 65% et 25% de la
production du biogaz respectivement (MERLIN et EREP, 2003).
Les ressources méthanisables nombreuses et diverses contribuent à l’importance nouvelle
de l’étude de potentiel de production de biogaz. Ce potentiel peut contribuer en partie à
répondre aux attentes de consommation énergétique au niveau national ou international,
notamment avec les différentes valorisations possibles du biogaz produit. Un potentiel de 3,5
Mtep est estimé en France par (SOLAGRO, ADEME, GDF, 2001). Une autre étude estime,
pour une production potentielle totale de 54 Mtep de la biomasse, un potentiel biogaz de 15
Mtep dont 13 Mtep sont issus des secteurs agricole et agroalimentaire et 2 Mtep issus des
déchets ménagers (RECORD, 2004). Le potentiel s'échelonne de 7 à 16,2 Mtep à partir des
déchets agricoles en France avec une importante contribution des déchets agricoles (Ademe,
AFGNV, Atee Club Biogaz, GDF SUEZ, IFP, 2008).
4.1.1 Objectifs
Dans ce travail nous cherchons à évaluer un potentiel, prenant en compte de multiples
ressources possibles, à l’aide des filières-type, définies pour les différentes filières
sélectionnées. Ce potentiel est analysé au niveau national sur la totalité du territoire et au
niveau départemental ou régional, selon les données disponibles. Lorsque c’est possible, le
potentiel est analysé par zone géographique pour donner une image de la dimension
territoriale des ressources considérées dans les filières de méthanisation. Un intérêt particulier
a été porté au potentiel biogaz en France à partir des surfaces agricoles, qui est encore
relativement peu documenté.
4.1.2 Démarche
L’étude de potentiel, s’appuyant sur la structure des filières-type, procède par l’évaluation
d’un certain nombre de variables intermédiaires simples :
- Déterminer le rendement énergétique en m3 de biogaz par unité de ressource pour chaque
filière-type étudié ;
- Evaluer les flux de ressources disponibles sur le territoire national exprimés en m3, tonne,
... ;
- Calculer le potentiel à partir de dernières données et présenter les résultats pour chaque
filière considérée ;
60
- Essayer, si possible, d’expliciter ces ressources par zone géographique au niveau
départemental ou régional ;
- Exploiter le système d’informations géographiques (SIG) MAPINFO pour traiter et
représenter les résultats de chaque filière sous une forme cartographique par département en
France ;
- Établir un potentiel total en France à partir de la somme des différents potentiels des
filières analysées. Les potentiels d’autres filières ne sont pas calculés dans ce travail mais cela
peut présenter une perspective de travail en complétant les résultats des filières retenues pour
atteindre un potentiel total français élargi.
4.1.3 Notions et définitions
La méthanisation est un processus important dans la notion de « développement durable »
puisqu’elle peut valoriser des ressources organiques très diverses : déchets organiques,
effluents chargés, boues d’épuration, produits, coproduits et déchets agricoles. Contrairement
aux autres techniques de conversion énergétique de la biomasse, elle ne s’attaque pas aux
matériaux ligneux.
Le méthane a un PCI de l’ordre de 35,6 MJ/Nm3, ce qui correspond à 9,89 kWh ou bien à
847,6.10-6
tep. Cette énergie est libérée par la réaction de combustion du méthane comme
montré dans l’équation ci-dessous :
Le digestat restant se présente comme un humus. Le processus n’élimine pas les éléments
nutritifs pouvant être recyclés dans la production agricole. Les potentiels azote et phosphate
sont notamment conservés.
4.2 Etude du potentiel en France de différentes filières
La France présente, comme déjà indiqué, un retard dans le développement de la
méthanisation par rapport à d’autres pays d’Europe.
La production d’énergie primaire de biogaz en France, en considérant le biogaz des
décharges, est estimée à 309 ktep en 2007 (EurObserv’ER, 2008).
En agriculture, les sources de matière organique possible sont les déjections animales
(lisiers et fumier), les résidus agricoles et les cultures dédiées. Le potentiel estimé par les
déjections animales fait un des objectifs d’une thèse en cours au laboratoire en partenariat
avec la société « Methaneo ».
L’étude est focalisée sur le potentiel des résidus, de cultures dédiées, de boues urbaines,
des effluents résiduaires des fromageries et des effluents résiduaires des installations vinicoles
en France.
4.2.1 Ressources agricoles
Par rapport au potentiel agricole (résidus et cultures dédiées), l’étude utilise les données de
statistiques agricoles AGRESTE 2006. Les données de production et de rendement agricole
sont converties en matière sèche. Le potentiel biogaz est calculé à partir de données issues de
la bibliographie, et de l’étude CLIP « eau et biocarburants 2030 » en collaboration avec
l’Institut français du pétrole (IFP) et l’Institut du développement durable et des relations
internationales (IDDRI).
61
a) Résidus agricoles
L’étude CLIP a établi plusieurs scénarios pour la production des biocarburants à partir des
ressources agricoles à l’horizon 2030. Un de ces scénarios (1B) a proposé une production de
2,65 Mtep de biogaz sur une production totale de 5 Mtep des biocarburants sur le territoire
français. Cette étude s’est intéressée aux deux bassins Seine-Normandie et Adour-Garonne,
les ressources sont des cultures dédiées (la luzerne) et les résidus agricoles (paille de blé et de
maïs) (Bonnet et Lorne, 2009).
Les quatre cultures considérées sont le blé, le maïs, le colza et le tournesol, bien que ce
dernier soit réputé peu intéressant en termes de valorisation des pailles. Les chiffres retenus
sont présentés dans le Tableau 10.
Tableau 10 : Coefficients retenus pour l’évaluation (présent travail, et données de Lorne et Bonnet, 2009)
Il est à noter que ces valeurs peuvent différer selon les hypothèses retenues, en particulier
pour l’ampleur de la collecte : la présente estimation constitue certainement une estimation
basse du taux de valorisation des résidus disponibles.
L’indice de récolte IR décrit la proportion de la partie utile de la plante par rapport au total
récolté. Les valeurs retenues sont celles de l’étude « 2030 ».
Le taux de résidus est donné par (1-IR).
La collecte agro admissible décrit la part maximale susceptible d’être exportée de la
parcelle sans pénaliser les rendements agricoles. Ce coefficient met en terme la régénération
des sols.
La valeur utilisée (dire d’expert) est ici une estimation haute. Elle pourrait être revue à la
baisse, en particulier pour maintenir des teneurs en carbone organique dans les sols plus
élevées.
La « collecte effective » désigne la fraction de la collecte envisagée sur l’ensemble des
parcelles agricoles d’un département.
Elle apporte une réduction du potentiel mobilisable, en considérant que la totalité du
potentiel peut ne pas être mobilisée et méthanisée sur l’ensemble des exploitations, pour des
contraintes techniques, pratiques, ou selon le niveau de mobilisation des résidus qui est
susceptible de varier selon les exploitations.
Le rendement biogaz est issu de données bibliographiques.
L’équation ci-après calcule le potentiel biogaz pour les différents résidus agricoles :
biogazrendementeffectivecollecteadmissiblecollecterésidusdetauxIR
récoltePotentiel
La superficie cultivée, le rendement agricole (t/ha) et la production récoltée totale pour
chaque département (2006) ont été fournis par AGRESTE. Le potentiel par département, ainsi
Blé 87% 60% 40% 50% 50% 0,26
Maïs 85% 52,5% 47,5% 90% 70% 0,3
Colza 87% 30% 70% 90% 70% 0,3
Tournesol 85% 40% 60% 90% 70% 0,3
Taux de
résidus
indice de
récolte
matière sèche /
matière bruteculture
rendement
biogaz
(tep/t MS )
collecte
effective
collecte agro
admissible
62
que le potentiel national résultant ont été calculés, en distinguant en particulier les valeurs de
rendement agricole pour chaque département.
Le Tableau 11 présente les surfaces agricoles utilisées, le potentiel biogaz estimé à partir
des résidus et le rendement moyen par hectare sur l’ensemble du territoire français pour les
quatre cultures mentionnées. Le total estimé se monte à 5100 ktep/an. Il est rappelé qu’avec
un taux de collecte plus élevé, la production potentielle pourrait être significativement
augmentée par rapport à cette estimation conservatoire, i.e. relativement prudente ici.
Tableau 11 : Potentiel, surfaces, production et rendement à l’hectare en valeurs nationales
En plus, nous avons calculé dans le Tableau 11 des valeurs maximales et minimales du
potentiel annuel. Ces valeurs ont été estimées en augmentant et en diminuant la collecte
admissible et la collecte effective par 5%. Le changement du potentiel arrive jusqu’à 15% par
rapport au potentiel moyen, ce qui montre l’importance de ces valeurs dans l’estimation du
potentiel français.
b) Cultures dédiées
Dans cette étude, on a utilisé une proportion de 10 % des prairies et des surfaces en herbes
et 50 % des jachères pour faire pousser des cultures à finalité énergétique. Sur les jachères, la
proportion de 50 % tient compte de la présence possible d’autres cultures énergétiques sur ces
mêmes surfaces. Les superficies et les rendements de la production de la culture énergétique
dans chaque département sont aussi issus d’AGRESTE.
Le calcul de potentiel a été réalisé selon deux hypothèses :
(a) 100 % de luzerne sur les surfaces considérées comme disponibles :
Dans cette étude, on considère la luzerne comme une seule culture énergétique.
(b) culture de maïs ou de luzerne selon le département :
Une variante avec une culture dédiée de maïs fourrage, à la place de la luzerne dans un
certain nombre de départements, a également été étudiée. Dans ce cas, on a choisi le maïs ou
la luzerne selon les orientations agricoles des départements.
Cette variante vise à situer la différence de productivité avec une culture produite, dans un
certain nombre de départements, avec de hauts rendements agricoles.
Les résultats des cultures dédiées sont présentés dans le Tableau 12.
Superficieproduction
biogazMaximum Minimum rendement
kha ktep/an ktep/an ktep/an tep/ha
blé 5246 1333 1613 1053 0,25
maïs 1504 1875 2121 1629 1,25
colza et navette 1406 1590 1798 1382 1,13
tournesol 645 347 392 302 0,54
Potentiel France 8800 5146 5925 4367 0,58
63
Tableau 12 : Surfaces, production et rendement à l’hectare en valeurs nationales en culture dédiée de luzerne et de
maïs
Les potentiels maximums et minimums à partir de cultures dédiées ont été estimés en
augmentant et en diminuant la proportion des prairies et des surfaces en herbes exploitées
pour cultiver les cultures par 2% et la proportion des jachères par 5%. La modification des
proportions conduit à un changement de presque 17% par rapport au potentiel d’origine.
c) Analyse cartographique
Sur les figures (Figure 20, Figure 21 et Figure 22) sont présentés les résultats, pour chacun
des départements métropolitains, pour chacune des ressources potentielles considérées. On
remarque que le potentiel des résidus est majoritairement situé dans les départements du Nord
et de l’Ouest de la France, compte tenu de la présence de grands espaces de cultures
concernées sur ces zones. La paille de blé est majoritaire dans le Nord, avec bien entendu un
fort potentiel dans les départements du Centre, de la Champagne et de la Picardie. Il est à
noter que, pour la paille de blé, partiellement utilisée en élevage, le résultat tient compte du
fait que la fraction mobilisable est plus faible que pour d’autres résidus habituellement non
valorisés, comme les cannes de maïs.
Dans le Sud-ouest, les résidus proviennent majoritairement de la maïsiculture. Ils
permettent d’envisager, sur les départements concernés, un potentiel de production important,
pour peu que la collecte et la valorisation de ces résidus s’y développe.
Le potentiel de cultures dédiées de type pérenne, quant à lui, est davantage localisé dans
les départements d’élevage, en particulier dans le Massif central, mais aussi dans l’Ouest. Les
deux types de ressources, résidus et cultures dédiées, apparaissent donc complémentaires dans
la formation d’une ressource biogaz significative. De nombreux départements, dont les sols
sont peu aptes aux grandes cultures, ne présentent pas un potentiel significatif par
l’exploitation des résidus, mais permettent d’envisager la récolte de cultures fourragères
dédiées. Celles-ci peuvent par ailleurs être méthanisées en co-digestion avec des lisiers, ces
derniers venant renforcer le potentiel estimé ici.
d) Le potentiel total (résidus et cultures dédiées)
Pour l’ensemble des résidus et des cultures dédiées en France, on obtient un potentiel de
presque 10 Mtep, avec la luzerne seule, et de 10,6 Mtep avec le maïs et la luzerne. Ce chiffre
confirme la technologie du biogaz comme une source énergétique significative. On rappelle
que cette valeur ne constitue pas une limite supérieure aux estimations de potentiel biogaz, car
les hypothèses ont tenu compte d’une exploitation incomplète des résidus, mais qu’elle fournit
une évaluation réaliste, selon les hypothèses retenues, dans l’optique d’un développement
significatif.
Superficieproduction
biogazMaximum Minimum rendement
kha Ktep/an Ktep/an Ktep/an tep/ha
Potentiel France en culture luzerne (a) 1938 4851 5665 4037 2,5
Potentiel France en culture maïs ou luzerne (b) 1938 5507 6421 4593 2,84
Dans ce tableau les superficies des terrains mobilisés coresspondent à la somme de 311 kha de prairies artificielles et
temporaires, 634 kha de jachères, 815 kha de surfaces toujours en herbe des exploitations et 178 kha de surfaces toujours
en herbe hors exploitations (collectifs et hors champs)
64
Figure 20- Potentiel biogaz des départements : a) résidus des cultures ; b) culture dédiée de luzerne
65
Figure 21- Potentiel biogaz des départements : c) culture dédiée de maïs ou luzerne ; d) potentiel total (résidus et
culture dédiée de luzerne)
66
Figure 22 - Potentiel biogaz des départements : e) potentiel total (résidus et culture dédiée de maïs ou luzerne)
4.2.2 Boues des STEP urbaines
La production d’énergie primaire de biogaz à partir des boues urbaines en France a atteint :
- 144 ktep en 2006 (EurObserv’ER, 2008)
- 228 ktep pour la même année (BONNIER, 2008).
On retrouve ici la difficulté d’obtenir des valeurs parfaitement superposables.
Cette étude exploite les valeurs définies dans la filière-type de méthanisation. Plusieurs
estimations du potentiel ont été faites avec plusieurs sources de données. Les valeurs
maximum et minimum dépendent du contenu du biogaz en CH4 qui est évalué à 60 % et 75 %
respectivement.
Trois études ont été analysées, les deux premières sont présentées ci-après et manquant de
précision elles ne seront pas retenues.
Tableau 13 : synthèse de plusieurs études du potentiel français du biogaz à partir des boues urbaines
production
biogazCH4
potentiel
annuelmax min
Source
donnéesM m
3M m
3 ktep ktep ktep
ADEME 533 360 308 342 274
IFEN 443 299 256 285 228
INSEE 342 231 198 220 176
67
Une première étude est basée sur la quantité des boues urbaines produites en tMS/an en
2002. Cette quantité est citée dans une synthèse de la production de boues urbaines en France
(ADEME, 2004). Le potentiel est calculé en exploitant la valeur définie dans la filière-type du
biogaz produit par les boues urbaines à l’entrée. On arrive à un potentiel moyen de 308
ktep/an. Des potentiels maximum et minimum de 342 ktep/an et de 274 ktep/an ont été
estimés. Les inconvénients sont l’absence des détails régionaux et départementaux des
données en présentant le volume en MS en total national ainsi que la valeur exhaustive de la
quantité produite sans préciser les techniques utilisées pour produire les boues urbaines.
Une deuxième étude utilise les boues entrant dans plusieurs types de traitement
(compostage, incinération, …etc.) en tMS/an en 2008 fournies par IFEN dans les différents
départements. Le calcul exploite les mêmes valeurs que dans la première étude. Le potentiel
moyen est de 256 ktep/an (285-228). Le problème de ces données réside dans le fait que les
boues sont mélangées avec d’autres déchets ménagers.
Dans la troisième étude, on exploite la quantité du biogaz produit par Équivalent Habitant
(EH). Cette valeur est une valeur moyenne sur le territoire français, elle peut être utilisée pour
l’estimation du potentiel biogaz dans les meilleures conditions. Une estimation de la
population française avec des pourcentages dans les zones urbaines et rurales fournie par
l’INSEE en 2009 a été considérée. Le potentiel moyen est de 198 ktep/an. Cette troisième
étude est retenue comme potentiel français du biogaz à partir des boues urbaines puisqu’elle
aboutit aux résultats par des données détaillées et précises. De fait, elle est présentée en
cartographie département par département (Figure 23).
Figure 23 : Potentiel biogaz des départements à partir des boues des STEP
Le potentiel total moyen annuel retenu est de 198 ktep/an en France métropolitaine comme
indiqué ci-avant. Cette valeur est partagée entre 162 ktep/an (82%) issus des zones urbaines et
36 ktep/an (18%) issus des zones rurales. Ce potentiel peut arriver à 204 ktep/an en
68
considérant la France entière avec les départements d’outre mer. Selon la teneur du biogaz en
méthane, un potentiel maximum et minimum de 220 ktep/an et 176 ktep/an respectivement
ont été calculés.
Le potentiel se concentre dans les départements à grandes populations, en majorité les
départements de la région de l’île de France et Nord Pas de Calais, les départements Bouches-
du-Rhône et Rhône. Dans ces départements les populations sont en grande majorité dans des
agglomérations urbaines. Par contre, les départements avec une concentration de la population
dans les zones rurales sont des zones avec un nombre moins important de population et, par
voie de conséquence avec un potentiel moins important.
4.2.3 Effluents résiduaires des fromageries
Le potentiel est estimé est basé sur les données AGRESTE 2009 concernant la production
de fromage en France en utilisant les indicateurs définis dans la filière-type des effluents
fromagers. Ces données présentent une production totale en France sans détails pour les
départements. Mais elles sont retenues dans l’estimation à cause de non pas trouver les détails
qu’on cherchait.
Dans l’estimation, le lactosérum valorisé en poudre de lactosérum a été éliminé pour une
évaluation correspondant au cas réel. Le lactosérum transformé en poudre présente 30% du
lactosérum produit en France.
Une production en continu des effluents fromagers est un atout pour la méthanisation dans
ce domaine sans avoir un problème pour alimenter le méthaniseur en substrat. Le
fonctionnement dans la fromagerie demande aussi une énergie en continu, ce qui constitue un
débouché pour consommer le biogaz sur place sans transport, un autre atout pour la
méthanisation.
La teneur considérée en CH4 dans le biogaz produit par la méthanisation des effluents
fromagers est de 67% (Lebrato et al., 1990) (Lansing et al., 2010). Les valeurs maximum et
minimum du potentiel sont estimées à partir du volume des eaux blanches dans les effluents
fromagers.
Tableau 14 : Potentiel biogaz par méthanisation des effluents fromagers à partir des données AGRESTE 2009
Des données détaillées par département aurait permis d’établir un potentiel localisé sur la
carte française comme dans les autres filières étudiées.
Unité Moyen Max Min
Eaux blanches / lait transformé m3/m
3 2,25 2,5 2
Lactosérum / lait transformé m3/m
3 0,9
Biogaz Mm3 334 360 307
Tenuer en CH4 Mm3 224 241 206
Potentiel ktep 192 207 176
69
4.2.4 Effluents résiduaires des installations vinicoles
On estime un potentiel énergétique du biogaz bien que la quantité produite soit,
généralement, autoconsommée sur le site ou brûlée dans une torchère comme déjà vu dans la
définition de la filière-type. Ceci vient de la production saisonnière des effluents vinicoles. La
codigestion peut être une technique intéressante pour dépasser la faiblesse de la productivité
du biogaz, ce qui rend le montage d’une moyenne de valorisation énergétique du biogaz
rentable économiquement.
Les données de la production vinicoles sont extraites des statistiques agricoles AGRESTE
en 2007. Le potentiel est divisé en deux parties selon la source des effluents vinicoles :
effluents produits par la production du vin blanc et effluents produits par la production du vin
rouge.
Les valeurs estimées dans la filière-type sont aussi la base pour calculer le potentiel biogaz
à partir des effluents vinicoles. On profite, en particulier, du ratio entre le volume du biogaz
produit et le vin produit dans l’installation qui vaut 0,48 dans la définition de notre filière-
type.
La teneur en CH4 du biogaz est mise à 75%, valeur moyenne prise de plusieurs ressources
bibliographiques (Roger et al., 1999) (Yu et al., 2006).
Le Tableau 15 résume les résultats de l’estimation du potentiel :
Tableau 15 : Potentiel biogaz par méthanisation des effluents vinicoles à partir de la production du vin blanc et
rouge 2007 en France
Les potentiels maximum et minimum sont estimés à partir de la teneur en méthane dans le
biogaz produit trouvé dans les ressources bibliographiques retenues (teneur maximum 80%,
teneur minimum 70%).
UnitéProduction
vin blanc
Production
vin rougeTotal
Biogaz Mm3 8,79 13,56 22,35
Tenuer en
CH4Mm
3 6,59 10,17 16,76
Potentiel
Moyktep 5,65 8,72 14,37
Potentiel
Maxktep 6,03 9,3 15,33
Potentiel
Minktep 5,27 8,14 13,41
70
Figure 24 : Potentiel biogaz des départements à partir des effluents vinicoles
Le potentiel total est de 14,37 ktep/an, 61% de ce potentiel vient de la méthanisation des
effluents issus par la production du vin rouge. Le potentiel se concentre dans les départements
où se trouvent les grandes exploitations viticoles : Gironde, Hérault, Aude, Gard, Charente et
Charente-Maritime. La Gironde occupe le rôle du leader grâce au Bordelais, la zone vinicole
la plus importante en France.
4.3 Synthèse des filières et discussion
Un potentiel moyen total d’environ 11 Mtep/an de biogaz peut être obtenu en France à
partir des ressources étudiées dans ce travail. Les ressources incluent dans le domaine agricole
le maïs fourrage ou la luzerne comme des cultures dédiées et des résidus agricoles issus du
blé, du maïs, du colza et du tournesol, les boues urbaines produites dans STEP urbaines, Les
effluents résiduaires des fromageries et des exploitations vinicoles. Le Tableau 16 synthétise
les potentiels estimés de différentes filières.
Le domaine agricole est dominant avec une participation totale à hauteur de 96%. Les
cultures dédiées conduisent à potentiel moyen de 4,85 Mtep/an avec la luzerne seule et de 5,5
Mtep/an avec le maïs et la luzerne. En valorisation de résidus agricoles, un potentiel moyen de
5,1 Mtep/an peut être obtenu. Pour l’ensemble des résidus et des cultures dédiées en France,
on obtient un potentiel de presque 10 Mtep/an, avec la luzerne, et de 10,6 Mtep/an avec le
maïs et la luzerne. Ces chiffres confirment la technologie du biogaz agricole comme une
source énergétique significative. Cette importance peut être expliquée par les taux des
ressources agricoles mobilisables.
71
Tableau 16 : Synthèse des potentiels des filières étudiées
Les autres ressources, qui présentent des déchets à traiter, n’ont pas une position
importante par rapport au potentiel total. Malgré la faiblesse des valeurs, la méthanisation se
positionne comme une technique productrice d’énergie pour le traitement des déchets
organiques en autoconsommation. Il ne faut pas oublier le nombre énorme des déchets
méthanisables déjà cités dans le Chapitre 2. On peut en citer plusieurs qui ont une place en
France : La partie fermentescible des ordures ménagères, les effluents de l’élevage, les
déchets des industries agro-alimentaires et les papeteries. Concernant les IAA on peut
compter : les conserves, les confitures, les brasseries, fabrication d’amidon, chocolateries,
fabrication du sucre à partir de betterave et de canne, distilleries, laiteries, … etc.
Le potentiel du biogaz à partir des déchets n’est pas assez important par rapport au biogaz
agricole, mais le biogaz produit peut au moins fournir l’énergie consommée sur le site de
traitement, ainsi qu’une partie restante du biogaz valorisable pour fournir une part de l’énergie
consommée dans l’exploitation ou pour servir à des besoins énergétiques ailleurs selon la
technique choisie de valorisation. Il y a deux réflexions par rapport à la valorisation du
biogaz, une première avec autoconsommation pour fournir les besoins thermiques des
méthaniseurs sans valoriser le reste, et une deuxième avec autoconsommation pour fournir les
besoins thermiques des méthaniseurs tout en valorisant le reste comme déjà indiqué dans le
Chapitre 2.
Dans ces deux réflexions est associée une valorisation complémentaire des digestats
produits lors de la méthanisation, normalement en épandage agricole.
potentiel
annuelmax min
ktep ktep ktep
Les résidus agricoles 5146 5925 4367
Les cultures dédiées:
Luzerne4851 5665 4037
Les cultures dédiées:
Maïs ou Luzerne5507 6421 4593
Les boues STEP
urbaines198 220 176
Les fromageries 192 207 176
Les vignobles 14,37 15,33 13,41
Total 11057 12788 8770
72
5 Méthodes pour les bilans environnementaux
Nous analysons ici du point de vue des impacts environnementaux potentiels les filières
étudiées. A chacune des filières correspond une ou plusieurs problématiques
environnementales particulières : il s’agira de bien identifier ces problématiques pour que la
portée de l’analyse environnementale soit correctement appréciée. Les problématiques
environnementales dépendent de la nature de la filière considérée (traitement d’effluents,
valorisation énergétique de résidus, etc.), de la nature des impacts potentiels (ressources
globales, gaz à effet de serre, impacts sur les sols,…etc.), des bénéfices énergétiques et
environnementaux, … Dans les études comparatives (Chapitre 6), on appliquera ces méthodes
pour comparer les filières de méthanisation avec des filières de comparaison mettant en œuvre
d’autres procédés.
Dans l’étude de filières énergétiques, ou mettant en jeu d’importants flux d’énergie, il est
important d’étudier en premier lieu les bilans d’énergie et de matière en tant que tels. Selon
les cas, cela permettra d’établir rapidement les principaux indicateurs environnementaux, ou
seulement de situer et d’orienter une analyse plus complète prenant en compte les impacts
environnementaux potentiels. Ces derniers sont abordés, dans ce travail, par un outil d’analyse
de cycle de vie (ACV), avec le logiciel SimaPro. Cette approche très bien reconnue permet à
la fois d’aborder une grande variété d’impacts potentiels, et de standardiser l’analyse et la
présentation des résultats.
5.1 Bilan énergétiques et environnementaux
Les bilans énergétiques et environnementaux sont construits à partir de la description des
filières en systèmes-type, qui permet de connaître les flux entrants et sortants, les
concentrations, les rendements énergie et matière, etc.
5.1.1 Énergie
Des bilans énergétiques concernant la consommation énergétique pour le fonctionnement
dans la filière-type et la filière de comparaison sont établis, ce qui permet de comparer un
critère important d’une façon directe et simple. Ce bilan n’inclut pas l’énergie du biogaz ou le
transport possible des produits finaux. Il peut être présenté en énergie finale (consommée au
niveau du site), ou en énergie primaire (en équivalent de l’énergie extraite des ressources).
5.1.2 Minéraux
Les bilans des minéraux N, P, K, … pour les filières comparées sont établis lorsque les
flux de minéraux sont importants, ou qu’ils jouent un rôle significatif dans les impacts
environnementaux potentiels. Les bilans présentent les minéraux, sous les différentes formes,
contenus dans les flux (effluents épurés, digestat, boues, …) à la sortie des filières par rapport
à 1 m3 à l’entrée.
5.2 Analyse du cycle de vie (ACV)
L’analyse du cycle de vie date des années 90 (Goedkoop et al., 2009). Elle constitue un
outil d’analyse environnementale d’un produit, d’un processus ou d’un système depuis
l’extraction des matières premières qui le composent jusqu’à son élimination en passant par
les phases de distribution et d’utilisation (Jolliet et al., 2005) (Boeglin et Veuillet, 2005). Elle
73
est, en particulier, utilisée pour comparer les impacts environnementaux de différents produits
finis, de différents systèmes ou les étapes du cycle de vie du système. L’extension des
frontières des systèmes est un critère important dans une ACV pour inclure tout ce qui affecte
«significativement» les résultats et pour prendre en compte les conséquences d’éviter, par
exemple, un impact ou une production.
L’ACV est encadrée et guidée par les normes ISO 14000 relatives à l’analyse du cycle de
vie, et plus précisément :
ISO 14040 (1997) qui décrit les caractéristiques essentielles de l’ACV
(Principes et cadres)
ISO 14041 (1998) qui porte sur la définition de l’objectif, du champ de
l’étude et sur l’analyse de l’inventaire
ISO 14042 (2000) qui fournit les principales caractéristiques de la phase
d’évaluation de l’impact du cycle de vie
ISO 14043 (2000) qui porte plus particulièrement sur l’interprétation du
cycle de vie.
L’Analyse de Cycle de Vie se compose, alors, de quatre phases structurées Figure 25 :
Figure 25 : Structure et phases de l’analyse du cycle de vie
5.2.1 Phase 1 : Définition des objectifs et du système
Définition des objectifs et du système en définissant la fonction du système qui sert de base
pour déterminer les deux éléments essentiels : l’unité fonctionnelle, qui est une base de
comparaison commune à tous les scénarios, les filières, et les frontières.
5.2.2 Phase 2 : Inventaire
Inventaire des flux de matières, énergies, entrants et sortants aux frontières du système
durant le cycle de vie sur la base de l’unité fonctionnelle.
5.2.3 Phase 3 : Analyse de l’impact
Évaluation de l’impact environnemental qui consiste en la traduction des données
inventoriées en impact potentiel du système. Cette phase utilise une méthode d’analyse qui
74
décrit les éléments successifs de l’évaluation. La Figure 26 présente un schéma général pour
les catégories d'impact et de dommages dans une méthode d'analyse d'impact.
Figure 26 : Exemple d’un schéma général d’une méthode d’analyse d’impact
Nous pouvons distinguer deux grandes familles entre ces méthodes, les méthodes qui
aboutissent aux catégories intermédiaires qui sont les catégories d’impact (Midpoint) et les
méthodes qui dépassent les catégories intermédiaires pour agréger plusieurs évaluations
d’impact dans des catégories de dommages (Endpoint). Ces catégories seront présentées ci-
après. Cette phase contient plusieurs éléments obligatoires et facultatifs :
La classification (obligatoire) : les entrants et les sortants de l’inventaire
sont attribué aux différentes catégories d’impact présélectionnées dans la
méthode comme Effet de serre, Acidification, … etc ;
La caractérisation (obligatoire): consiste à convertir et agréger les matières
entrantes et sortantes dans chaque catégorie d’impact. Il s’agit de définir des
facteurs de caractérisation pour convertir les flux de l’inventaire en unité
commune pour chaque catégorie ;
La normalisation (facultatif) : consiste à calculer la magnitude relative des
indicateurs des catégories d’impact ou des catégories de dommages par
rapport à une référence définie au niveau géographique et temporel. Nous
évaluons la contribution d’une matière dans une catégorie d’impact à la
contribution totale de cette matière dans une zone ou une personne ou une
autre référence durant une période donnée. Nous pouvons prendre comme
exemple simple pour calculer les facteurs et les valeurs de normalisation la
relation suivante (Guinée et al., 2001) (Sleeswijk et al., 2008):
où est la facteur de normalisation pour une catégorie d’impact et
le système référence choisi, est la quantité de la matière (i) rejetée
ou extraite du compartiment environnemental (comp) pour le système
référence, est la facteur de caractérisation de la matière (i)
pour la même catégorie d’impact rejetée ou extraite dans le même
compartiment (comp). est la valeur de normalisation pour la catégorie
d’impact qui est le résultat de la division de la valeur de caractérisation de cette
75
catégorie d’impact , déjà calculée dans la caractérisation, par la facteur
de normalisation ;
La pondération (facultatif) : tous les indices sont combinés, grâce à une
pondération qui attribuera un coefficient, appliqué aux valeurs normalisées,
qui évalue l’importance relative des différentes catégories d’impacts ou des
différents dommages agrégés selon la méthode de l’analyse. Cette étape peut
aboutir aussi à un score unique en calculant la somme des résultats de la
pondération ce qui donne des résultats plus clairs de l’analyse du cycle de vie,
sachant que la norme ISO 14042 mentionne explicitement le fait que la
pondération est basée sur le choix des coefficients et doit être, par conséquent,
totalement transparente.
5.2.4 Phase 4 : Interprétation
L’interprétation de l’étude est développée selon les objectifs retenus. L’ACV ne doit pas se
contenter d’apporter des chiffres absolus produits dans les phases précédentes, elle doit aussi
être capable de donner des conclusions pour l’aide à la décision. Cette phase permet de définir
les limites de l’étude, d’analyser les résultats obtenus, d’identifier le cycle de vie du système
étudié pour en retirer une amélioration possible et même de comparer plusieurs systèmes ou
scénarios. Les limites du système étudié ne sont pas des limites géographiques, mais des
limites fonctionnelles.
Les catégories d’impact sont différentes en fonction de la méthode de l’analyse de l’impact
(méthode d’évaluation), les catégories couramment retenus sont le changement climatique, les
énergies fossiles, l’acidification, l’eutrophisation, l’épuisement des minéraux, les
carcinogènes, l’épuisement de la couche d’ozone, l’usage des sols …
Dans les méthodes qui soutiennent les catégories des dommages (Endpoint), nous pouvons
distinguer plusieurs dommages comme la santé humaine, la qualité de l’écosystème, les
ressources, …
5.3 Logiciel d’analyse environnementale utilisé (SimaPro)
Plusieurs outils informatiques d’analyse environnementale par ACV sont disponibles sur le
marché (Ollivier-dehaye, 2009) (PONS, 2010). Après différents essais, et suite à des contacts
avec des chercheurs travaillant sur les ACV, nous avons choisi pour des raisons
opérationnelles le logiciel SimaPro7 (Goedkoop, Schryver, & Oele, 2008). SimaPro contient
plusieurs bases de données comme Ecoinvent, Buwal, ETH-ESU, …etc. Nous pouvons
inclure ou exclure certaines bibliothèques selon l’objectif de notre étude.
Le logiciel est fourni avec plusieurs méthodes d’évaluations d’impact. Il est possible de
choisir une méthode pour effectuer l’analyse et puis de comparer les résultats obtenus avec
d’autres.
5.4 Méthodes d’analyse d’impact
Bien que les différentes méthodes s’appuient généralement sur les mêmes principes, elles
peuvent donner des résultats potentiellement différents. L’outil utilisé est fourni avec huit
méthodes d’analyse d’impact, et chaque méthode peut être équipée de plusieurs versions
différentes. Nous disposons de trois Midpoint (CML, EPD 2007 (draft version) et ReCiPe
Midpoint) et de six Endpoint (Eco-indicator 99, Ecological Scarcity 2006, EDIP2003, EPS
2000, IMPACT 2002+ et ReCiPe Endpoint). Ces différentes méthodes analysent les données
76
selon des bases et des préoccupations différentes, et donnent, par conséquent, des résultats
potentiellement différents. En plus, elles incluent des catégories d’impact nombreuses plus ou
moins intéressantes au regard de nos objectifs d’analyse environnementale.
Pour éviter d’une part la complication des résultats et, d’autre part pour se concentrer sur
les catégories d’impact d’intérêt pour nous, quelques méthodes ont été éliminées. La méthode
EDP 2007 n’est pas considérée puisque c’est une version d’essai. La méthode CML ne sera
pas incluse dans l’analyse des résultats parce qu’elle ne prend pas directement en compte la
consommation énergétique et les ressources, ainsi que les méthodes Ecological Scarcity 2006
et EPS 2000 puisqu’elles ne prennent pas en compte le changement climatique ou
l’échauffement climatique.
Tableau 17 : Méthodes fournies avec SimaPro
Par conséquent, les méthodes retenues sont Eco-indicator 99, EDIP2003, IMPACT 2002+
et ReCiPe sachant que la méthode ReCiPe est sous deux versions, Midpoint et Endpoint. Une
présentation générale de ces méthodes retenues est fournie dans les paragraphes suivants, et
pour plus de détails pour les méthodes les plus importantes existant aujourd’hui nous pouvons
voir (IES_Institute for Environment and Sustainability, 2010) et (Frischknecht et al., 2007).
Nous remarquons que les méthodes retenues regroupent, en général, les deux visions
Midpoint et Endpoint. Nous nous contentons dans ce travail de comprendre, analyser et
essayer d’expliquer les résultats obtenus par SimaPro en utilisant ces dernières méthodes sans
entrer dans les détails de chaque méthode.
5.4.1 Eco-indicator 99
Cette méthode néerlandaise a été développée, à partir de la méthode EPS et Eco-indicator
95, dans le but de simplifier l'interprétation et la pondération des résultats en agrégeant
l’ensemble des catégories d’impacts dans la même unité Pt (éco-point ou éco-indicateur).
Le problème le plus fondamental dans l’ACV est que, lorsque la valeur des choix doit être
validée, une seule « vérité » n'existe tout simplement pas. Par exemple, une substance qui est
classé comme "cancérigène possible" peut être considéré comme extrêmement dangereuse par
une personne, tandis qu'une autre n’aurait pas la même impression. Pour faire face à ce
problème, cette méthode utilise trois points de vue différents: hiérarchique, individualiste et
égalitaire. La version hiérarchique est définie comme version par défaut dans le logiciel
SimaPro, et est retenue dans l’analyse et la comparaison entre systèmes étudiés dans ce
travail.
Méthode Description succincte utilisée
CML Midpoint Non
Eco-indicator 99 Endpoint Oui
Ecological Scarcity 2006 Endpoint Non
EDIP2003 Endpoint Oui
EPD 2007 Midpoint Non
EPS 2000 Endpoint Non
IMPACT 2002+ Endpoint Oui
ReCiPe Midpoint/ Endpoint Oui
77
Dans la version hiérarchique, SimaPro contient deux sous-évaluations (ou sous-verions) :
- Europe A qui intègre des valeurs européennes moyennes de facteurs de pondération à
partir de « Panel method », et qui est considéré comme sous-version par défaut dans SimaPro,
et dans ce travail par conséquent.
- Europe H qui intègre des valeurs européennes de facteurs de pondération appartenant
à la perspective hiérarchique.
Les résultats de l’inventaire sont regroupés dans onze catégories d’impact (Goedkoop et
Spriensma, 2000): carcinogènes, organiques volatiles, inorganiques volatiles, changement
climatique, radiation, couche d’ozone, écotoxicité, acidification/ eutrophisation, usage des
sols, minéraux, combustibles fossiles.
Ces dernières sont ensuite reliées dans trois catégories de dommages : santé humaine,
qualité de l’écosystème, ressources.
5.4.2 EDIP2003
EDIP2003, qui est une méthode danoise, est un suivi sur la méthodologie EDIP97 avec des
nouveaux facteurs de caractérisation et de normalisation reposant sur l'information régionale
pour plusieurs catégories d'impacts Midpoint non-globales comme l’acidification,
l’eutrophisation, la photochimie de l’ozone, etc. En plus, les facteurs EDIP97 sont mis à jour
pour d’autres catégories d'impact globales, comme le changement climatique, avec les
dernières recommandations du GIEC et de l'OMM / PNUE (Hauschild et Potting, 2005).
Dans la méthode EDIP2003, l'eutrophisation aquatique est abordée par deux catégories
d'impact: l'eutrophisation aquatique (NO3 : nitrate) et l'eutrophisation aquatique (PO4 :
phosphate). Les facteurs dans chaque catégorie d'impact pour les émissions dans les eaux
douces et les émissions dans les eaux marines sont développés. Ce double compte de facteurs
reflète le fait que, en général, l'eutrophisation est causée par le nitrate dans les eaux douces, et
par le phosphate dans les eaux marines.
La méthodologie EDIP2003 intègre 18 catégories d'impact différents : changement
climatique 100 ans, appauvrissement de l'ozone, formation d'ozone (végétation), formation
d'ozone (anthropique), acidification, eutrophisation terrestre, eutrophisation aquatique,
toxicité humaine, écotoxicité, etc.
5.4.3 IMPACT 2002+
IMPACT 2002 + est essentiellement une combinaison entre les méthodes IMPACT 2002,
Eco-indicateur 99, CML et IPCC. Elle met essentiellement en place la santé humaine, par les
carcinogènes et non- carcinogènes, et l'écotoxicité aquatique et terrestre.
Cette méthode propose une mise en œuvre d’une approche combinée Midpoint
(intermédiaire) / Endpoint (dommage), reliant les résultats de l’inventaire du cycle de vie
(flux, émissions et autres interventions) via 15 catégories d’impact intermédiaires à quatre
catégories de dommages (Jolliet et al., 2003) comme précisé ci-après.
Ces catégories d’impact sont : toxicité humaine (carcinogènes et non- carcinogènes), effets
respiratoires (organiques et inorganiques), radiation ionisant, appauvrissement de l'ozone,
formation d'oxydants photochimiques, écotoxicité aquatique, écotoxicité terrestre,
eutrophisation aquatique, eutrophisation terrestre, acidification et nutrification terrestre,
acidification aquatique, occupation des sols, réchauffement global, énergie non renouvelable
et extraction des minéraux.
78
Les quatre catégories de dommages sont : santé humaine, qualité de l’écosystème,
changement climatique et ressources.
5.4.4 ReCiPe
ReCiPe est développée à partir de la méthode Eco-indicator 99 et de la méthode CML
2002. Elle intègre et harmonise les deux approches Midpoint et Endpoint dans un cadre
cohérent. Bien que d'abord l'intégration des méthodes ait été prévue, toutes les catégories
d'impact ont été réaménagées et mises à jour.
Dix-huit catégories d'impact sont traitées au niveau Midpoint : le changement climatique,
appauvrissement de l'ozone, acidification terrestre, eutrophisation en eau douce,
eutrophisation en eau marine, toxicité humaine, formation d'oxydants photochimiques,
formation de particules, écotoxicité terrestre, écotoxicité en eau douce, écotoxicité marine,
radiation ionisant, occupation des terres agricoles, occupation des terres urbaines,
transformation des terres naturelles, épuisement de l'eau, épuisement des ressources
minérales, épuisement des énergies fossiles.
Au niveau Endpoint, la plupart de ces catégories d'impact sont ensuite converties et
regroupées dans les trois catégories de dommages suivantes : santé humaine, diversité de
l'écosystème, ressources.
Pour certaines de ces étapes de conversion et d'agrégation, les incertitudes ont été intégrées
sous la forme de points de vue différents: Individualiste (I) Hiérarchique (H) et Egalitaire (E)
comme dans la méthode Eco-indicator 99 (Goedkoop et al., 2009). Dès lors cette méthode est
présentée dans SimaPro par six choix, trois Midpoint et trois Endpoint. Chaque choix a
ensuite deux évaluations possible pour Midpoint et quatre évaluations possibles pour
Endpoint. Les deux évaluations dans la version hiérarchique Endpoint sont :
- Europe qui fait référence aux valeurs européennes de normalisation et de
pondération, et qui est considéré comme sous-version par défaut dans SimaPro, et dans ce
travail par conséquent.
- World qui fait référence aux valeurs internationales de normalisation et de
pondération.
C’est évaluations dans la version hiérarchique Endpoint sont :
- Europe A qui fait référence aux valeurs européennes moyennes de normalisation et
de pondération, et qui est considéré comme sous-version par défaut dans SimaPro, et dans ce
travail par conséquent.
- Europe H qui fait référence aux valeurs européennes de normalisation et de
pondération appartenant à la perspective hiérarchique.
- World A qui fait référence aux valeurs internationales moyennes de normalisation et
de pondération.
- World H qui fait référence aux valeurs internationales de normalisation et de
pondération appartenant à la perspective hiérarchique.
5.4.5 Comparaison entre les méthodes retenues
Il est très difficile de résumer une méthode en quelques lignes, sans faire injustice à la
quantité de détails mis par les développeurs dans la méthode et ce qui a été pris en compte
lors du développement. En plus, une comparaison détaillée entre les méthodes retenues n’est
pas un travail possible sachant que la compréhension totale d’une méthode requiert une
79
période d’appropriation importante ce qui rend la comparaison détaillée et correcte
compliquée à mener.
La mise en place d’un format comparatif simple peut être envisageable en se basant sur la
documentation disponible. Le Tableau 18 présente cette comparaison structurée
essentiellement à partir de (IES_Institute for Environment and Sustainability, 2010).
Tableau 18 : comparaison entre les quatre méthodes
En plus, les mêmes catégories d’impact et les mêmes catégories de dommages, ne sont pas
analysées pareillement dans les méthodes. Par exemple, l’acidification est analysée comme
une seule catégorie d’impact dans la méthode EDIP2003. Par contre, l’acidification dans la
méthode IMPACT 2002 + est étudiée dans deux catégories : acidification aquatique et
acidification terrestre. L’acidification est couplée avec l’eutrophication dans une seule
Eco-indicator 99 EDIP2003 IMPACT 2002 + ReCiPe
finalité de la méthode
Développer une
méthode Endpoint
avec une attention
particulière à la
facilitation de la
pondération
facteurs reposant sur
l'information régionale
pour les catégories
d'impacts non-
globales
approche combinée
Midpoint/Endpoint relie
l’inventaire via les
catégories d’impact
intermédiaires à
quatre catégories de
dommages
combiner deux
approches
Midpoint/Endpoint
d'une manière
cohérente
Nombre de catégories
d’impact11 18 14 18
Nombre de catégories
de dommages3 - 4 3
choix possibleshiérarchique,
individualiste égalitaire- -
hiérarchique,
individualiste égalitaire
validité régionale
données
internationales pour le
changement
climatique,
l’appauvrissement de
l'ozone et les
ressources.
européenne pour les
autres catégories
d'impact
internationale pour les
catégories impact
globales. européenne
(pour des régions ou
des pays ainsi que la
valeur moyenne
européenne).
européenne pour la
version de base
(utilisée dans
SimaPro) Une version
multi-continentale est
disponible
européenne en
général. internationale
pour le changement
climatique,
l’appauvrissement de
l'ozone et les
ressources.
horizon temporel
100 ans
(individualiste) long ou
indéfini (autres
version)
indéfini indéfini
20 ans, 100 ans ou
indéfini dépendant de
la version
Nombre approximatif
de substances
couvertes
391 500 1500 3000
facteurs de
Normalisation
calculés à partir de
données européennes
calculs basés sur la
contribution totale de
l’impact pour chaque
catégorie d’impact par
personne européenne
(système référence)
année 1995
calculs basés sur la
contribution totale de
l’impact pour chaque
catégorie d’impact par
personne européenne
(système référence)
année 2000
calculées à partir de
données européennes
ou internationales en
2000
facteurs de
Pondération
plusieurs choix :
« Panel method »
« weighting triangle »
et d’autres
Les mêmes pour
EDIP97 avec une
mise à jour
égaux par défaut (1 en
SimaPro) sinon
d’autres valeurs sont
disponibles
plusieurs choix :
« Panel method »
« monetisation
method » « weighting
triangle »
80
catégorie d’impact dans la méthode Eco-indicator 99. Alors, nous pouvons voir la difficulté
d’une comparaison directe d’un indicateur, comme l’acidification, entre plusieurs méthodes
d’analyse.
5.4.6 Autres méthodes
Les méthodes d’analyse sont nombreuses. Parmi les huit méthodes évoquées ci-dessus,
plusieurs sont appliquées dans le logiciel SimaPro. De plus, nous avons inséré d’autres
méthodes.
D’autres méthodes sont par ailleurs disponibles; on peut citer notamment : LIME, TRACI,
IPCC, LUCAS
- Empreinte écologique
- MEEuP
D’autres méthodes sont en train d’être définies comme IMACT WORLD + qui présente un
développement de la méthode IMPACT 2002+.
5.4.7 Résultats et analyse
Les résultats qu’on peut obtenir en analyse par SimaPro sont très nombreux ce qui rend
nécessaire d’en produire une synthèse lisible.
Par rapport aux quatre méthodes «Endpoint», nous allons montrer et analyser les résultats
en score unique, pondération et normalisation. Nous pouvons, de cette manière, nous
intéresser aux catégories d’impact les plus importantes dans chaque méthode et comparer, si
possible, entre les catégories comparables. Nous pouvons ainsi intégrer et analyser d’autres
résultats lorsque c’est utile, comme la caractérisation et même les résultats directs de
l’inventaire.
Dans la seule méthode «Midpoint» les résultats sont exprimés en normalisation et
caractérisation. On se contente d’analyser la normalisation et si nécessaire les autres résultats.
Les résultats sont très liés à la méthode utilisée, comme le montre le Chapitre 6 où sont
présentées et commentées nos analyses à partir de l’outil SimaPro.
81
6 Bilans environnementaux des différentes filières-type et
comparaison avec d’autres techniques de traitement en
ACV
Pour chacune des filières-type retenue, nous avons établi un premier bilan
environnemental. L’analyse environnementale a été conduite dans l’optique de comparer la
filière de méthanisation avec une filière de comparaison, le plus souvent mettant en œuvre un
autre traitement que la méthanisation. L’intérêt est de dégager un bilan en coûts-bénéfices des
filières de méthanisation, et de prédire les situations où la méthanisation pourra présenter un
bilan significativement avantageux.
Le travail présenté dans ce Chapitre 6 comporte donc la description complète des filières
de comparaison, à l’image des filières type de méthanisation (Chapitre 3). La comparaison
est définie, en particulier, en fonction des problématiques environnementales identifiées pour
chaque filière. Ensuite sont présentés et analysés les résultats de la comparaison
environnementale. Les comparaisons environnementales permettent, dans la discussion,
d’identifier certaines limites des méthodes d’analyse et d’envisager des voies d’amélioration
qui seraient possibles pour compléter ou consolider l’analyse.
Dans l’analyse environnementale des filières étudiées, certains points communs
remarquables sont à noter.
1) La « neutralité du carbone » d’origine biologique. Le dioxyde de carbone d’origine
biologique, intervenant dans un cycle où les flux échangés entre la biomasse et l’atmosphère
sont de l’ordre de 100 GtC/an, provient généralement d’un flux de biomasse formé et
consommé dans un temps court, moins d’une année. Dans ce cas, le bilan carbone est neutre
et le gaz carbonique émis dans l’atmosphère suite à la valorisation du biogaz n’est pas
comptabilisé dans le cadre de l’inventaire des émissions de GES (Rousseaux et Apostol,
2000). Il est toutefois complété par les interventions de flux d’énergie ou de carbone d’origine
fossile, souvent nettement plus faibles dans les filières biogaz. Les émissions de carbone
d’origine fossile, directement ou indirectement (transport, production d’électricité, …) sont
quant à elles bien comptabilisées en tant que gaz à effet de serre.
2) Frontières du système et méthodes de substitution. L’extension des frontières des
systèmes a été appliquée, par exemple, dans les filières-type définis en prenant en compte une
substitution du gaz naturel par le biogaz, ou dans la définition des systèmes comparés pour
valoriser les effluents fromagers en considérant la substitution de la production d’orge. Nous
pouvons aussi considérer une substitution de la production des fertilisants par la valeur
agronomique contenue dans les digestats ou dans les boues pour les différentes filières
définies dans ce travail.
3) Energies de fabrication des systèmes. Classiquement, dans les bilans d’énergie ou en
ACV des filières énergétiques, les énergies de fabrication de tout ou partie des systèmes sont
très faibles devant les flux mobilisés tout au long du cycle de vie. La fabrication des petits
équipements (pompes, canalisations …) n’est pas prise en compte dans l’analyse des résultats
en ACV. Une durée de vie de 30 ans est considérée pour les différents systèmes dans les
filières-type comme dans les filières de comparaison.
4) Représentativité des systèmes étudiés. Dans ce travail, on vise à analyser et à comparer
des cas réels ou réalistes, et représentatifs. C’est pourquoi on a choisi la description des
filières-type, en particulier au moyen d’enquêtes techniques détaillées, afin de présenter un
82
cas d’étude « moyen » sur le territoire français. Cela évite d’avoir recours à des systèmes dont
l’architecture, le dimensionnement, les flux, seraient par trop caractéristiques d’un cas
particulier. Cette description en filière-type constitue une originalité de ce travail d’étude
environnementale, parmi d’autres études existantes ou en cours.
6.1 Les résidus agricoles et les cultures dédiées _ étude de
cas GRCETA.SFA
La méthanisation dans le domaine agricole n’a pas été analysée en utilisant la même
démarche en filière-type représentative, comme cela a été fait dans les autres domaines. Elle a
toutefois été abordée avec une approche par étude de cas prenant en compte une base de
données locales très détaillée (Almansour et al., 2011). Cela a permis d’établir les bilans
énergie et gaz à effet de serre à partir de données techniques provenant d’un ensemble des
exploitations agricoles « GRCETA.SFA », pour toutes les étapes agricoles du processus. Cette
étude de cas détaillée est reprise Annexe 2.
6.2 Les boues des STEP urbaines
6.2.1 Les problématiques environnementales
a) Problématiques générales
L’épuration des eaux résiduaires urbaines (ERU) repose sur la collecte et le traitement des
effluents, et le rejet au milieu naturel des effluents traités. Plusieurs solutions existent selon le
volume annuel d’effluents, l’emprise au sol disponible, etc. Certaines techniques «extensives»
(lagunage naturel, lagunage aéré, lits de macrophytes, …) sont réservées aux petites et
moyennes installations, plutôt en milieu rural.
Les grandes agglomérations font appel à la technique des boues activées, qui conduit à
dégrader la matière organique des effluents par digestion aérobie activée par une aération
forcée des effluents concentrés sous forme de boues. Cette technique, relativement compacte,
est efficace en termes de rendements épuratoires mais nécessite une consommation électrique
assez élevée pour l’aération des « boues activées ». Une partie significative de la matière
organique n’est toutefois pas dégradée par le processus bactérien aérobie, et se retrouve
concentré dans les boues résiduaires. Ces dernières forment un résidu du traitement. Ce
résidu, contenant une fraction importante de matière organique, des minéraux, et d’éventuels
composés indésirables, est potentiellement valorisable. Plusieurs voies de valorisation sont
possibles : valorisation énergétique, tirant parti plutôt de la matière organique, ou valorisation
en agriculture, tirant parti plutôt des minéraux à valeur fertilisante.
Les problématiques environnementales générales comprennent :
- l’efficacité des installations et leur impact sur les hydrosystèmes : ces aspects, relevant
d’une analyse générale des réseaux et installations, ne sont pas traités ici ;
- les bilans coûts-bénéfices des différentes solutions du traitement de boues résiduaires :
en particulier, épandage agricole direct, épandage après traitement et compostage,
incinération, digestion anaérobie. Impliquant des impacts environnementaux très variés
(émissions dans l’eau, émissions dans l’air, consommation de ressources énergétiques,
émissions de gaz à effet de serre, …), ces solutions peuvent être comparées par analyse de
cycle de vie. De nombreux travaux comparatifs par ACV existent dans la bibliographie : par
exemple, sur la comparaison entre l’épandage agricole, l’incinération et la fractionnement
(Lundin, Olofsson, Pettersson, & Zetterlund, 2004) ou entre l’incinération, la stabilisation à la
83
chaux, le compostage et la méthanisation (Suh & Rousseaux, 2002). Dans les futures stations
d’épuration, la digestion pourrait devenir moins importante en faveur de l'incinération des
boues. Le choix dépend du coût élevé de la méthanisation des boues par rapport à
l'incinération (Doka, 2007). Les STEP qui associent la méthanisation et l’incinération des
digestats résiduels sont prometteurs sur le plan économique ainsi que sur le plan
environnemental (Görisch & Helm, 2008).
Une difficulté réside toutefois dans la prise en compte des aspects diffus dans la
dissémination des métaux lourds. Les boues d'épuration contiennent des éléments nutritifs
comme le phosphore, l'azote, le potassium, etc., à forte valeur dans l'agriculture. Lors de
l’application sur les sols agricoles, les boues urbaines ont un impact environnemental plus
favorable, par rapport au contenu des minéraux (P et K), que les fertilisants minéraux et le
compost. Ces derniers sont plus favorables du point de vue de la production des polluants
organiques et pathogènes (Doka, 2007).
b) Problématique étudiée
La problématique retenue ici concerne la comparaison environnementale de deux solutions
de traitement des boues résiduaires constituées d’un mélange des boues primaires et
secondaires: le traitement par méthanisation (filière type étudiée) et le traitement par
compostage (filière de comparaison). Le premier valorise l’énergie de la matière organique,
tout en restituant une part importante des minéraux dans le digestat. La quantité de biogaz
produit est suffisamment importante pour contribuer de façon significative à
l’approvisionnement énergétique de toute la STEP. Le second, tout axé vers la valorisation
agricole, ne restitue pas d’énergie mais fournit fertilisants et matière organique aux sols
agricoles. Ces deux filières sont donc très proches du point de vue de la valorisation agricole,
et des impacts environnementaux diffus (métaux lourds). Elles se distingueront, dans le bilan
environnemental, principalement par les coûts et bénéfices en énergie et GES.
Ces deux filières permettent de stabiliser les boues pour réduire les pollutions ou nuisances
associées à son évolution biologique et de diminuer le volume des boues suite à la dégradation
des composés organiques et de produire en fin du digestat ou du compost riches en substances
humiques valorisable comme amendement organique des sols. Les métaux lourds peuvent
cependant se retrouver aussi bien dans les boues épandues que dans les digestats de
méthanisation, ainsi que, bien entendu à de plus faibles concentrations, dans les effluents
épurés.
L’évaluation des principaux impacts environnementaux potentiels dépendent de la
méthode de l’analyse de l’impact. Mais les impacts causés par les métaux lourds et par la
production électriques apparaissent comme majoritaires dans les bilans environnementaux. La
teneur en minéraux fertilisants (N, P, K, …) peut aussi avoir un impact important sur
l’environnement, favorable lorsqu’il y a une production évitée grâce au recyclage, et
défavorable lorsque ces apports aux sols conduisent, s’ils sont mal gérés, à des fuites vers les
ressources en eau souterraines.
L'épandage des digestats ou des boues compostées est strictement encadré par la
réglementation, afin de prévenir les excès de pollution des sols et des eaux souterraines dans
ces solutions. Il n’est autorisé que si un plan d’épandage complet est préalablement réalisé et
autorisé. Ce plan comprend en particulier des analyses régulières de boues, l’identification des
sols d’épandage, la détermination d’une dose d’apport qui respecte les besoins des cultures en
minéraux (N, P, K, …) ainsi que d’autres éléments. Un suivi agronomique peut être aussi
réalisé sur ce plan.
84
6.2.2 Filière de comparaison : démarche et description
La filière de comparaison choisie est le compostage des boues urbaines précédé de
l’épaississement. Le compostage est un processus de décomposition et de transformation
contrôlées de déchets solides, sous l’action de populations microbiennes diversifiées évoluant
en milieu aérobie. Il est principalement utilisé pour des déchets verts et résidus de biomasse
solide, complétés par l’incorporation de boues ou de résidus humides. Des communautés
différentes de micro-organismes se succèdent lors du compostage (Amir, 2005).
Les boues à l’entrée des deux filières, type et de comparaison, sont en même quantité
(2000 m3/j) et même composition en MS (4 g/l), en valeurs agronomiques et en traces en
métaux lourds.
La définition de cette filière est simple au regard des autres filières, type et comparaison,
définies. Elle comprend un système d’épaississement et un système de compostage avant la
valorisation du compost. Une caractérisation physique détaillée de l’unité de compostage est
évitée puisque qu’il y a un processus déjà défini dans les bases de données fournies avec le
logiciel SimaPro.
La Figure 27 montre une description brève de la filière de comparaison des boues urbaines
par compostage avec les temps des séjours dans les différents systèmes.
Les systèmes
Epaississement
On considère les mêmes épaississeurs dans la filière-type de méthanisation. Les boues
épaisses sont pompées ensuite dans l’unité de compostage. Les effluents produits sont
réintroduits en amont de l’épuration des eaux usées comme dans la filière-type. Le fait d’avoir
le même système d’épaississement dans les deux filières comparées nous permet d’exclure ce
système de l’analyse environnementale comparative.
Compostage
Les boues épaisses entrent sans transport dans l’unité de compostage.
Le processus, déjà défini, de la construction de l’unité de compostage a été modifié pour
arriver à une capacité du traitement de 200 m3/j des boues épaissies.
La quantité journalière produite du compost est de 16 t.
La partie solide qui reste comme déchet après le compostage est incinérée. La partie
liquide est renvoyée dans la station d’épuration puisque elle n’est pas épurée pour être rejetée
dans le milieu naturel.
Valorisation du compost
Après le compostage, le compost est transporté aussi jusqu’aux terrains agricoles par un
camion à benne. Nous avons supposé une distance moyenne de 25 km entre la station de
compostage et la ferme. Le compost est ensuite épandu par un camion citerne sur les sols
agricoles. Le Tableau 19 présente la composition du compost transporté et valorisé ensuite en
épandage sur les sols agricoles.
85
Figure 27 : Caractérisation physique de la filière de comparaison par compostage pour le traitement des boues
urbaines
86
La filière de comparaison, détaillée avec les caractéristiques entre les différents systèmes,
des boues urbaines dans les STEP urbaines par compostage est présentée dans la Figure 28.
UnitéCompost des
boues
Siccité % 50
N org g/kg 30,722
N-NH+ g/kg 1,28
P tot g/kg 58,381
K tot g/kg 1,611
Ca tot g/kg 127,948
Mg tot g/kg 4,804
B g/kg 0,018
Fe g/kg 19,303
Mn g/kg 0,074
SO-3 g/kg 9,543
Zn g/kg 0,534
Pb g/kg 0,064
Cu g/kg 0,351
Cr g/kg 0,022
Ni g/kg 0,022
Hg g/kg 1,286.10-3
Cd g/kg 1,825.10-3
As g/kg 3,411.10-3
Tableau 19 : Caractéristiques du
compost produit des boues des STEP
urbaines
Figure 28 : Filière de comparaison par compostage des boues
urbaines
6.2.3 Bilans environnementaux
c) Énergie
Deux bilans énergétiques concernant l’électricité consommée pour le traitement de 1 m3
des boues urbaines sont établis pour les deux filières. Ils sont comptés en énergie finale. Le
bilan énergétique des différents systèmes dans la filière-type de méthanisation est présenté
dans le Tableau 20.
ÉpaississeursPompes
introductionRecirculation
Pompes
évacuationCentrifugeuses Total
Énergie consommée
Wh e /m3 8,9 5,3 10,5 5,3 23,3 53,3
Tableau 20 : Bilan des consommations d’énergie électrique du traitement par m3 des boues urbaines à l’entrée de
la filière-type
La production du biogaz n’est pas comptée dans le bilan du fonctionnement. Ce biogaz est
autoconsommé, en partie, pour échauffer le méthaniseur, mais il ne faut pas oublier que 44%
87
du biogaz est valorisé thermiquement pour couvrir une part importante des besoins
énergétiques dans les locaux et que 40% du biogaz est brulé dans une torchère. En calculant
les équivalents de ces dernières valeurs en énergie électrique finale par m3 de boues, on peut
trouver 1,76 kWhe /m3 et 1,6 kWhe/m
3 respectivement. Ces chiffres sont un atout important
pour la filière-type dans le cas où ils sont inclus dans le bilan énergétique. Lorsqu’on met en
relation ces consommations d’énergie avec les volumes d’effluents traités (comptés en entrée
de la station), on remarque que la production énergétique du biogaz représente environ 0,6
kWhth/m3, soit approximativement 0,24 kWhe/m
3. Cela peut couvrir environ 50% de la
consommation électrique totale d’une station d’épuration. On voit ici tout l’intérêt de la
valorisation énergétique du biogaz à l’échelle de la station d’épuration.
Le bilan énergétique de la filière de comparaison par compostage est présenté dans le
Tableau 21. L’énergie consommée pour le fonctionnement de l’unité de compostage inclut
l’introduction des boues, le prétraitement, le mélange et la séparation des flux liquides.
ÉpaississeursPompes
introduction
Unité
compostageTotal
Énergie consommée
Wh e /m3 8,9 5,3 94,4 108,6
Tableau 21 : Bilan énergétique du fonctionnement par m3 des boues urbaines à l’entrée du traitement dans la
filière de comparaison
Le rapport entre la consommation totale dans les deux filières comparées est de 2,05. Les
deux systèmes dominants en consommation énergétique dans les filières comparées sont la
méthanisation et le compostage. Dans le méthaniseur 16% du biogaz est autoconsommé pour
fournir les besoins thermiques ce qui équivaut à 0,64 kWhe /m3 en électricité finale. Mais cette
énergie, autoproduite et autoconsommée ensuite, n’apparaît pas dans le bilan énergétique de
la filière-type, ce qui explique le rapport de la consommation énergétique entre les filières
étudiées.
L’énergie consommée pour le transport n’est pas incluse dans le fonctionnement puisque le
transport existe dans les deux filières comparées. Il constitue, en plus, un choix qui peut se
varier très fortement avec la définition du cas étudié.
d) Minéraux
Le Tableau 22 présente le bilan des minéraux en g dans les produits à la sortie des filières
par m3 des boues à l’entrée du traitement pour les deux filières type (FT) et comparaison
(FC).
FC
Retour vers
la STEP
Digestat
épandu
Compost du
digestat
Compost des
boues
N org 12,4 156,6 72,2 245,8
N-NH4+ 1,1 14,0 13,1 10,2
P tot 23,4 295,8 147,9 467,0
K tot 0,6 8,2 4,1 12,9
Ca tot 51,2 648,3 324,1 1023,6
Mg tot 1,9 24,3 12,2 38,4
FT
g/m3
Tableau 22 : Bilans de valeur agronomique en g par m3 des boues urbaines à l’entrée du traitement pour les
filières comparées
88
Selon les données disponibles, le bilan des minéraux est estimé en valeur totale pour P, K,
Ca et Mg sauf pour l’azote exprimé en azote organique et minéral (ammonium).
La comparaison des deux filières pour l’impact des minéraux, en se basant sur les valeurs
dans les deux bilans n’est pas évidente. Dans la FT, le digestat est d’abord concentré, la phase
liquide séparée retournant vers le traitement des eaux usées ; puis le digestat concentré peut
avoir deux destinations : épandage agricole direct ou entrée en compostage. Au contraire,
dans la FC, l’intégralité des boues résiduaires en sortie d’épaississeurs est incorporée au
compost.
En tous cas les minéraux sont conservés dans les deux filières pour être valorisés ensuite
sur les sols agricoles. On peut voir le même ordre de grandeur pour les valeurs agronomiques
dans les deux bilans.
6.2.4 Analyse du cycle de vie
a) Comparaison entre filière-type et filière de comparaison
Les teneurs en minéraux (N, P, K, Ca et Mg) et en ETM sont dans les limites définies dans
l’arrêté du 8 Janvier 1998 concernant l’épandage de boues sur les sols agricoles (Ministère de
l’Ecologie de l’Energie du Développement Durable et de l’Aménagement du Territoire,
1998).
b) Définition de l’objectif et du système
L’impact provenant de la production des boues des STEP urbaines n’est pas compté ici
parce qu’il est attribué au traitement des eaux usées.
L’objectif de notre ACV est d’analyser et de comparer l’impact potentiel sur
l’environnement produit par deux techniques du traitement des boues urbaines en utilisant
l’outil SimaPro comme expliqué dans le chapitre précédent. La fonction dans cette ACV est
alors le traitement des boues des STEP urbaines en France. L’unité fonctionnelle est le
traitement de 1 m3 de boues urbaines, primaires et secondaires, produites par le traitement des
eaux usées. Les deux filières comparées sont identifiées par les processus de prétraitement, de
traitement par méthanisation ou par compostage, de traitement complémentaire et de
valorisation des produits et des coproduits potentiels (biogaz, digestat, boues … etc.). Ces
filières échangent des flux, nutriments, produits et émissions avec l’environnement à travers
les limites des systèmes. Les limites des deux systèmes étudiés par ACV sont déterminées par
ces processus et illustrées dans la Figure 29.
Figure 29 : Systèmes analysés en ACV pour les deux filières comparées du traitement de boues urbaines
89
c) Description, difficultés et points faibles
Les flux de liquide séparés par les épaississeurs sont réintroduits dans le traitement
primaire en amont de STEP dans les deux filières. L’impact environnemental des ces flux est
affecté au traitement des eaux usées. De fait, le traitement de ces flux n’est pas considéré
parmi les processus inclus dans les frontières des deux systèmes étudiés en ACV pour le
traitement des boues urbaines.
Les émissions vers l’air ne sont pas prises en compte dans les deux filières à cause de
l’absence de ce type de données dans la filière-type. Par contre, dans la filière de comparaison
par compostage, ces émissions sont fournies dans la base de données « Ecoinvent ». La
description des changements de forme de N, P, K, de forme organique en forme minérale ou
l’inverse, dans les différents systèmes, ont besoin de données plus précises.
Il ne faut pas oublier de citer la nécessité potentielle d’ajouter d’autres systèmes avant le
compostage des boues autres que les épaississeurs comme le séchage par exemple. Ces
systèmes peuvent être très consommateurs d’électricité, ce qui augmente l’impact
environnemental lié à la filière de comparaison par compostage.
Les métaux lourds sont conservés après les différentes étapes du traitement dans les deux
filières. La diminution des odorants n’est pas comparée entre les deux filières.
L’analyse environnementale n’a pas inclus les organismes pathogènes comme les bactéries
entériques, virus et les parasites ainsi que les composées traces organiques comme
fluoranthène et benzo. Mais ils sont considérés comme conformes aux réglementations
françaises, ce qui est normalement les cas selon nos contacts.
Dans ce travail, on considère les teneurs en ETM dans les boues apportées aux sols
agricoles en g/m2 et que les teneurs maximales en ETM dans les sols permettant l’épandage de
boues sont en correspondance avec les valeurs limites de l’arrêté du 8 Janvier 1998.
Dans les résultats, on ne considère pas la valeur agronomique N, P, K, Mg et Ca contenue
dans le digestat, le compost du digestat et le compost de boues car les contenus sont voisins
dans les deux filières. Cette valeur peut être utile pour fertiliser les cultures. La prise en
compte de cette valeur peut constituer un atout pour les dernières filières, dans lesquelles les
fertilisants sont plus assimilables par les cultures. Cela peut être effectué en considérant que
cette valeur évite la production et l’utilisation des fertilisants minéraux sur les sols agricoles.
d) Résultats par ACV
Les impacts environnementaux des matières nutritives et des métaux lourds contribuent
dans une proportion importante à l’impact global dans les deux filières. Puisqu’ils sont du
même ordre de grandeur et sont conservés, en particulier les métaux lourds, et juste avec un
changement de forme pour les matières nutritives, nous allons aussi comparer les impacts des
filières sans l’influence de ces composants. Six processus sont alors analysés :
- Traitement des boues des STEP urbaines, filière-type, avec matières nutritives et métaux
lourds ;
- Traitement des boues des STEP urbaines, filière-type, sans matières nutritives et métaux
lourds ;
- Traitement des boues des STEP urbaines, filière-type, avec matières nutritives sans
métaux lourds ;
- Traitement des boues des STEP urbaines, filière de comparaison par compostage, avec
matières nutritives et métaux lourds ;
90
- Traitement des boues des STEP urbaines, filière de comparaison par compostage, sans
matières nutritives et métaux lourds ;
- Traitement des boues des STEP urbaines, filière de comparaison par compostage, avec
matières nutritives sans métaux lourds.
Un autre composant important dans l’analyse est l’énergie électrique fournie pour le
fonctionnement des différents systèmes. Nous distinguons, de fait, deux sources de production
électrique : production Mixte Française (mix FR) basée sur une moyenne annuelle et
production Mixte dans les pays européens EU-27 (mix RER) basée sur une moyenne
annuelle.
Le Tableau 23 présente les résultats bruts de l’analyse environnementale des deux filières
comparées avec les méthodes « Endpoint » retenues en utilisant le logiciel « SimaPro ».
Méthode Electricité Unité
FC avec
matières
nutritives et
métaux
FC sans
matières
nutritives ni
métaux
FC avec
matières
nutritives
sans métaux
FT avec
matières
nutritives et
métaux
FT sans
matières
nutritives ni
métaux
FT avec
matières
nutritives
sans métaux
mix FR Pt 1,0409 0,0322 0,0322 0,9105 -0,0479 -0,0479
mix RER Pt 1,0411 0,0324 0,0324 0,9113 -0,0471 -0,0471
mix FR Pt 0,696 0,0029 0,0865 0,6602 0,002 0,0811
mix RER Pt 0,696 0,0029 0,0865 0,6601 0,0018 0,0809
mix FR Pt 0,0376 0,00016 0,00016 0,0356 -0,00004 -0,00004
mix RER Pt 0,0376 0,00016 0,00016 0,0356 -0,00003 -0,00003
mix FR Pt 79,3969 0,0438 79,3367 75,3643 -0,0317 75,3070
mix RER Pt 79,3974 0,0443 79,3372 75,366 -0,0299 75,3088
mix FR Pt 95,9627 0,0438 95,8814 91,0899 -0,0456 91,0127
mix RER Pt 95,9633 0,0444 95,882 91,092 -0,0435 91,0148
ReCiPe Endpoint (H) V1.03 / Europe ReCiPe H/A
ReCiPe Endpoint (H) V1.03 / World ReCiPe H/A
Eco-indicator 99 (H) V2.06 / Europe EI 99 H/A
EDIP 2003 V1.01 / Default
IMPACT 2002+ V2.05 / IMPACT 2002+
Tableau 23 : Résultats en score unique pour les deux filières selon les méthodes retenues
Attention : La valeur des Pt est spécifique à chaque méthode
Comme attendu, les résultats de l’analyse comparative, en score unique pour les méthodes
« Endpoint » retenues avec SimaPro, entre les deux filières étudiées sont favorables à la
filière-type de méthanisation. L’impact de la filière-type est négatif pour toutes les méthodes
sauf dans la méthode EDIP2003 lors de l’analyse des résultats sans les matières et les métaux
contenue dans le digestat et le compost. La partie valorisée du biogaz dans les locaux est
responsable de cet avantage de notre filière-type. On peut encore imaginer l’amélioration des
résultats de cette filière-type en valorisant la partie du biocarburant brûlée dans la torchère.
La somme d’impact produite par les matières nutritives et les métaux lourds peut dépasser
95% de l’impact global en analysant les résultats avec ces composants.
Mais analyser l’impact de ces composants séparément montre une dépendance très forte à
la méthode d’analyse d’impact considérée.
Pour mieux comprendre les valeurs en score unique, nous avons préparé la Figure 30 qui
présente les valeurs en score unique normées par rapport aux valeurs du processus décrivant
la filière de comparaison avec les minéraux et les métaux lourdes.
91
Figure 30 : Résultats en score unique pour le mix français normés par rapport aux résultats de la filière de
comparaison avec les minéraux et les métaux lourds
Dans les trois premières méthodes, les métaux lourds représentent la grande majorité de
l’impact total puisque les minéraux N, P, K, … n’ont pas d’impact dans la première et la
troisième méthode, et ont un impact faible dans la deuxième. Pour mieux expliquer ce résultat
dans la méthode Eco-indicator 99, on trouve que le cadmium et l’arsenic sont des éléments
responsables d’un impact cancérogène très important. Dans la méthode EDIP2003, c’est le fer
qui est responsable d’une toxicité humaine importante dans le sol. Dans la troisième, on
trouve le zinc et le cuivre qui sont responsables d’une écotoxicité dans le sol ainsi que le zinc
et l’arsenic qui sont responsables d’une pollution non cancérogène.
Des résultats totalement différents avec les versions « Endpoint » de la méthode ReCiPe,
les matières nutritives N, P, K, … sont responsables de la grande majorité de l’impact global.
Ce résultat est expliqué par l’impact important et dominant causé par les minéraux dans la
méthode ReCiPe. On trouve ici que le phosphore est un élément avec un impact important sur
la toxicité humaine et l’écotoxicité terrestre.
En comparaison, l’influence de données concernant la production de l’électricité n’est pas
importante, même la différence est presque nulle dans les deux méthodes EDIP2003 et
IMPACT 2002 +. L’écart entre les impacts issus de différentes données de la production
électrique ne dépasse pas 8%. On peut expliquer ce résultat par la position relativement faible
de l’électricité parmi les autres processus dans les deux filières étudiées pour le traitement des
boues urbaines contrairement au cas des effluents vinicoles par exemple.
Les résultats en normalisation par catégorie d’impact pour toutes les méthodes d’analyse
d’impact retenues, Endpoint et Midpoint, pour les données françaises de production électrique
sont montrés Figure 31 - Figure 32.
92
Figure 31 : Normalisation avec énergie mix FR : (1) Eco-indicator 99 (2) EDIP2003 (3) IMPACT 2002 +
(4) ReCiPe Endpoint Europe pour les filières du traitement des boues urbaines
93
Figure 32 : Normalisation avec énergie mix FR : (1) ReCiPe Endpoint World (2) ReCiPe Midpoint Europe (3)
ReCiPe Midpoint World pour les filières du traitement des boues urbaines
94
Sur la Figure 33 et la Figure 34 est présenté une comparaison en pondération par catégorie
d’impact pour les méthodes « Endpoint » avec les données françaises.
Figure 33 : Pondération avec énergie mix FR : (1) Eco-indicator 99 (2) EDIP2003 (3) IMPACT 2002 +
(4) ReCiPe Endpoint Europe pour les filières du traitement des boues urbaines
95
Figure 34 : Pondération avec énergie mix FR : ReCiPe Endpoint World pour les filières du traitement des boues
urbaines
Dans les méthodes « Endpoint », on trouve que les catégories d’impact avec les résultats
dominants ne changent pas entre les deux indicateurs de normalisation et de pondération. On
remarque que les facteurs de pondération sont du même ordre pour la majorité des catégories
dominantes, ce qui conduit à des résultats semblables dans les quatre dernières figures
(Figure 31, Figure 32, Figure 33 et Figure 34).
Toutes les méthodes sauf EDIP2003 contiennent une catégorie d’impact qui décrit la
consommation énergétique. L’analyse de la filière-type dans SimaPro avec ces méthodes
montrent un impact négatif pour cette catégorie en normalisation et en pondération. De fait, le
bilan énergétique global en comptant le biogaz valorisé montre que la filière-type étudiée
produit de l’énergie plus qu’elle en consomme. En négligeant l’impact des nutriments et
métaux, l’impact positif du fonctionnement et négatif de la valorisation du biogaz de cette
catégorie de consommation énergétique est clairement dominant dans les résultats finaux dans
les méthodes Eco-indicator 99, IMPACT 2002 + et ReCiPe.
L’impact dominant dans la méthode Eco-indicator 99 est la production des cancérogènes.
Il est le résultat logique des matières traces métalliques arrivant dans les sols dans les deux
filières. La consommation et le remplacement de l’énergie fossile est une catégorie d’impact
importante pour clarifier le bilan énergétique global. Dans la méthode EDIP2003, les métaux
lourds sont responsables d’une toxicité dans le sol qui présente l’impact dominant dans cette
méthode. Il est suivi par une eutrophisation aquatique causée par les matières nutritives
rejetées dans les sols. Dans la méthode IMPACT 2002 +, les métaux sont responsables d’une
écotoxicité terrestre importante ainsi que de la production des polluants non-cancérogènes.
L’influence des matières nutritives est importante dans la méthode ReCiPe. Elles augmentent
la toxicité humaine et l’écotoxicité terrestre dans les versions « Endpoint », et l’écotoxicité
marine en plus de deux impacts dans les versions « Midpoint ».
Par rapport au changement climatique ou au échauffement global, catégorie d’impact
importante commune entre les méthodes retenues. On trouve que cet impact ne s’affiche pas
pour toutes les méthodes sur les figures. Pour mieux comprendre cet impact on analyse les
filières en négligeant les nutriments et les métaux. On voit que le biogaz remplaçant une
partie du gaz naturel, dans la filière-type, a un impact négatif sur le changement climatique ce
qui diminue l’impact total. On peut même arriver à un impact total négatif dans les méthodes :
Eco-indicator 99, IMPACT 2002 + et ReCiPe. Par contre dans la filière de comparaison,
l’impact en changement climatique est toujours positif, ce qui est logique. Il présente un
96
pourcentage remarquable de l’impact total qui peut arriver à 29% dans la méthode ReCiPe par
exemple.
Comme déjà cité, l’impact des nutriments est nul dans les méthodes Eco-indicator 99,
IMPACT 2002 + ce qui explique la faiblesse de l’acidification et de l’eutrophisation. Par
contre, l’eutrophisation occupe une position importante dans la méthode EDIP200, en
particulier l’eutrophisation aquatique. En plus, elle devient un impact dominant en négligeant
les métaux lourds dans l’analyse. Dans les méthodes ReCiPe, les nutriments ont un impact
important, mais ils ne sont pas classés dans les catégories d’impact de l’acidification et de
l’eutrophisation ce qui explique la disparition de ces impacts.
Comparer les deux filières avec EDIP2003 tout en négligeant les nutriments et les métaux
montre l’importance de la catégorie d’impact des déchets radioactifs surtout avec les données
françaises de la production électrique. Cet impact vient de la filière des déchets nucléaires
puisque l’énergie nucléaire présente une source importante pour la production électrique en
France.
L’importance de la catégorie d’impact de l’écotoxicité marine remonte dans la méthode
ReCiPe avec la sous-version « World » en particulier pour la filière de comparaison qui fait
un impact presque deux fois plus important que celui de la filière-type, lorsqu’on néglige les
nutriments et les métaux. Cet impact est causé par la production de quelques matières utilisées
pour fabriquer les systèmes de compostage dans les deux filières comme l’acier et la fonte.
Ces processus produisent des traces métalliques, comme les ions du nickel et du vanadium,
qui peuvent s’échapper des décharges vers les sources aquatiques souterraines.
6.2.5 Indicateurs retenus et amélioration de la méthode et de
l’analyse
a) Indicateurs retenus et résultats
Les principaux indicateurs retenus pour les filières de traitement des boues urbaines sont :
(1) des indicateurs de flux :
- la consommation d’énergie, en kWhe par mètre cube de boues traitées : 108.10-3
pour la
filière de comparaison, une valeur importante en comparaison avec 53.10-3
pour la filière-
type ;
- l’énergie potentiellement produite en biogaz, en kWhe par mètre cube de boues traitées ;
- l’énergie potentiellement produite en biogaz, en kWhe par mètre cube d’effluents traités ;
- les minéraux valorisables en sortie, en gramme par mètre cube de boues traitées
(2) des indicateurs d’impact potentiel :
- changement climatique : toutes les méthodes
- toxicité humaine : ReCiPe
- eutrophisation : EDIP 2003
- toxicité et écotoxicité des sols : EDIP 2003 et IMPACT 2002 +
A partir de ces indicateurs, on retient comme principaux résultats les points suivants :
- La filière-type est plus favorable énergétiquement suite à la production du biogaz.
- L’impact sur le changement climatique est toujours favorable à la filière-type. Cet impact
peut être même négatif pour plusieurs méthodes d’analyses d’impact.
97
- Les minéraux sont en général gardés dans le digestat et le compost de boues avec juste un
changement de forme différent entre les deux filières. On remarque dans le bilan des
minéraux que l’azote minéral, plus assimilable par les cultures, est plus important dans le
digestat et le compost du digestat que dans le compost des boues dans la filière de
comparaison.
- Les impacts des minéraux jouent un rôle important dans les impacts des deux filières, en
particulier sur la toxicité humaine et sur l’eutrophisation.
- Les traces métalliques présentent une contrainte pour la valorisation agricole des boues
urbaines quelle que soit la technique de traitement. Elles sont responsables d’impact important
sur la toxicité des sols.
- Les résultats en ACV par les méthodes appliquées sont toujours favorables à la filière-
type quelque soit le critère retenu.
b) Enseignements de l’étude
- La méthode d’analyse d’impact peut donner des résultats différents des autres méthodes.
La base de la construction, l’estimation des facteurs, les intérêts et les opportunités de la
méthode sont des acteurs efficaces sur les résultats.
- Les tendances des résultats sont presque les mêmes en normalisation et en pondération.
- La valorisation complète du biogaz peut réduire encore l’impact de la filière-type. Il faut
rappeler que la définition du système type résulte de l’observation des systèmes les plus
utilisés au moment de l’étude. Dans une vision future il serait intéressant de compléter le
travail par l’étude de systèmes différents ou utilisés d’une façon qui valorise mieux l’énergie,
par exemple.
c) Voies d’amélioration de la méthode et de l’analyse
Dans cette comparaison en ACV, nous avons considéré ces minéraux comme des
émissions dans la nature sans aucun avantage. Mais la valeur agronomique des minéraux peut
avoir l’avantage de substituer les fertilisants traditionnellement utilisés sur les sols agricoles,
en particulier avec un plan d’épandage bien établi pour préciser les besoins des minéraux dans
les sols ce qui évite l’apport excédentaire de minéraux. Toutefois, la question des éléments
trace métalliques est difficile à traiter et devrait nécessiter des approches plus locales des
impacts, prenant en compte le fonctionnement des parcelles cultivées.
6.3 Les effluents résiduaires des fromageries
6.3.1 Les problématiques environnementales
a) Problématique générale
Les industries laitières comprennent des fabrications de produits intermédiaires et de
produits finis très divers : lait de consommation, yaourts, crèmes glacées, fromages, etc. La
fabrication du fromage, en particulier, fait appel à des techniques très diverses selon le type de
production : fromage à pâte molle, fromage à pâte pressée, etc. De façon générale, la
fabrication de fromage génère des effluents très chargés en matière organique, qui ont deux
origines principales :
- les eaux blanches, qui sont principalement des eaux de lavage des équipements, des
canalisations, etc.,
98
- le lactosérum, communément appelé « petit lait », qui constitue un sous-produit de
fabrication. Présentant une forte teneur en sucre (lactose) et en protéines, il possède un
contenu énergétique intéressant tant du point de vue nutritif que du potentiel
La fabrication du fromage se fait en continu durant l’année, contrairement à d’autres
industries agroalimentaires. Les fromageries ont des besoins réguliers et relativement élevés
en chaleur, constituant un débouché techniquement simple et rentable pour le biogaz produit.
Ces particularités contribuent à l’intérêt et à la rentabilité de la méthanisation des effluents
résiduaires, en tant que valorisation énergétique. Ainsi, on pourrait s’attendre à ce que le
traitement par méthanisation soit systématiquement avantageux, en comparaison d’autres
traitements des effluents.
Mais il faut noter que le lactosérum est soit valorisable énergétiquement sur le site de
fabrication, soit valorisable en alimentation pour le bétail : il s’agit d’un choix de valorisation
Cette concurrence d’usage pour le lactosérum peut être regardée selon les aspects
environnementaux :
- le gain de la valorisation énergétique se paie par un coût de production d’aliments du
bétail en remplacement du lactosérum ;
- a contrario le gain pour l’alimentation du bétail se paie par des coûts énergétiques de
déshydratation ou de transport qui peuvent être élevés.
Cette comparaison est difficile, car autant le procédé de traitement par méthanisation est
assez simple au sens des systèmes-type, autant la branche « alimentation du bétail » peut
s’avérer très complexe à décrire (grande diversité d’aliments du bétail possible en
remplacement, notamment des sous-produits alimentaires, etc.). La problématique étudiée doit
donc être simplifiée par des choix de description acceptables.
b) Problématique étudiée
Les eaux blanches et le lactosérum sont souvent traités ensemble mais ils peuvent être
traités séparément. Néanmoins, le lactosérum a un impact environnemental potentiel
beaucoup plus important, en cas de rejet, puisqu’il a des teneurs en matière organique très
élevées.
Les deux filières comparées visent à valoriser les effluents produits suite à la fabrication du
fromage. Le déroulement et l’objectif de valorisation sont différents entre les deux filières. La
filière-type sert à épurer très efficacement les effluents avant rejet dans le milieu naturel tout
en produisant le biométhane comme un combustible gazeux pour les besoins du site
industriel. En revanche, la filière de comparaison sert à valoriser le lactosérum en
alimentation animale et à traiter les eaux blanches en parallèle.
La filière de comparaison est courante pour valoriser les effluents fromagers, c’est
pourquoi elle a été retenue dans notre étude, sachant que plusieurs options peuvent être
envisageables pour retraiter ou valoriser ces effluents.
L’avantage majeur de ces deux procédés est qu’ils ne génèrent pas de boues, en raison de
la dégradabilité élevée des effluents, que ce soit par méthanisation ou par boues activées, et de
l’efficacité de l’épuration dans ces deux filières. Les effluents en sortie sont ramenés à des
normes de rejet acceptables sans grandes contraintes de fonctionnement.
Les impacts environnementaux liés au contenu en azote et phosphore dans les rejets au
milieu naturel, aquatique ou terrestre, peuvent quant à eux être importants. Ce point devrait
être visible dans l’analyse en ACV, en particulier avec les méthodes d’analyse d’impact qui
attribuent des facteurs d’impact très significatifs à ces minéraux.
99
6.3.2 Filière de comparaison : démarche et description
Dans la filière de comparaison, on ne mélange pas le lactosérum et les eaux blanches pour
le traitement et ces deux produits sont valorisés et traités séparément dans deux tranches. Le
lactosérum est valorisé en alimentation animale. Les eaux blanches sont traitées à leur tour par
boues activées et les effluents épurés sont rejetés ensuite dans la nature.
Le lactosérum destiné à l’alimentation du bétail, principalement du bétail porcin, est utilisé
soit en poudre suite à une déshydratation qui est une technique énergivore à cause de la
consommation énergétique pour le séchage, soit directement sous forme liquide lorsque les
conditions de transport le permettent. 12 kg de petit-lait équivalent approximativement à 1 kg
d’orge (Centre d’Activités Régionales pour la Production, 2002).
Dans la première tranche de la filière, un volume de 4,3 m3/j de lactosérum à 60 g DCO/l
entre dans une déshydratation thermique pour produire la poudre, ce qui permet d’éviter
l’impact et le coût du transport de lactosérum liquide. Dans la deuxième tranche 10,7 m3/j des
eaux blanches à 5,3 g DCO/l sont traitées par boues activées. La filière de comparaison à deux
tranches est présentée Figure 35.
Figure 35 : Caractérisation physique des deux tranches dans la filière de comparaison pour valoriser les effluents fromagers
100
Tranche du Lactosérum
Cette tranche est simple dans sa description. Le lactosérum produit dans la fromagerie est
pompé dans l’unité de séchage.
Transformation du lactosérum en poudre
Le processus de production de la poudre à partir du lactosérum est déjà défini dans les
bases de données fournies avec le logiciel SimaPro. Ce processus a été modifié pour bien
présenter cette tranche. Dans ce dernier processus la fabrication de l’unité n’est pas prise en
compte. En tous cas, l’impact environnemental de la fabrication est faible et même
négligeable comme déjà cité et confirmé dans l’analyse environnementale du traitement des
boues urbaines. La poudre se substitue à une production agricole pour l’alimentation animale.
Un processus de production de l’orge est alors inclus dans le processus défini pour comparer
cette filière de comparaison avec la filière-type dans les meilleurs critères possible, ce qui fait
un élément essentiel dans la définition en ACV. L’orge a été choisie car sa teneur nutritive est
proche de celle du lactosérum. Le traitement des flux et des déchets produits par la
transformation est pris en compte dans le processus. Le séchage de 1 litre du lactosérum
produit une valeur moyenne de 66,67 g de poudre (EUROSERUM, 2011).
Le traitement des flux et des déchets produits par la transformation du lactosérum en
poudre est pris en compte dans le processus.
Valorisation de la poudre du lactosérum
La poudre est ensuite transportée, pour être utilisée en alimentation animale, par un camion
à benne d’une capacité moyenne de 5,5 t. Une distance moyenne du transport de 25 km
jusqu’à la ferme du bétail est considérée.
Tranche des eaux blanches
Les eaux blanches sont épurées dans une station du traitement par boues activées. Les eaux
blanches sont moins fortement chargées en pollution que le mélange dans la filière-type
comme on peut le voir dans le Tableau 24.
Entrée
mg/l
DCO 5300
DBO5 1000
MES 300
NGL 85
NTK 40
P 4
Tableau 24 : Composition des eaux blanches à
l’entrée de la deuxième tranche de la filière de
comparaison pour la valorisation des effluents
fromagers
Bassin tampon
Les eaux blanches produites arrivent au fil de
l’eau dans ce bassin qui régule l’introduction des
effluents dans le traitement. Une pompe est utilisée
pour alimenter le bassin des boues activées par les
effluents du bassin tampon. Il y a aussi une pompe
de secours en cas de défaillance de cette pompe.
Bassin aérobie
Ce bassin est fabriqué en acier et équipé d'un
aérateur pour injecter de l’air nécessaire au
fonctionnement des bactéries aérobies. Il est
équipé d’un radier de béton à section carrée de 5 m
de coté et 5 cm d'épaisseur.
Décanteur
Les effluents sortent au fil de l’eau du bassin aérobie pour arriver dans le décanteur. Ce
dernier sert à séparer les boues des effluents traités.
101
Effluents et boues rejetés dans le milieu naturel
Les effluents sont ensuite rejetés dans le milieu naturel dans les normes de pollution. le
Tableau 25 illustre la composition des effluents épurés ainsi que les boues produites dans le
décanteur.
Rendement
total
Effluents
épurés
Boues
produites
% mg/l g/l
DCO 98 106 223
DBO5 99 10
MES 98 6
NGL 97 2,6 17,66
NTK 97 1,2 4,97
P 96 0,2 0,49
Tableau 25 : Composition des effluents et des boues à la sortie du décanteur
6.3.3 Bilans environnementaux
a) Énergie
Les bilans énergétiques de fonctionnement pour la valorisation de 1 m3 de mélange des
effluents fromagers, contenant 0,29 m3 du lactosérum et 0,71 m
3 d’eaux blanches, sont
calculés pour les deux filières analysées en énergie finale.
Le Tableau 26 présente le bilan dans la filière-type. Contrairement aux autres filières-type
définies dans ce travail, nous remarquons une consommation énergétique importante pour
satisfaire les besoins thermiques du digesteur en raison des résistances électriques, très
consommatrices d’électricité, utilisées dans cette filière.
Énergie consommée
kWh e /m3
0,96 0,64 11,2 0,04 2,64 3*0,4= 1,2 16,68
Aéroflottateur Agitateur
Bassin tampon
Méthaniseur
Échauffement
Méthaniseur
Recirculation
Pompes
d’évacuationTotal
Bassin
Réoxygénation
Tableau 26 : Bilan des consommations énergétiques par m3 des effluents fromagers à l’entrée du traitement dans
la filière-type
Le traitement de 1 m3 des effluents fromagers produit 9 m
3 du biogaz, ce qui équivaut à
28,5 kWhe/m3
en électricité finale produite. Le bilan énergétique de l’installation en
fonctionnement montre une production nette d’énergie de 11,82 kWhe/m3 (28,5-16,68).Ce
biogaz est valorisé en totalité dans la fromagerie pour fournir les besoins énergétiques en
utilisant un gazomètre pour réguler cette valorisation. On voit clairement que la quantité
produite de biogaz peut modifier fortement le dernier bilan énergétique.
Le bilan énergétique de fonctionnement dans la filière de comparaison à deux tranches
pour valoriser le lactosérum et traiter les eaux blanches est présenté dans le Tableau 27.
102
Énergie consommée
kWh e /m3
1,4 6,84 18,08 0,28 1,12 5,85 33,58
Pompe
Introduction
Électricité
Unité de
transformation
Chaleur(*)
Unité de
transformation
Agitateur
Bassin tampon
Pompe
d’évacuationBassin Aérobie
Tranche du Lactosérum Tranche des eaux blanches
Total
Tableau 27 : Bilan énergétique du fonctionnement par m3 équivalent des effluents fromagers à l’entrée de la
valorisation dans la filière de comparaison
(*) Chaleur comptée en équivalent électricité finale produite (PCI)
La transformation du lactosérum en poudre est énergivore. La filière de comparaison
consomme environ le double de l’énergie consommée dans la filière-type.
b) Minéraux
Le Tableau 28 ci-contre
présente les bilans des
minéraux N et P en g rejetés
dans le milieu naturel en
effluents épurés, digestat et
boues par m3 de mélange des
effluents fromagers à l’entrée
des filières analysées.
Effluents
épurésDigestat
Culture
Orge
Effluents
épurésBoues
NGL 3,998 147 -144 1,846 59
NTK 1,999 7,428 0,852 16,57
P tot 0,899 2,49 -3,53 0,142 1,633
g rejeté / m3 entrant
FCFT
Tableau 28 : Bilan NP en g à la sortie de la filière par m3 du mélange des
effluents fromagers entrant
La différence des valeurs est importante entre les deux filières. Cela provient des émissions
évitées des minéraux pour cultiver l’orge que remplace le lactosérum. Même en négligeant les
émissions pour cultiver l’orge, l’impact reste moins fort dans la filière de comparaison en
raison de la valorisation du lactosérum, un produit beaucoup plus chargé que les eaux
blanches, en alimentation animale. De fait, l’impact des minéraux est favorable à la filière de
comparaison.
Dans les bilans des minéraux, on ne prend pas en compte la valeur agronomique contenue
dans le digestat et les boues suite à l’épandage agricole. En plus, la valorisation du lactosérum
en poudre peut être bloquée par les besoins du marché de l’alimentation animale. De fait,
l’épuration devient une voie très possible pour la valorisation des effluents fromagers. Dans
ce cas, la méthanisation remonte comme une technique favorable environnementalement en
comparaison avec d’autres techniques d’épuration.
6.3.4 Analyse du cycle de vie
a) Comparaison entre filière-type et filière de comparaison
Les effluents rejetés dans les deux filières comparées sont épurés et dans les normes.
L’objectif du traitement est alors achevé dans les deux cas.
b) Définition de l’objectif et du système
L’objectif de cette ACV est de comparer les impacts environnementaux de deux filières
pour valoriser les effluents fromagers contenant le lactosérum et les eaux blanches, soit en
mélange comme dans la filière-type ou séparément comme dans la filière de comparaison. La
fonction de notre ACV est alors la valorisation des effluents résiduaires fromagers. L’unité
fonctionnelle est le traitement de 1 m3
des effluents résiduaires à la sortie des fromageries
composé de 0,29 m3
de lactosérum et de 0,71 m3 d’eaux blanches. Les deux filières comparées
103
sont identifiées par les processus du prétraitement, du traitement par méthanisation, du
traitement par boues activées, de la transformation du lactosérum et de la substitution de
l’orge en alimentation animale par la poudre du lactosérum, le traitement complémentaire et
la valorisation des produits et des coproduits potentiels (biogaz, digestat, boues, poudre de
lactosérum). Ces processus précisent les limites des deux systèmes étudiés. La Figure 36
présente ces deux systèmes ainsi que les flux échangés avec l’environnement au travers de
leurs limites.
Figure 36 : Systèmes analysés en ACV pour les deux filières comparées de la valorisation des effluents fromagers
c) Description, difficultés et points faibles
Les mêmes entrants sont valorisés dans les deux filières. Une extension des frontières du
système environnemental analysé de la filière de comparaison a été effectuée pour inclure la
substitution de l’orge, ce qui permet de comparer les deux systèmes correctement.
La fabrication des systèmes composant des filières comparées est prise en compte. En
revanche, la fabrication des pompes, des agitateurs et des canaux liant les différents systèmes
et les machines utilisées dans la production agricole… etc. n’est pas prise en compte.
Les émissions de la combustion du biogaz, d’origine organique, dans les chaudières ne
sont pas considérées ainsi que les émissions vers l’air par les différentes étapes de traitement
ou de valorisation dans les deux filières.
Des données concernant les transformations de N, P d’une forme à l’autre, dans les deux
filières comparées, améliorent les résultats obtenus.
Les flux et déchets produits par la transformation du lactosérum sont traités dans des
centres du traitement.
Dans les résultats, la valeur agronomique N, P contenue dans le digestat et les boues n’a
pas été considérée. Cette valeur peut être utile pour fertiliser les cultures.
d) Résultats par ACV
Une comparaison entre les deux filières, type et comparative, est conduite sur le cycle de
vie en utilisant l’outil SimaPro.
Dans l’analyse des résultats, on ne peut plus négliger, comme cela a été fait pour les boues
urbaines, l’impact des minéraux N et P parce que les valorisations dans les deux filières
conduisent ces minéraux à des fins totalement différentes. Les minéraux dans le lactosérum,
par exemple, restent dans le digestat pour la filière-type, mais pour la filière de comparaison
104
ils restent dans la poudre après le séchage. On peut aussi remarquer la production évitée des
minéraux dans la filière de comparaison suite à la substitution de la production de l’orge.
Le Tableau 29 présente les résultats finaux en score unique pour les méthodes « Endpoint »
retenues. Comme précédemment, on trouve les résultats avec deux sources de production
électrique : production mixte française basée sur une moyenne annuelle et production mixte
dans les pays européens EU-27 basée sur une moyenne annuelle.
Méthode Electricité Unité FC FT
mix FR Pt -2,256 -0,676
mix RER Pt -2,128 -0,43
mix FR Pt 0,041 0,094
mix RER Pt 0,016 0,046
mix FR Pt -0,000158 0,000024
mix RER Pt 3,03E-04 9,12E-04
mix FR Pt -0,331 -0,044
mix RER Pt -0,038 0,52
mix FR Pt 0,945 -0,139
mix RER Pt 1,288 0,522
ReCiPe Endpoint (H) V1.03 / Europe ReCiPe H/A
ReCiPe Endpoint (H) V1.03 / World ReCiPe H/A
Eco-indicator 99 (H) V2.06 / Europe EI 99 H/A
EDIP 2003 V1.01 / Default
IMPACT 2002+ V2.05 / IMPACT 2002+
Tableau 29 : Résultats en score unique pour les deux filières selon les méthodes retenues
La filière type se positionne derrière la filière de comparaison pour toutes les méthodes
sauf pour la sous-version « World » de la méthode ReCiPe. Cela peut être expliqué
rapidement par les hypothèses retenues pour cette étude, comme la substitution de l’orge par
la poudre du lactosérum en considérant que la méthanisation des effluents fromagers peut
toucher l’alimentation animale. Sauf que le cas réel est parfois différent :
- 30% de lactosérum est transformé en poudre en France comme déjà montré dans le
Chapitre 4 ;
- le lactosérum constitue un flux à traiter, en particulier dans les fromageries à production
moyenne comme celle étudiées dans la filière-type.
Ces deux points montrent une grande influence de la définition de la filière de comparaison
sur les résultats.
Les résultats de l’ACV montrent que la substitution de l’orge est un des responsables de
ces valeurs. Cela provient de l’occupation évitée des sols agricoles comme dans Eco-indicator
99, IMPACT 2002 + et la sous-version « Europe » de ReCiPe, ou de la production évitée de
plusieurs produits comme l’azote dans la méthode EDIP2003.
Les résultats en score unique normés par rapport aux résultats de la filière de comparaison
sont présentés Figure 37.
105
Figure 37 : Résultats en score unique pour le mix français normés par rapport aux résultats de la filière de
comparaison
Les résultats favorables à la filière-type dans la sous-version « World » de ReCiPe sont
expliqués par l’importance relative de la catégorie d’impact « Déplétion des fossiles » en
comparaison avec « Occupation des sols agricoles ». On peut voir une comparaison entre les
deux sous-versions de la dernière méthode pour les deux catégories d’impact dans le Tableau
30 ce qui explique la différence des résultats.
Version Sous-version
Europe 3,27.10-5
5,72.103 49,5 49,5
World 4,56.10-5
1,17.103 74,6 74,6
Endpoint
Élément déplétion des
fossiles
Climate change
Human Health
Occupation
sols agricoles Human toxicity
Tableau 30 : Comparaison entre les facteurs de normalisation de plusieurs catégories d’impact pour les deux sous-
versions « Europe » et « World » de ReCiPe Endpoint
En tous cas, les valeurs négatives concernant la filière-type dans Eco-indicator 99 et les
deux versions ReCiPe montrent que notre filière-type présente malgré tout un bilan
environnemental total positif, ce qui montre l’importance de la méthanisation comme
technique de traitement et de production énergétique lorsqu’on trouve les substrats
méthanisables sans impacter d’autres voies de valorisation. Il est à noter que la définition
d’une FC avec un aliment pour animaux venant en sous produit de l’alimentation humaine
(ex : tourteaux d’oléagineux) donnerait un bilan encore plus favorable à la méthanisation.
Cette option n’a pas été étudiée mais pourrait l’être dans une comparaison visant à
l’exhaustivité, ce qui n’est pas le cas ici.
L’influence de la source de données de la production électrique est importante sur les
résultats comme on voit dans le Tableau 29. L’impact avec des données françaises est plus
important que celui avec les données européennes dans toutes les méthodes « Endpoint » sauf
EDIP2003. L’utilisation de l’énergie nucléaire en France, contrairement à la majorité des pays
européens, qui utilisent une énergie fossile traditionnelle. L’importance relative de la
catégorie d’impact « déchet radioactif » dans la dernière méthode, en comparaison avec la
catégorie « Rayonnement » existant dans les quatre méthodes, conduit aux derniers résultats
en EDIP2003.
106
Pour expliquer mieux les résultats, les figures (Figure 38, Figure 39 et Figure 40)
présentent la comparaison en normalisation par catégorie d’impact pour toutes les méthodes
« Endpoint et Midpoint » en considérant des processus avec des données françaises pour la
production de l’électricité.
Figure 38 : Normalisation avec énergie mix FR : (1) Eco-indicator 99 (2) EDIP2003 (3) IMPACT 2002 + pour les
filières de la valorisation des effluents fromagers
107
Figure 39 : Normalisation avec énergie mix FR : (1) ReCiPe Endpoint Europe (2) ReCiPe Endpoint World
(3) ReCiPe Midpoint Europe pour les filières de la valorisation des effluents fromagers
108
Figure 40 : Normalisation avec énergie mix FR : ReCiPe Midpoint World pour les filières de la valorisation des
effluents fromagers
Les figures (Figure 41 et Figure 42) détaillent la comparaison en pondération pour toutes
les catégories d’impact avec des données françaises pour la production électrique.
Figure 41 : Pondération avec énergie mix FR : (1) Eco-indicator 99 (2) EDIP2003 pour les filières de la
valorisation des effluents fromagers
109
Figure 42 : Pondération avec énergie mix FR : (1) IMPACT 2002 + (2) ReCiPe Endpoint Europe
(3) ReCiPe Endpoint World pour les filières de la valorisation des effluents fromagers
Dans toutes les méthodes contenant une catégorie d’impact décrivant l’énergie
consommée, on trouve un impact négatif pour la filière-type du fait de la production du
biogaz valorisé sur place dans la fromagerie en se substituant à une part du gaz naturel utilisé
normalement, et un impact positif pour la filière de comparaison du fait de la consommation
énergétique dans les deux tranches et particulièrement dans celle de la transformation du
lactosérum.
Malgré la valeur importante de l’impact négatif dans la catégorie « combustibles fossiles »
pour la filière-type dans la méthode Eco-indicator 99, on voit que l’impact négatif dans la
catégorie « utilisation des sols » pour la filière de comparaison a une valeur plus importante.
110
Dans la méthode EDIP2003, la catégorie dominante est celle des déchets radioactifs.
Malgré le bilan énergétique très favorable à la filière-type, on trouve que cette filière produit
un impact presque deux fois plus important que celui de la filière de comparaison. Une part
importante de l’énergie consommée dans la filière de comparaison est liée au gaz naturel pour
le séchage du lactosérum, ce qui explique notre résultat. Dans cette méthode on voit aussi
l’eutrophisation dans le filière-type causée par les minéraux N et P rejetés dans le digestat ou
avec les effluents dans la filière-type, et l’eutrophisation négative dans le filière de
comparaison en évitant l’arrivée dans l’eau de nitrates liés à éviter la culture de l’orge. On
peut voir aussi la toxicité humaine, principalement attribuée dans cette méthode aux émissions
de combustion du gaz naturel consommé pour la déshydratation du lactosérum. Ces deux
derniers impacts « eutrophisation et toxicité humaine » augmentent avec les données
européennes de la production électrique pour les deux filières en raison de l’utilisation des
énergies fossiles dans les centrales électriques.
Dans la méthode IMPACT 2002 +, on voit, après l’occupation des sols et la consommation
énergétique, deux autres impacts importants : le réchauffement climatique et les matières
inorganiques respiratoires. Le premier est causé par le gaz naturel utilisé dans la filière de
comparaison. Le deuxième est faible pour la filière-type et négatif pour la filière de
comparaison, grâce à la combustion du gasoil évitée dans les machines agricoles pour la
production d’orge. Ces deux impacts augmentent par conséquent avec les données
européennes par l’utilisation des combustibles traditionnels dans les deux filières.
À coté de la consommation énergétique et de l’occupation des sols dans la version
« Endpoint » de la méthode ReCiPe, on voit d’autres catégories avec un impact important, la
toxicité humaine causée par le phosphore arrivant aux sols avec le digestat et les boues dans
les deux filières, et le changement climatique causé par le dioxyde de carbone émis par la
combustion du gaz dans la filière de comparaison. Ces deux dernières catégories peuvent
avoir la même importance que l’occupation de sols, et même avoir plus d’importance dans la
sous-version « World », ce qui est expliqué par la différence entre les facteurs de
normalisation dans les deux sous-versions (Tableau 30). Ces deux impacts, avec d’autres, sont
plus forts avec les données européennes d’utilisation des combustibles fossiles.
Les résultats de ReCiPe « Midpoint » sont différents des résultats en « Endpoint ». Les
catégories d’impact dominantes sont la toxicité humaine et l’écotoxicité terrestre en raison du
phosphore restant dans les boues et le digestat rejetés sur les sols.
Le changement climatique est favorable à la filière-type dans toutes les méthodes suite à
l’utilisation du gaz naturel pour le séchage du lactosérum.
En revanche, l’acidification et l’eutrophisation sont plus favorables à la filière de
comparaison avec un impact négatif contrairement à un impact positif dans la filière-type.
Cela provient de la substitution de l’orge dans la filière de comparaison et de la charge
importante en minéraux du lactosérum restante dans le digestat dans la filière-type,
contrairement à la filière de comparaison où ces minéraux servent à alimenter le bétail. En
tous cas ces deux impacts ne sont pas dominants dans les méthodes retenues.
6.3.5 Indicateurs retenus et amélioration de la méthode et de
l’analyse
a) Indicateurs retenus et résultats
Les indicateurs retenus pour la valorisation des effluents fromagers (lactosérum et eaux
blanches) en mélange ou séparément sont :
111
(1) des indicateurs de flux :
- la consommation d’énergie, en kWhe par mètre cube d’effluents à l’entrée : 16,68 pour la
filière-type et 33,58 pour la filière de comparaison. Dans la filière-type, comme on l’a vu, la
consommation d’énergie est inférieure à la production d’énergie du biogaz, de sorte que le
traitement est producteur d’énergie en bilan net. Dans la filière de comparaison, la
consommation d’énergie pour déshydrater le lactosérum est majoritaire.
- l’énergie potentiellement produite en biogaz, en kWhe par mètre cube d’effluents à
l’entrée
- les minéraux en sortie, en gramme par mètre cube d’effluents à l’entrée
(2) des indicateurs d’impact potentiel :
- consommation énergétique et déplétion de sources énergétiques : toutes les méthodes
sauf EDIP 2003
- changement climatique : toutes les méthodes
- eutrophisation : EDIP 2003 et ReCiPe
- acidification : ReCiPe
- Occupation et utilisation des sols agricoles : toutes les méthodes sauf EDIP 2003
- toxicité humaine : EDIP 2003 et ReCiPe
Nous retenons alors les principaux résultats suivants :
- La filière type est la plus favorable énergétiquement en raison d’une filière de
comparaison très consommatrice d’énergie et de la valorisation totale du biogaz dans la filière
type. La filière-type produit plus d’énergie qu’elle en consomme. L’impact sur la déplétion
des ressources énergétiques est toujours négatif pour la filière-type.
- L’impact en changement climatique est toujours plus important dans la filière de
comparaison que dans la filière type.
- Le bilan des minéraux est beaucoup plus favorable à la filière de comparaison en raison
de la valorisation du lactosérum en alimentation animale et de la substitution de l’orge. Ces
minéraux, surtout P, génèrent un impact potentiel sur l’eutrophisation, sur l’acidification, sur
la toxicité humaine et sur l’écotoxicité terrestre.
- La substitution de la culture d’orge rend l’impact sur l’occupation des sols agricoles
négatif.
- Le recours aux données du mix européen pour la production d’électricité augmente
l’influence de plusieurs catégories d’impact comme la toxicité humaine.
b) Enseignements de l’étude
La définition de la filière de comparaison joue un rôle important dans les résultats. Cette
définition conduit à des résultats défavorables à la méthanisation, avec la prise en compte de
la substitution par l’orge. Cependant, les données AGRESTE nous ont montré que juste 30%
du lactosérum est valorisé en poudre ce qui explique notre avis par rapport à la définition de la
filière de comparaison. La prise en compte d’une filière de comparaison faisant intervenir des
sous-produits (tourteaux protéagineux, etc.) pourrait donner des résultats plus favorables à la
filière type.
112
c) Voies d’amélioration de la méthode et de l’analyse
Le contenu en minéraux dans le digestat de la filière-type est beaucoup plus important que
dans les boues du traitement des eaux blanches dans la filière de comparaison. De fait, la
considération de la valeur agronomique de ces minéraux pourrait également influencer
favorablement les résultats de l’ACV. En l’état, cette valeur agronomique est absente dans
l’analyse.
6.4 Les effluents résiduaires des installations vinicoles
6.4.1 Les problématiques environnementales
a) Problématiques générales
La production de vin comprend deux parties principales : la partie viticole (viticulture), qui
constitue la partie agricole à proprement parler, c’est-à-dire la production de raisin, et la partie
vinicole, qui constitue la transformation du raisin en vin. Souvent regroupées sur le même site
(parcelles de vigne et chais de vinification), ces étapes peuvent aussi être réalisées sur des
sites distincts, par exemple pour de grandes caves coopératives. L’étape viticole, du point de
vue des impacts environnementaux potentiels, n’est pas concernée par la méthanisation. Les
impacts environnementaux potentiels concernent en particulier les pratiques de traitement
phytosanitaire sur les parcelles, lors de la manipulation et du nettoyage des appareils, etc.,
questions qui ne relèvent pas du travail de cette thèse. C’est dans l’étape vinicole, fortement
productrice d’effluents chargés en matière organique facilement biodégradable, que réside le
potentiel de méthanisation.
Plusieurs caractéristiques importantes sont à prendre en considération :
- Les exploitations viti-vincoles sont très nombreuses et peuvent être de taille très
variable. De très petites installations peuvent a priori plus difficilement s’équiper en moyens
de traitement efficaces, et le grand nombre ne facilite pas la mise en place de moyens
d’épuration mutualisés
- Les grandes régions de vin sont très spécialisées et bien délimitées : en France, le sud
ouest avec la zone de Bordeaux, le sud est avec l’arrière pays méditerranéen et les côtes du
Rhône, les autres grandes régions que sont la Bourgogne, la Champagne, l’Alsace, etc.,
- Selon les régions, associées à des terroirs particuliers, on rencontrera des productions
de qualité, à forte valeur économique ajoutée, ou des productions de quantité.
Selon ces caractéristiques, les volumes d’effluents, l’ampleur des moyens de traitement
mis en place, les capacités d’investissement, etc. peuvent être très différentes. La
méthanisation a priori n’apporte pas, par rapport aux autres solutions, un avantage dans
l’efficacité de traitement, mais plutôt dans le coût énergétique moindre, en particulier en
comparaison des boues activées. C’est cette comparaison qui est recherchée plus précisément
dans la problématique étudiée. Il est à noter que d’autres ressources énergétiques potentielles
auraient pu être prises en compte, comme les résidus de viticulture (sarments, etc.).
Considérées comme n’étant pas facilement valorisables, elles ne sont pas prises en compte ici,
d’autant que les produits ligneux ne peuvent entrer dans le processus de méthanisation.
b) Problématique étudiée
Le système de comparaison par boues activées est retenu du fait de sa présence importante
en France. La problématique est de comparer les bilans environnementaux de la filière type et
113
de la filière de comparaison, sachant que ce devrait être principalement les aspects
énergétiques qui les départageront.
La filière-type de méthanisation et la filière de comparaison par boues activées ont toutes
deux pour l’objectif de traiter les effluents résiduaires produits par les installations vinicoles
pour arriver à des effluents épurés en sortie, compatibles avec les normes de rejet dans le
milieu naturel.
Les deux techniques dans les filières comparées sont également efficaces en termes de
rendement épuratoire des effluents vinicoles. La méthanisation dans la filière-type est
normalement complétée par un traitement aérobie pour atteindre les rendements épuratoires
recherchés : il s’agit donc en réalité d’une filière mixte anaérobie/aérobie.
La charge polluante des effluents vinicoles est caractérisée par une forte concentration en
matière organique, facilement biodégradable sachant que les principaux constituants de ces
eaux résiduaires sont des sucres, des alcools, des esters, du glycérol, des acides organiques et
des substances phénoliques qui se trouvent se forme soluble. D’autres constituants comme le
tartre, les matières colloïdales et les débris végétaux, se trouvent quant à eux sous forme
insoluble. Du fait de la très forte saisonnalité de la production des effluents à traiter, cette
filière-type ne représente pas une voie de production énergétique significative, contrairement
à d’autres filières-type de traitement d’effluents analysées dans cette thèse (fromageries,
stations d’épuration). En effet, il est difficile de trouver un besoin de chaleur pour quelques
mois en automne, ou d’investir pour la conversion du biogaz en électricité pour quelques mois
de production seulement. De ce fait, le biogaz est généralement autoconsommé pour le
maintien en température du méthaniseur. Nous distinguons dans l’étude des différentes zones
géographiques très spécifiques pour la production des effluents vinicoles, prenant en compte
la localisation et l’activité vinicole sur le territoire français et la grande diversité de taille des
exploitations vinicoles.
Les principales catégories d’impacts attendues sont :
- Celles liées aux minéraux, du fait de la richesse des effluents vinicoles en azote (N) et
en phosphore (P). Toutefois, comme les deux filières génèrent de façon proche des sous-
produits épandables en agriculture, la comparaison devrait être peu discriminante.
- Celles liées à l’énergie, du fait de la consommation électrique des différents
équipements, comme dans la plupart des filières. Les aérateurs des bassins de boues activées
devraient jouer un rôle particulier.
6.4.2 Filière de comparaison : démarche et description
Nous avons choisi comme filière de comparaison le traitement par les boues activées
puisqu’il présente la technique la plus courante en France selon l'Institut Français de la Vigne
et du Vin (IFVV) (Institut Français de la Vigne et du Vin, 2010).
Pour définir cette filière de comparaison par boues activées, nous avons visité l’installation
du traitement au château Dillon à Blanquefort, et recueilli les données nécessaires.
Finalement, la filière a été définie en effectuant des modifications et adaptations sur
l’installation.
Les cuves dans cette installation sont généralement construites en matériaux composites en
plastique armé (polyester) constitué principalement de la résine et de fibres de verre.
114
La filière de comparaison définie traite une moyenne annuelle de 13,5 m3/j, qui est la
même quantité traitée dans la filière-type pour qu’elles soient comparables avec les meilleurs
critères possibles (taille et capacité). L’installation de Blanquefort traite une moyenne
annuelle de 1,7 m3/j. Cette valeur, moins importante de la valeur dans la filière de
comparaison, est utilisée pour la définition de celle-ci en effectuant des modifications et
adaptations lorsqu’il y en a besoin et en profitant d’autres données disponibles.
Les effluents vinicoles à l’entrée de la filière-type et de celle de comparaison ont les
mêmes caractéristiques.
Une caractérisation physique de la filière est présentée dans la Figure 43.
Les systèmes
Poste de relèvement
Une cuve prévue à la sortie du chai de vinification pour accueillir les effluents vinicoles,
fourni de deux pompes.
Dégrilleur
Un dégrilleur récupère les résidus solides qui n’ont pas été piégés au niveau des chais. Il
est placé dans un canal au fil de l’eau, les matières arrêtées par une grille sont remontées par
des racles, puis stockées dans un container. La grille, de type filtrante amovible, est équipée
d’un moteur de 0,25 kW. Le dégrillage est un système commun aux deux filières comparées.
Les effluents en sortie du dégrilleur sont acheminés jusqu’au bassin tampon.
Bassin tampon
Le bassin tampon a le même objectif que le stockage tampon dans la filière-type : lisser
dans le temps les rejets vers le bassin des boues activées. Cela évite que, sur une courte
période, un débit trop élevé par rapport au débit nominal du bassin de boues activées pénalise
le rendement épuratoire de l’installation. Par contre, le volume du bassin tampon ici est moins
important que celui dans la filière-type, ce qui peut être expliqué par le temps du séjour plus
important dans le méthaniseur que dans le bassin de traitement par boues activées.
Une pompe transfère les effluents du bassin tampon au bassin des boues activées, avec une
pompe de secours en cas de défaillance de cette pompe.
Chambre boues activées n°1
Cette cuve permet la dégradation de la charge polluante par le biais de bactéries aérobies
en culture libre tout au long de l’année. Des diffuseurs d’air à fines bulles envoient l’air
produit par la soufflante n°1 pour aérer le milieu biologique. Une partie de l’air produit par la
soufflante est utilisée pour l’oxygénation des deux réacteurs biologiques. Le nombre de
diffuseurs est de 90 soit 3,05 diffuseurs au m2.
Dans la filière de comparaison, nous considérons que les périodes de vendanges,
d’écoulages et de soutirages durent pour une période totale de trois mois, mi septembre à mi
Décembre. Pendant cette période, la soufflante fonctionnera 87% du temps pour aérer le
premier traitement (chambre n°1) et les deux réacteurs biologiques. Le dernier chiffre
représente une valeur moyenne à partir de données fournies par Château Dillon. Pour le reste
de l’année, la soufflante fonctionnera 15% du temps.
La neutralisation du PH s’effectue dans cette phase du traitement par l’injection de lessive
de soude 30,5%, en état liquide, en utilisant une pompe doseuse commandée par une sonde et
déclenchée dès que le PH sera inférieur à 7.
Les effluents sont transférés au fil de l’eau vers la deuxième chambre de boues activées.
115
Figure 43 : Caractérisation physique de la filière de comparaison par boues activées
116
Chambre boues activées n°2
Cette cuve permet la dégradation de la charge polluante par le biais de bactéries aérobies
en culture libre lors de la période maximale de pollution. La même technique que celle de la
première chambre est utilisée par diffuseurs d’air à fines bulles qui envoient l’air produit par
la soufflante n°2 pour aérer le milieu biologique. Le nombre de diffuseurs est de 220 soit 2,80
diffuseurs au m2.
Le soutirage qui représente la période de vider les cuves dure pendant deux semaines. Les
périodes de vendanges et d’écoulages durent pour une période totale de deux mois et demi. La
soufflante n°2 fonctionnera 72% du temps pour aérer la chambre n°2. Hors ces périodes de
vendanges et d’écoulages, la soufflante ne fonctionnera pas, sachant que cette cuve est vidée
pendant une part importante de la période estivale.
Les effluents sont transférés au fil de l’eau vers les réacteurs biologiques.
Réacteurs biologiques
Cette phase se compose de deux réacteurs biologiques en culture fixe. Les effluents sont
répartis sur des supports bactériens immergés composé de lithothamne (Lithothamnium
calcacereum) une algue rouge, oxygénés par une partie de l’air produit par la soufflante n°1
comme expliqué avant. Le nombre de diffuseurs est de 66 soit 3,95 diffuseurs au m2. Les
effluents sont transférés au fil de l’eau vers le décanteur.
Décanteur
Celui-ci a pour but de séparer les effluents épurés et les boues en suspension. Les effluents
sont dirigés dans le diffuseur central qui élimine une partie importante de la vitesse des
effluents en lui imposant une déviation vers le bas. Les boues enlevées de l’effluent sont
regroupées au centre du décanteur grâce à son fond conique.
Les boues sont évacuées en dehors du bassin par une pompe de 0,55 kW placée en fond de
décanteur. Elles sont soit réinjectées dans les cuves de boues activées soit transmises dans le
puits à boues.
Après la décantation nous considérons les mêmes caractéristiques la séparation des phases
dans les deux filières, type et comparaison.
Effluents traités
Les effluents traités sont ensuite rejetés dans le milieu naturel.
Le rendement du traitement de DCO dans l’installation de comparaison est de 99%. À la
sortie les effluents traités sont à 122 mg DCO /l puisque les deux filières, type et de
comparaison, ont les mêmes valeurs à l’entrée (12000 mg DCO /l).
La composition des effluents traités à la sortie est présentée dans le Tableau 31.
Rendement
totalConcentration
% mg/l
DCO 99 122
DBO5 99 3
MES 97 36
N org 74 20
N-NH4+ 106
P org 78 17
P-PO4- 46
Tableau 31 : Composition des effluents rejetés dans le milieu naturel
117
Puits à boues
Un stockeur des boues, avant de les épandre, équipé d’une pompe afin de mélanger les
boues de temps en temps pour éviter des remontées de boues en surface et d’éventuelles
odeurs.
La quantité moyenne des boues produites est de 192 m3/an. Le puits à boues est vidé deux
fois par an. Le brassage et l’extraction des boues du puits à boues sont réalisés par une pompe
de 0,55 kW.
Valorisation des boues
La concentration maximale des boues dans le puits à boues est de 30 g/l dans l’installation
du traitement au château Dillon. Cette dernière valeur est considérée comme la concentration
des boues dans la filière de comparaison.
La composition des boues est présentée dans le Tableau 32.
Concentration
g/l
DCO 60
N 0,59
N-NH4+ 0,463
P 0,651
P-PO4- 2,677
Tableau 32 : Composition des boues
Les boues sont ensuite épandues sur les sols agricoles.
Le schéma récapitulant ces différents systèmes de traitement par boues activées des
effluents issus du milieu vinicole est présenté Figure 44.
118
Figure 44 : Filière de comparaison dans le milieu vinicole
119
L’abattement de la charge polluante est précisé Figure 45. Nous voyons la composition des
effluents vinicoles à l’entrée de l’installation du traitement, le rendement d’épuration dans les
systèmes de boues activées, le devenir de la pollution en DCO avec les pourcentages et la
composition des effluents et des boues à la sortie de la filière de comparaison.
Figure 45 : Développement de la pollution dans la filière de comparaison
120
6.4.3 Bilans environnementaux
a) Énergie
Le bilan énergétique du fonctionnement dans la filière-type est présenté Tableau 33. Il
indique l’énergie électrique consommée sur par 1 m3 d’effluents vinicoles à l’entrée de
l’installation et comptée en énergie finale.
Énergie consommée
kWh e /m3 0,02 4,6 0,15 0,26 1,24 3*0,11= 0,33 6,61
Pompes
d’évacuationTotal
Agitateur
Bassin pré-
acidification
Agitateur
Bassin
tampon
Dégrilleur Méthaniseur
Aérateur
Bassin
d'aération
Tableau 33 : Bilan des consommations d’énergie électrique dans la filière-type par m3 d’effluents vinicoles à
l’entrée
Comme déjà cité dans la définition de la filière-type, le biogaz produit sert à échauffer le
digesteur et l’excédent est évacué dans l’atmosphère. Pour donner un ordre d’idée, nous avons
calculé l’énergie potentiellement produite (PCI) à partir du biogaz non valorisé dans la filière-
type, ce qui représente 18,5 kWhth/m3, soit 7,4 kWhe/m
3, en considérant que 40% du biogaz
produit est par ailleurs autoconsommé pour échauffer le méthaniseur.
Le Tableau 34 présente le bilan énergétique dans la filière de comparaison à boues activées
par m3 d’effluents vinicoles. La consommation électrique totale est 2,16 fois plus importante
que celle dans la filière-type même sans compter le potentiel du biogaz valorisable. Cela vient
du fait que les soufflantes, qui présentent l’élément essentiel dans la technique de boues
activées, sont très consommatrices d’énergie.
DégrilleurSoufflante
n°1
Soufflante
n°2
Pompes
d’évacuationTotal
Énergie consommée
kWh e /m3 0,02 9,26 4,78
0,12+0,09=
0,2114,27
Tableau 34 : Bilan énergétique dans la filière de comparaison par m3 d’effluents vinicoles à l’entrée
b) Minéraux
Le bilan des minéraux est complété par la concentration à la sortie des filières dans le
Tableau 35.
N org N-NH4+ P org P-PO4- N org N-NH4+ P org P-PO4-
FT 6,96 130,23 5,96 54,68 7,55 22 8,33 122
FC 19,23 101,93 16,35 44,23 23 18 25 105
Effluents rejetés Digestats et boues épandus
g/m3
Tableau 35 : Bilan NP en g ramenée par rapport au m3 des effluents vinicoles entrant
Nous considérons que ces minéraux sont conservés dans les différents systèmes
appartenant aux deux filières. Cependant, ils changent l’état par la transformation de la forme
organique à l’entrée du traitement à la forme minérale dans les systèmes de la méthanisation
et de boues activées. Cette forme minérale est mieux assimilée par les cultures.
121
En général, en se basant sur les données et les rendements retenus pour estimer les
dernières concentrations, les valeurs correspondantes entre les deux filières sont proches. Le
résultat qu’on peut en retirer, c’est qu’avec les deux techniques du traitement, méthanisation
suivie par un complément aérobie et boues activées, on arrive à des compositions identiques à
la sortie. Il ne faut pas oublier cependant la marge d’erreur dans les rendements et les mesures
pour obtenir les données et les rendements retenus.
6.4.4 Analyse du cycle de vie
a) Comparaison entre filière-type et filière de comparaison
La charge polluante en DCO des effluents traités à la sortie des deux filières type et de
comparaison, 140 et 122 mg O2/l, sont dans les limites de l’arrêté ICPE du 15 Mars 1999
(valeur limite DCO de rejets exprimée en mg O2/l est de 300).
b) Définition de l’objectif et du système
L’objectif principal de cette ACV est de comparer l’impact environnemental de deux
différents types de traitement des effluents résiduaires vinicoles. La fonction dans cette ACV
est alors le traitement des effluents vinicoles. L’unité fonctionnelle est le traitement de 1 m3
des effluents résiduaires à la sortie des installations vinicoles. Les deux filières comparées
sont identifiées par les processus du prétraitement, du traitement par méthanisation ou par
boues activées, le traitement complémentaire et la valorisation des produits et des coproduits
potentiels (biogaz, digestat, boues … etc.). Ces filières échangent des flux, nutriments,
produits et émissions avec l’environnement par les limites des systèmes. Les limites des
systèmes sont déterminées par ces processus. La Figure 46 présente les deux systèmes étudiés
par ACV avec les limites des systèmes.
Figure 46 : Systèmes analysés en ACV pour les deux filières comparées du traitement des effluents vinicoles
c) Description, difficultés et points faibles
Comme déjà expliqué, les effluents à l’entrée des deux filières ont les mêmes
caractéristiques (composition, volume traité de 13,5 m3/j, … etc.).
La fabrication des systèmes est prise en compte comme déjà expliqué. Par contre, la
fabrication des pompes, des dessableurs, des agitateurs et les canaux liant les différents
122
systèmes n’est pas prise en compte à cause du manque de données et sachant que l’impact de
la fabrication des systèmes est déjà faible, comme on voit dans les résultats, de fait la
fabrication de ces accessoires n’a pas une position importante dans les résultats.
La puissance des pompes doseuses de lessive de soude et des matières nutritives n’est pas
calculée puisqu’elles ne fonctionnent que rarement.
Les lubrifiants utilisés dans les circuits du biogaz, des effluents et des boues ne sont pas
pris en compte dans l’analyse.
Le dioxyde de carbone émis par la combustion du biogaz dans la chaudière est considéré
d’origine biologique. De fait, ces émissions ne font pas partie de l’analyse.
Les émissions gazeuses dans les différents systèmes ne sont pas prises en compte à cause
du manque de ces données.
Le transport des digestats et des boues produites entre l’installation et les terrains de
valorisation en épandage ainsi que la consommation énergétique de la machine à épandre ne
sont pas pris en compte puisqu’ils sont seulement effectués une à deux fois par an.
La fin de vie des matières de construction des différents systèmes n’est pas analysée ici.
Ces systèmes sont réutilisés ou recyclés à la fin de vie (30 ans) dans les deux filières.
d) Résultats par ACV
Nous commençons les résultats par le Tableau 36 qui présente une comparaison entre
quatre processus par score unique entre les méthodes « Endpoint » retenues dans notre étude.
Les quatre processus :
- Traitement des effluents vinicoles, filière de comparaison par boues activées, avec NP
- Traitement des effluents vinicoles, filière de comparaison par boues activées, sans NP
- Traitement des effluents vinicoles, filière type, avec NP
- Traitement des effluents vinicoles, filière type, sans NP
Ces processus présentent les deux systèmes avec et sans les impacts environnementaux de
l’azote, l’ammonium, le phosphore et la phosphate contenus dans les effluents traités rejetés
dans le milieu naturel et les digestats et boues épandus sur les sols agricoles. Nous voulons
montrer l’importance de l’impact de N et P par rapport aux autres composants construisant le
cycle de vie des deux filières du traitement.
Nous analysons aussi l’influence de l’origine de l’énergie électrique consommée dans les
filières, données françaises ou européennes, sur les résultats finaux.
Méthode Electricité Unité FC avec NP FC sans NP FT avec NP FT sans NP
mix FR Pt 0,125 0,125 0,090 0,090
mix RER Pt 0,338 0,338 0,211 0,211
mix FR Pt 0,160 0,082 0,104 0,045
mix RER Pt 0,118 0,040 0,080 0,021
mix FR mPt 1,652 1,652 1,028 1,028
mix RER mPt 2,423 2,423 1,468 1,468
mix FR Pt 4,454 0,200 1,543 0,125
mix RER Pt 4,943 0,689 1,822 0,405
mix FR Pt 5,368 0,237 1,857 0,147
mix RER Pt 5,941 0,809 2,185 0,474
Eco-indicator 99 (H) V2.06 / Europe EI 99 H/A
EDIP 2003 V1.01 / Default
IMPACT 2002+ V2.05 / IMPACT 2002+
ReCiPe Endpoint (H) V1.03 / Europe ReCiPe H/A
ReCiPe Endpoint (H) V1.03 / World ReCiPe H/A
Tableau 36 : Résultats en score unique pour les deux filières selon les méthodes retenues
123
La filière-type présente de meilleurs résultats en comparaison avec la filière de
comparaison pour toutes les méthodes « Endpoint » en score unique et quel que soit l’élément
important retenu dans l’analyse.
La Figure 47 présente les résultats en score unique normés par rapport aux résultats de la
filière de comparaison avec les minéraux.
Figure 47 : Résultats en score unique pour le mix français normés par rapport aux résultats de la filière de
comparaison avec les minéraux
Les minéraux (N, P, …) dans les méthodes Eco-indicator 99 et IMPACT 2002 +, n’ont pas
d’impact contrairement aux autres méthodes où l’impact des minéraux présente une part
importante qui peut aller de 49% dans la méthode EDIP2003 à 96% dans la méthode ReCiPe
de l’impact total. Les méthodes Eco-indicator 99 et IMPACT 2002 + ne présentent aucun
impact de ce type. Nous pouvons voir clairement le rôle essentiel joué par la méthode choisie
sur les résultats finaux.
Les processus avec des données européennes pour le mix électrique ont un impact plus
important qu’avec un mix français qui peut arriver à 271%, qu’avec des données françaises
sauf dans la méthode EDIP2003. Cela est toujours lié à la prépondérance de l’énergie
nucléaire dans l’électricité française, contrairement à la majorité des pays européens qui
utilisent davantage d’énergie fossile. Par contre, dans la méthode EDIP2003 l’impact avec les
données européennes vaut de 46 à 77 % de celui avec les données françaises. Ça peut être
expliqué par une considération importante de la radioactivité dans cette méthode comme déjà
cité dans l’analyse des résultats de la valorisation des effluents fromagers.
Les figures (Figure 48 et Figure 49) montrent une comparaison en normalisation par
catégorie d’impact pour toutes les méthodes « Endpoint et Midpoint » en considérant des
processus avec des données françaises.
124
Figure 48 : Normalisation avec énergie mix FR : (1) Eco-indicator 99 (2) EDIP2003 (3) IMPACT 2002 +
(4) ReCiPe Endpoint Europe pour les filières du traitement des effluents vinicoles
125
Figure 49 : Normalisation avec énergie mix FR : (1) ReCiPe Endpoint World (2) ReCiPe Midpoint Europe
(3) ReCiPe Midpoint World pour les filières du traitement des effluents vinicoles
126
Les résultats détaillés par catégorie d’impact en pondération en considérant une
consommation énergétique avec des données françaises sont présentés dans les figures
(Figure 50 et Figure 51) avec les catégories d’impact originales de chaque méthode.
Figure 50 : Pondération avec énergie mix FR : (1) Eco-indicator 99 (2) EDIP2003 (3) IMPACT 2002 + pour les
filières du traitement des effluents vinicoles
127
Figure 51 : Pondération avec énergie mix FR : (1) ReCiPe Endpoint Europe (2) ReCiPe Endpoint World pour les
filières du traitement des effluents vinicoles
L’importance relative par catégorie d’impact est presque la même pour les deux
indicateurs, normalisation et pondération, pour toutes les méthodes retenues. Cela provient de
fait que les facteurs de pondération ont des valeurs proches, parfois les mêmes, pour les
catégories d’impact dominantes.
Dans quatre des méthodes « Endpoint », toutes sauf EDIP2003, il y a une catégorie
d’impact spéciale pour la consommation énergétique. Nous trouvons que l’impact pour les
deux indicateurs pondération et normalisation de la filière de comparaison est 1,75 à 2,33 fois
plus important que celui de la filière-type, ce qui n’est pas loin de la valeur déjà calculée dans
la comparaison des bilans environnementaux.
En analysant les quatre dernières figures (Figure 48, Figure 49, Figure 50 et Figure 51)
nous voyons que la catégorie dominante dans les méthodes Eco-indicator 99 et IMPACT 2002
+ est l’énergie fossile. Il ne faut pas oublier que les minéraux ont un impact zéro dans ces
deux méthodes. Dans la méthode EDIP2003 l’importance est partagée, presque de moitié,
entre la catégorie des déchets radioactifs et celle de l’eutrophisation causée par N et P. En
prenant les résultats de la dernière méthode avec les données européennes, l’importance de la
radioactivité recule au profit de l’eutrophisation qui occupe les deux tiers de l’impact total.
L’influence de N, P est claire et dominante dans la méthode ReCiPe avec toutes ses versions.
Ces minéraux augmentent la toxicité humaine et l’écotoxicité terrestre dans les versions
« Endpoint ». Ils augmentent, en plus de ces deux catégories, l’écotoxicité dans l’eau douce et
marine dans les versions « Midpoint ».
128
Nous pouvons remarquer la prépondérance des catégories d’impact causées par les
minéraux sur les résultats dans la méthode ReCiPe.
Nous pouvons voir que l’impact du changement climatique est important dans la méthode
IMPACT 2002 +, elle occupe le deuxième impact jusqu’à 32% de l’impact total avec un mix
moyen européen de production électrique et 12% avec un mix moyen français. Cette catégorie
présente de 12 à 13% de l’impact total dans la méthode Eco-indicator 99 avec les données
européennes et de 9 à 10% avec les données françaises par rapport à l’indicateur pondération.
L’impact de cette catégorie est moins important pour les autres méthodes : moins de 1% pour
EDIP2003 quel que soit les données énergétiques, et pour ReCiPe entre 2 à 4% avec les
données françaises et entre 6 et 12% avec des données européennes.
L’acidification et l’eutrophisation présentent des catégories faibles en impact
environnemental dans les méthodes retenues, sauf dans la méthode EDIP2003 comme déjà
cité, comme on peut voir clairement dans la méthode ReCiPe. Dans les méthodes Eco-
indicator 99 et IMPACT 2002 + les minéraux n’ont pas d’impact comme on a vu. La méthode
EDIP2003 contient un impact important d’eutrophisation aquatique (P) causée essentiellement
par le phosphate rejeté dans les sols et le phosphore rejetés dans le milieu aquatique.
Dans les méthodes Eco-indicator 99 et IMPACT 2002 +, la catégorie d’impact des
matières inorganiques volatiles occupe le deuxième impact. C’est, en premier lieu, à cause du
dioxyde de soufre, des oxydes d’azote et des particules émis dans l’air par la combustion du
charbon pour produire l’électricité. Le charbon est un combustible considéré dans les
processus de production énergétique française et européenne. Ici, on n’oublie pas de
remarquer que cette catégorie d’impact est analysée de la même façon dans les deux méthodes
puisque Eco-indicator 99 est une de quatre méthodes utilisées pour développer IMPACT 2002
+.
Nous voyons que les impacts liés aux minéraux N et P sont dominants dans la méthode
ReCiPe, et pour analyser les impacts liés aux autres éléments nous allons négliger ces
minéraux en analysant les deux processus sans N et P. Pour la version « Endpoint » avec les
deux sources des données énergétiques françaises ou européennes et pour les deux indicateurs
normalisation et pondération, nous trouvons que la première catégorie est l’épuisement de
l’énergie fossile - ce qui constitue un résultat attendu, suivi par le changement climatique
causé, essentiellement, par le dioxyde de carbone émis dans l’atmosphère par le processus de
la production d’électricité, suivi par la formation des particules causées par le dioxyde de
soufre, des oxydes d’azote et des particules émis dans l’air par le même dernier processus.
En revanche, concernant la version « Midpoint » nous trouvons que les résultats sont
différents selon les données de la production électrique et selon la sous-version « Europe » et
« World ».
Par rapport à la comparaison avec les données françaises avec la sous-version « Europe »,
la radiation ionisante est la catégorie la plus importante en impact dans la filière de
comparaison suite au radon-222 et au carbone-14 émis dans l’air par les processus du
traitement du combustible nucléaire. Cette dernière catégorie occupe aussi une position
importante dans la filière-type. La catégorie radiation ionisante n’était pas parmi les plus
importantes dans la version « Endpoint » mais elle remonte ici, ceci est expliqué par les
facteurs de caractérisation des éléments radioactifs et les facteurs de normalisation de la
catégorie d’impact qui sont très différenciés entre les deux versions comme affiché dans le
Tableau 37.
129
Version Sous-version Facteurs
Europe et World Caractérisation 1,87.10-11
1,64.10-7
Europe Normalisation
World Normalisation
Europe et World Caractérisation 10 0,00114
Europe Normalisation
World Normalisation
Élément
Endpoint
Midpoint
Radon-222 Carbone-14
49,5
74,6
0,00016
0,000766
Tableau 37 : Comparaison entre les facteurs de caractérisation du radon-222 et du carbone-14 et les facteurs de
normalisation de la catégorie d’impact radiation ionisante entre ReCiPe « Endpoint et « Midpoint »
La catégorie la plus importante dans la filière-type est la catégorie de l’écotoxicité marine
causée, essentiellement, par des métaux comme le nickel et le cobalt émis des déchets mis en
décharges vers les eaux souterraines (production de l’acier inoxydable utilisé pour fabriquer
plusieurs systèmes de notre filière-type). La catégorie transformation du sol naturel occupe la
deuxième position pour les deux filières dans cette sous-version. Cela vient de la différence
du facteur de normalisation de cette catégorie d’impact entre les deux sous-versions
« Europe » et « World » qui valent 6,18 et 0,0837 respectivement.
On ne note pas beaucoup de changement par rapport à la sous-version « World ». Pour la
filière de comparaison la catégorie radiation ionisante reste en première position, tandis que
dans la filière-type le poids le plus important est partagé presque à moitié, entre la radiation
ionisante et l’écotoxicité marine. La transformation du sol naturel est faible ici pour la raison
déjà expliquée.
Concernant les données européennes avec la sous-version « Europe », la catégorie de la
transformation du sol naturel est la plus importante, suivie par l’écotoxicité marine pour les
deux filières comparées.
En revanche, avec la sous-version « World », l’écotoxicité marine est dominante pour les
deux filières suivie par plusieurs catégories comme la radiation ionisante et la toxicité
humaine.
6.4.5 Indicateurs retenus et amélioration de la méthode et de
l’analyse
a) Indicateurs retenus et résultats
Les principaux indicateurs pour les filières comparées de traitement des effluents vinicoles
sont :
(1) des indicateurs de flux :
- la consommation d’énergie, en kWhe par mètre cube d’effluents à l’entrée de traitement :
6.61 pour la filière-type, ce qui représente moins que la moitié pour la filière de comparaison
(14,27).
- les minéraux rejetés dans le milieu naturel, en gramme par mètre cube d’effluents à
l’entrée de traitement.
(2) des indicateurs d’impact potentiel :
- consommation énergétique et déplétion de ressources : toutes les méthodes sauf
EDIP 2003
- changement climatique : toutes les méthodes
130
- toxicité humaine : ReCiPe
- eutrophisation : EDIP 2003 et ReCiPe
- écotoxicité aquatique : ReCiPe Midopoint
A partir de ces indicateurs, on retient comme principaux résultats les points suivants :
- La filière-type est plus favorable énergétiquement que la filière de comparaison.
- Le changement climatique est aussi plus favorable à la filière-type.
- L’eutrophisation, l’écotoxicité aquatique et la toxicité humaine sont les catégories les
plus impactées par les minéraux, en particulier le phosphore sous forme organique.
b) Enseignements de l’étude
Une valorisation complète du biogaz en évitant l’énergie perdue à travers l’aérotherme
améliore encore l’impact environnemental de la filière-type. La codigestion, pouvant fournir
du substrat en continu pour la méthanisation, est aussi un moyen pour améliorer encore
l’impact de la filière-type en éliminant la forte saisonnalité de la production vinicole.
c) Voies d’amélioration de la méthode et de l’analyse
Une ACV qui considère la valeur nutritive des minéraux est une voie envisageable pour
prendre en compte cet aspect, comme déjà évoqué.
131
7 Éléments de conclusion et perspectives
Dans ce travail, nous avons construit une description de filières-type, au moyen de
systèmes-type représentatifs, documentés à partir d’une bibliographie scientifique et
technique et d’enquêtes techniques relativement larges.
Ces descriptions ont tout d’abord été utilisées pour l’étude du potentiel énergétique de la
méthanisation au niveau national.
Un potentiel total de 11 Mtep/ an (8,7 - 12,7) est estimé à partir des différentes filières
analysées dans ce travail. Ce potentiel est important sur la scène énergétique française. Il peut
présenter presque 4% de la consommation d’énergie primaire en France en 2008
(Commissariat general au developpement durable, 2009).
La part la plus importante de ce potentiel provient du domaine agricole, du fait des
importantes superficies agricoles du pays. Ce potentiel est évalué à partir des résidus de
différentes cultures (blé, maïs, colza et tournesol) et à partir de cultures dédiées (luzerne et
maïs ensilage). Sont pris en compte dans l’évaluation, avec des bases de calcul relativement
prudentes, la collecte admissible qui peut être exportée de la parcelle sans pénaliser les
rendements agricoles ainsi que les contraintes techniques, qui peuvent réduire la collecte
envisagée.
Un potentiel plus modeste au niveau national, est obtenu par la méthanisation de ressources
retenues des effluents résiduaires d’industries agro-alimentaires. Considérés à l’échelle des
sites industriels, ces flux énergétiques sont cependant très significatifs et peuvent contribuer
fortement à l’approvisionnement énergétique des sites.
Une considération plus complète des résidus méthanisables sur le territoire français,
comme les résidus agricoles d’autres cultures, les effluents résiduaires agro-alimentaires et
d’autres résidus non considérés dans cette évaluation, ainsi que des cultures dédiées avec un
rendement productif plus important que celui de luzerne et de maïs fourrage sont des éléments
importants susceptibles d’augmenter le potentiel énergétique de biogaz.
Les descriptions filières-type ont permis de déterminer les bilans d’énergie et de matière,
en particulier dans l’optique de comparer les résultats avec ceux de filières de
comparaison construites avec une démarche similaire à celle valant pour les filières-type de
méthanisation.
D’un point de vue énergétique, la méthanisation est toujours favorable quelles que soient
les hypothèses retenues pour les définitions de la filière de comparaison. L’analyse des bilans
énergétiques des filières comparées montre que le traitement par méthanisation peut
économiser 50% de l’énergie consommée pour le fonctionnement dans le traitement des
effluents résiduaires en utilisant d’autres techniques comme les boues activées. De plus, le
biogaz produit par la méthanisation, non compté dans le bilan, est valorisable sur le site de
production et constitue un débouché naturel pour le biogaz. De même, la comparaison de la
méthanisation avec d’autres techniques de valorisation des coproduits alimentaires
(lactosérum par exemple) est favorable à la méthanisation en termes énergétiques.
Les bilans des minéraux montrent que le contenu en minéraux est généralement du même
ordre à la sortie dans les filières comparées du traitement, avec un changement de forme
différents.
Les comparaisons ont été plus largement conduites en analyse de cycle de vie, permettant
de considérer un éventail plus large d’impacts environnementaux potentiels.
132
Les résultats de l’analyse environnementale en ACV dépendent fortement de la méthode
d’analyse d’impact retenue suite à la différence entre les critères considérés pour la définition
de ces méthodes.
Les hypothèses retenues pour la définition des filières comparées ont aussi un impact
important sur les résultats en ACV, comme on peut voir clairement dans l’étude de la
valorisation des effluents fromagers.
La filière-type par méthanisation produit généralement plus d’énergie qu’elle en
consomme. Cela peut déterminer un impact négatif pour la catégorie d’impact concernant
l’épuisement de sources énergétiques avec plusieurs méthodes. Intégrée dans un score unique,
cette catégorie est suffisamment importante pour se traduire par un impact négatif en score
unique, toutes catégories d’impact confondues, pour les méthodes « Endpoint ».
L’impact en changement climatique est toujours plus élevé dans la filière de comparaison
que dans la filière type. La production et la valorisation, partielle ou totale, du biogaz dans la
filière-type contribue fortement à ce résultat. Lorsqu’une filière-type ne valorise que
partiellement le biogaz, on peut attendre d’une valorisation totale qu’elle réduise encore
davantage les impacts pour la filière-type.
Les métaux lourds, présents uniquement dans les boues résiduaires urbaines, sont
conservés dans les digestats et les boues à la sortie du traitement pour les deux filières
comparées pour le traitement des boues de STEP urbaines. Ils sont responsables d’un impact
important sur la toxicité humaine et l’écotoxicité de sols et sur la production des
cancérogènes. Mais, présents dans la filière-type et dans la filière de comparaison, ils ne
donnent pas lieu à un quelconque avantage de l’une des filières.
Les minéraux, rejetés dans le milieu naturel dans toutes les filières du traitement analysées,
sont responsables d’une part importante de l’impact environnemental. Ces minéraux
contribuent à augmenter l’eutrophisation, la toxicité humaine et l’écotoxicité du milieu naturel
ainsi que, plus faiblement, l’acidification.
L’importance de l’influence de la source de données de la production électrique par rapport
aux résultats finaux est différente selon les comparaisons. En général, les données françaises
augmentent la radioactivité, mais les données européennes augmentent le changement
climatique, la production des matières inorganiques volatiles et la toxicité humaine.
L’impact causé par la fabrication et la construction des systèmes est faible, et même
souvent négligeable, dans le bilan environnemental total.
L’occupation des sols est une catégorie d’impact importante pour l’extension des frontières
des systèmes étudiés pour inclure des processus de production agricole.
Les résultats étant naturellement dépendants de la définition des filières retenues, il est
important que ces dernières soient effectivement représentatives. Il peut être également utile
d’envisager la définition d’autres filières-type et de comparaison en considérant les options
possibles, en particulier pour les filières où différentes interrogations subsistent. Par exemple,
dans le domaine de la valorisation des effluents fromagers, une filière de comparaison qui
considèrera un coproduit de l’alimentation animale plutôt que de l’orge pour alimenter le
bétail modifierait sensiblement la comparaison.
133
En guise de conclusion, nous pouvons retenir que, pour les filières étudiées :
- le bilan énergétique est toujours favorable à la méthanisation,
- le bilan environnemental complet n’inverse généralement pas cette tendance, sauf dans le
cas de la valorisation énergétique d’un produit potentiellement valorisable en alimentation
animale. Une description plus complète des filières d’alimentation animale modifierait
certainement cette remarque.
- la méthode de description en systèmes-type est très intéressante pour la cohérence et la
représentativité des données et des résultats. Elle pourra également donner lieu à un plus
grand nombre de variantes et de filières de comparaison,
Plusieurs atouts des filières de méthanisation ont été confirmés et analysés du point de vue
des bilans environnementaux complets, dans le cas de visions réalistes et représentatives des
filières actuelles. Parmi les perspectives que laisse entrevoir ce travail, on peut en citer
particulièrement deux :
- l’étude de filières type dans d’autres pays ou régions du monde. Cette démarche est en
effet adaptés à l’étude d’un grand nombre de situations, y compris lorsque les données de
description sont peu nombreuses et disparates,
- l’étude de voies d’évolution et de développement pour les différentes filières décrites ou
seulement évoquées dans ce travail, que l’on peut considérer comme une brique
méthodologique à une problématique vaste et en pleine évolution.
134
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139
Annexe
Annexe 1 : FICHE ENQUETE STEP Urbaines
Adresse
Entreprise construisant
Date de mise en service
Zone d’influence de la STEP
(les communes servies)
Réponse Unité
équivalents/habitants
m3/jour
jour/an
%
%
m3/jour ou (m3/an)
Réponse Unité
mg/L
mg/L
%
%
Oui/Non
Relevage
Dégrillage
Dessablage
Dégraissage
Décantation
Filtration
Epaississement
Autres
DCO
Informations générales STEP
Traitement des effluents : flux traités
Capacité du traitement
Traitement des effluents : installation
Description simple
Composition entrante
Quantité moyenne traitée effectivement
Etapes successives du traitement des effluents avant le traitement des boues
Capacité maximale du traitement
Nombre de jours du fonctionnement
Rendement épuratoire sur DCORendement épuratoire sur DCO
Rendement épuratoire sur DBO5
et/ou DBO5
et/ou MS (matière sèche)
et/ou MO (matière organique)
140
Oui/Non Proportion traitée (%)
Réponse Unité
m3/jour
m3/jour
g/Litre
g/Litre
%
g/Litre
g/Litre
%
g/Litre
g/Litre
%
g/Litre
g/Litre
%
%
%
%
Réponse Unité
Infiniment mélangé/ recirculation des
effluents /UASB /Lit des supports/…
m3
jour
°C
m3/jour
ans
€
Traitement des boues
Incinération
Méthanisation
Type de digesteur
Volume des digesteurs
Compostage
Autres
Nombre des digesteurs
Méthanisation
Temps de séjour dans les digesteurs
Température du méthanisation
Nettoyage digesteur tous les …
Couts de l’installation de méthanisation
Description de la Méthanisation
Production de biogaz
Indices du méthaniseur (selon les disponibilités)
Volume entrée digesteur
Volume sortie digesteur
DCO entrée digesteur (g/L)
DCO sortie digesteur (g/L)
Rendement épuratoire sur DCO (%) (digesteur)
DBO5 entrée digesteur (g/L)
DBO5 sortie digesteur (g/L)
Rendement épuratoire sur DBO5 (%) (digesteur)
MES (g/L) (entrée digesteur)
MES (g/L) (sortie digesteur)
Abattement MO (%)
Rendement épuratoire MES (%) (digesteur)
MS (g/L) ou MVS entrée digesteur
MS (g/L) ou MVS sortie digesteur
Abattement MS ou MVS(%)
MO (%) entrée digesteur
MO (%) sortie digesteur
141
Réponse Unité
m3
m bars
Oui/Non Procédé utilisé
Utilisation du biogaz Oui/Non kwh/an Proportion du biogaz utilisée %
Chauffage digesteur
Brûlé en torchère
Chaudière
Moteur électrique
Cogénérateur
Autres
Réponse Unité
m3
m3/jour
kg/jour
jour
Oui/Non Proportion du digestat utilisée %Valorisation digestat
Epuration du biogaz
Incinération
Épuration CO2
volume
pression du stockage (si disponible)
Épuration S
Autres
Stockeur des boues (après déshydratation)
Description du stockeur
volume stockeur
Épandage
Épuration vapeur d’eau
Autres
Compostage
Temps de séjour
Quantité produite
Description du stockeur
Quantité produite
Stockeur biogaz
142
Annexe 2 : étude de cas GRCETA.SFA
La valorisation énergétique de résidus ou de récoltes dédiées n’est opportune que si les
bilans énergie et gaz à effet de serre sont favorables. Dans ce travail, on a choisi d’établir ces
bilans à partir de données techniques provenant d’un ensemble des exploitations agricoles,
pour toutes les étapes agricoles du processus. Compte tenu de l’intérêt que semblent présenter
les résidus de maïs, le terrain de l’étude se situe dans le sud-ouest, il s’agit du périmètre du
Groupement de Recherche sur les Cultures et Techniques Agricoles des Sols forestiers
d’Aquitaine (GRCETA.SFA), assemble plus de 140 exploitations et près de 30 000 ha.
La Figure 52 présente la localisation des exploitations sur le territoire d’intervention du
groupement. L’étude de cas a été conduite sur la base des données techniques collectées et
suivies par le groupement dans le cadre de ses missions d’appui aux exploitants : ces données
permettent d’obtenir des valeurs réalistes, spécifiques au territoire étudié, dans les évaluations
de bilans énergétiques, en particulier.
Figure 52 : La localisation des exploitations GRCETA.SFA
On considère trois localisations du digesteur :
Un digesteur à petite échelle dans l’exploitation (situation décentralisée) ;
Un digesteur centralisé à grande échelle à une distance moyenne de l’exploitation
de 20 km (cette position correspond au cas où il y a plusieurs digesteurs centralisés
dans le territoire GRCETA.SFA) ;
Un digesteur centralisé à grande échelle à une distance moyenne de l’exploitation
de 80 km (cette position correspond au cas où il y a un seul digesteur dans le
territoire GRCETA.SFA).
Les systèmes étudiés du biogaz sont présentés dans la Figure 53. On a deux schémas selon
le type du substrat, le premier en cas des cultures dédiées (schéma à gauche), l’autre en cas
des résidus agricoles (schéma à droit).
143
Figure 53 : les systèmes étudiés
Pour chaque positionnement du digesteur, on étudie la situation des cultures dédiées (maïs)
et celle-ci des résidus agricoles (maïs), sachant que le maïs est la culture dominante dans le
territoire GRCETA.SFA. Les symboles des systèmes sont illustrés dans le Tableau 38.
Cultures
dédiées
Maïs
Résidus Maïs
Digesteur 1 CM1 RM1 décentralisé
Digesteur 2 CM2 RM2Centralisé
(20 Km)
Digesteur 3 CM3 RM3Centralisé
(80 Km)
Tableau 38 : Les symboles des systèmes étudiés
Calcul des énergies introduites dans les systèmes
Afin d'évaluer le bilan énergétique et CO2 dans divers systèmes de biogaz, les besoins
énergétiques sont déterminés pour toutes les opérations exigées pour exploiter les systèmes.
Par conséquent, l'énergie consommée pour la culture, la moisson et le transport des cultures
dédiées (Maïs fourrage) est incluse puisque ces dernières sont cultivées principalement pour
la production de biogaz dans les systèmes étudiés. Les résidus agricoles (résidus de maïs
grain), quant à eux, sont considérés comme des sous-produits, voire des déchets. On collecte
ces résidus par une adaptation technique sur la moissonneuse pour transmettre les résidus de
maïs grain moissonné dans un autre tracteur à benne pour les transporter au stockeur. Ainsi,
seule l'énergie additionnelle liée au transport a été considérée. Il est à noter que d’autres
méthodes d’évaluation peuvent être envisagées (par exemple, allocation des impacts énergie
et CO2 au prorata du contenu énergétique des produits agricoles et des résidus). On retient que
la méthode employée, qui est la plus simple, fournit une estimation basse des impacts pour les
résidus. Les valeurs retenues représentent les moyennes sur des exploitations de
GRCETA.SFA. On a aussi considéré ces opérations, effectuées pour le maïs grain qui
présente la culture dominante dans les exploitations GRCETA.SFA, pour le maïs fourrage.
Compte tenu des pratiques culturales, les rendements obtenus sur la zone GRCETA.SFA
sont supérieurs à la moyenne de la région Aquitaine pour le maïs grain, dans une proportion
de 1,2. Pour le maïs fourrage, dont les rendements ne sont pas donnés sur la zone
GRCETA.SFA, on a pris par hypothèse le même rapport de proportion. Par conséquent, nous
avons un rendement moyen de 13,8 tMS.ha-1
du maïs fourrage dans le cas des cultures
dédiées. Le rendement moyen du maïs grain est de 9,84 tMS.ha-1
(équivalent à 79% MS
de 12,5 tMB). Ainsi, La quantité de résidus du maïs grain pour la production du biogaz est de
5,6 tMS.ha-1
.
144
Les énergies consommées et les émissions de gaz à effet de serre pour les opérations
agricoles de la culture ou la collecte des résidus pour les différents systèmes du biogaz sont
calculées sachant que les émissions de GES sont évaluées à partir du contenu GES de
l’énergie consommée. Les quantités des fertilisants (N, P, K) et des herbicides ajoutées au
champ ont été prises en compte dans les analyses des systèmes des cultures dédiées.
L’installation est de type continu avec un digesteur qui fonctionne à une température
mésophile et de type fosse infiniment mélangée. Le digesteur décentralisé est à petite échelle,
alors que le centralisé est à grande échelle. Les besoins du digesteur en chaleur et électricité
sont fournis par du gasoil. Ils sont présentés dans le Tableau 39. Les valeurs des besoins en
chaleur du digesteur pour le maintien en température à 35 °C ont été adaptées aux conditions
françaises en comparant les données climatiques (degrés jour unifiés) dans le Sud ouest de la
France avec ceux en Suède. Ainsi, un coefficient de diminution des besoins thermiques du
digesteur de 1,31 est retenu.
GJ.t-1
MS GJ.ha-1 kgCO2.ha
-1GJ.t
-1MS GJ.ha
-1 kgCO2.ha-1
CM1 2,83 39 2674,6 0,82 11,3 774,4
CM2 1,25 17,2 1178,6 1,38 19,1 1310,5
CM3 1,25 17,2 1178,6 1,38 19,1 1310,5
RM1 2,83 15,9 1087 0,82 4,6 314,7
RM2 1,25 7 479 1,38 7,8 532,6
RM3 1,25 7 479 1,38 7,8 532,6
Besoin thermique Besoin électrique
Tableau 39 : Les besoins énergétiques du digesteur
Le stockage se localise à coté du digesteur décentralisé. Ainsi, aucun transport additionnel
n’a été considéré dans les calculs. Un camion est dédié pour le transport aller des substrats
entre la localisation du stockage et le digesteur et le transport retour des digestats vers le
collecteur pour le cas du digesteur centralisé. Les différentes phases (solide, liquide) du
digestats se séparent après la digestion, et seuls les digestats solides sont transportés par
camion (trajet retour). Par contre, les digestats liquides restants sont recyclés dans le
digesteur. On considère, par approximation, que la masse des substrats équivaut à la masse
transportée des digestats. La charge du camion est de 12 t et la consommation du gasoil est de
0,058 l.t-1
.km-1
pour un aller-retour en charge.
Pour l’épandage des digestats, on utilise un épandeur traditionnel porté par un tracteur qui
consomme 9,1 l.ha-1
. Avec une capacité du réservoir de 12000 l, on peut épandre en moyenne
5,62 t.ha-1
de digestat plutôt solide pour une masse volumique du digestat de 0,47 kg.l-1
. Le
bilan énergétique et le bilan gaz à effet de serre (présenté par g eq.CO2) du gasoil, de
l’électricité, des fertilisants chimiques et des herbicides utilisés pour produire le biogaz selon
les différents systèmes sont considérés. Les valeurs retenues sont les moyennes des celles
présentées dans la bibliographie.
Le rendement du biogaz retenu dans nos calculs est de 0,3 tep.t-1
MS Maïs.
Des systèmes de biogaz énergétiquement rentables
Dans tous les cas, les systèmes biogaz sont énergétiquement rentables, la valeur de
l’énergie nette produite se situant dans la gamme 90-105 GJ.ha-1
(2,1 à 2,5 tep/ha) pour les
cultures dédiées et 45-55 GJ.ha-1
(1 à 1,3 tep/ha) pour les résidus (Figure 54). La production
de biogaz brut représente environ 4,1 tep/ha pour les CM et 1,8 tep/ha pour les RM. Ces
valeurs sont cohérentes avec celles obtenues dans l’étude de potentiel au niveau national.
L’énergie introduite dans les systèmes varie entre 40-48% de l’énergie produite dans le biogaz
145
pour les cultures dédiées et entre 22-31% pour les résidus maïs. Assurer les besoins
thermiques et électriques du digesteur nécessite une proportion importante de l’énergie
consommée dans le système. Cette proportion présente presque la majorité de l’énergie
introduite dans les systèmes des résidus agricoles, et varie entre 48-61% de l’énergie
consommée dans les systèmes des cultures dédiées.
Dans les systèmes des cultures dédiées l’énergie introduite pour les opérations agricoles et
la fabrication des fertilisants et des herbicides présente 38-44% de l’énergie totale consommée
dans le système. On peut voir l’influence de la distance de transport par la comparaison entre
les systèmes pour les deux types des substrats. L’énergie consommée pour le transport
présente 2,3%, 8,6%,4%, 14,3% pour les systèmes CM2 CM3 RM2 RM3 respectivement.
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
CM1 CM2 CM3 RM1 RM2 RM3
GJ / h
a
Epandage digestats
Transport
Electricité digesteur
Chaleur digesteur
Herbicides
Fertilisants
Opérations agricoles
Biogaz brut 0
10
20
30
40
50
60
CM1 CM2 CM3 RM1 RM2 RM3
Energ
ie c
onsom
mée / E
nerg
ie p
roduite
%
Epandage digestats
Transport
Electricité digesteur
Chaleur digesteur
Herbicides
Fertilisants
Opération agricole
Figure 54 : Le bilan énergétique des différents systèmes de la production
Le gasoil introduit est responsable de presque 45% des émissions de CO2 dans le cas des
cultures dédiées. La valeur des émissions CO2 varie entre 27-33 kgCO2.GJ-1
Biogaz brut
produit dans le cas des cultures dédiées et entre 16-21 kgCO2.GJ-1
Biogaz brut produit dans le
cas des résidus de maïs Figure 55. Les émissions CO2 par les opérations agricoles et la
fabrication des fertilisants et des herbicides représentent 40-45% des émissions totales pour
les cultures dédiées et 2-3% pour les résidus.
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
CM1 CM2 CM3 RM1 RM2 RM3
kg
CO
2/h
a
Epandage digestats
Transport
Electricité digesteur
Chaleur digesteur
Herbicides
Fertilisant
Opération agrico le
0
5
10
15
20
25
30
35
40
CM 1 CM 2 CM 3 RM 1 RM 2 RM 3
kg
CO
2 /
GJ B
iog
az
Epandage digestats
Transport
Electricité digesteur
Chaleur digesteur
Herbicides
Fertilisants
Opération agrico le
Figure 55 : Le bilan gaz à effet de serre ACV des différents systèmes de la production
146
Résumé La méthanisation émerge comme une technique efficace pour la production énergétique
ainsi que le traitement des résidus organiques. Une analyse de la méthanisation dans les
différentes filières sélectionnées est menée par une démarche reposant sur la définition de
filières-type, renseignées à partir d'enquêtes techniques auprès des installations existantes et
des professionnels. Ces filières-type nous permettent d’étudier globalement les bilans
énergétiques et environnementaux de la digestion anaérobie pour la comparer avec d’autres
procédés en utilisant l’approche par analyse du cycle de vie. Énergétiquement, un potentiel
important de plus de 11 Mtep/an est estimé à partir des ressources disponibles dans les filières
retenues. Les ressources agricoles contribuent à une part importante de ce potentiel. Les
déchets résiduaires des industries agroalimentaires complètent ce potentiel sachant que la
quantité des déchets méthanisables est importante sur le territoire français.
Environnementalement, le biogaz valorisé procure un avantage à la méthanisation devant la
filière de comparaison. Les résultats des études comparatives d’ACV sont sensibles à la
méthode d’analyse d’impact retenue par rapport à leur sensibilité à certains aspects. Les
résultats d’ACV sont aussi sensibles à la définition des filières et alors définir d’autres filières
lorsque des interrogations subsistent est une perspective importante à ne pas négliger.
Mots-clés : Méthanisation, Biogaz, Filière-type, Potentiel énergétique, Analyse du cycle de vie
Abstract Anaerobic digestion is emerging as an efficient technology for energy production as well
as for of organic residues treatment. An analysis of the anaerobic digestion in different chosen
procedures is led by an approach based on the standard procedures definition, filled from
technical investigations with existing installations and professionals. These standard
procedures allow us to study the overall energy and environmental balance sheets of
anaerobic digestion in order to compare it with other processes by using the approach of life
cycle assessment. Energetically, an important potential for more than 11 Mtoe/year is
estimated from available resources in chosen procedures. Agricultural resources contribute to
a significant portion of this potential. The residual waste from food industries completes this
potential knowing that the amount of waste processed with anaerobic digestion is important
on the french territory. Environmentally, the biogas recovered is advantageous to anaerobic
digestion against comparison procedures. The results of comparative studies of LCA are
sensitives to the impact assessment method adopted in relation to their sensitivity to certain
aspects. The LCA results are also sensitives to the definition of procedures and define other
procedures, when we have doubts, remains an important perspective not to be neglected.
Keywords : Anaerobic digestion, Biogas, Standard procedures, Energy potential, Life cycle assessment