Institut National Supérieur des Sciences Agronomiques de l'Alimentation et de l'Environnement

Option : Environnement et Agriculture Mémoire de fin d’études BRAFAGRI

Le potentiel de production de biogaz et de méthane des substrats fermentescibles d’origine agricole en France

Gabriela Guimarães Orofino

Maître de stage : Bernard Nicolardot ENESAD – INRA

Dijon, juillet 2009

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Sommaire Introduction 4 Contexte 4 Politiques publiques d’incitation à production d’énergie renouvelable 5 Enjeux 5

1. La méthanisation agricole 1.1. Définition 7 1.2. Les processus microbiologiques 7 1.3. Conditions nécessaires 7 1.4. Le biogaz et ses caractéristiques 9 1.5. Les substrats fermentescibles et leurs caractéristiques 9 1.6. Les technologies de traitement / digesteurs 10 1.7. Intérêts 12 1.8. Contraintes 13 1.9. Faisabilité des installations de méthanisation 13

2. Inventaire des substrats méthanisables

2.1. Sources issues d’élevage 17 2.1.1. Fumier 17 2.1.2. Lisier 19 2.2. Sources issues des cultures : matières végétales 19 2.2.1. Les coproduits des cultures végétales et les résidus de récolte 19

Tourteau 20 Pailles 21

2.2.2. Cultures énergétiques 22 2.3. Co-substrats 24

3. Analyse du rendement en méthane des matières fermentescibles 3.1. Comparaison du potentiel en méthane des substrats 25

Résidus animaux 26 Déchets végétaux 28 Cultures énergétiques 30 Cosubstrats 31

3.2. Production potentielle en France 31 Considérations finales 35 Références bibliographiques 36 Annexes 39

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Remerciements Je tiens à remercier dans un premier temps, les institutions gouvernementales et les équipes pédagogiques du Brésil et de la France responsables de la convention BRAFAGRI pour m’avoir permis de participer à cet échange étudiants. Je remercie également Monsieur Nicolardot, mon maître de stage et enseignant à l’ENESAD pour son encadrement et ses conseils. Merci au groupe d’étudiants ingénieurs en formation continu Rémy, Julien et Anaïs et aux professionnels des institutions françaises spécialisées sur la méthanisation agricole pour leur accueil et leur disponibilité pour répondre à mes questions. Enfin, je remercie mes amis, mon compagnon et mes familiers pour leur amitié, appui, patience et aussi pour partager leurs connaissances et enrichir cet échange.

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Introduction

Contexte

La méthanisation agricole est un processus de dégradation anaérobie des matières organiques végétales ou animales qui produit un gaz énergétique et un digestat, utilisé comme amendement organique.

Le processus de fermentation se produit dans la nature, dans les marais par exemple ; il est aussi produit artificiellement pour l’homme, avec des objectifs qui varient selon les régions du monde et de l’époque de l’histoire. En certains pays comme la Chine, l’énergie produite avec le biogaz est considérée comme un produit secondaire ; le traitement des déchets est la raison principale. Tandis qu’en Allemagne, par exemple, la production d’énergie avec le biogaz est l’objectif principal du processus de méthanisation agricole.

Le processus de production du gaz à partir de la méthanisation est plus répandu pour le traitement des gisements de matière organique provenant des stations d’épuration industrielles ou urbaines, des centres de stockage ou des déchets municipaux. Il se trouve en plus faible proportion dans les récentes installations agricoles et unités collectives de co-digestion (L’Observatoire du biogaz, 2005).

Le grand intérêt des installations de méthanisation dans les exploitations agricoles est la diversification de leur production, à travers la génération d’une énergie renouvelable (a partir du biogaz) lors de la production d’amendements organiques par l’intermédiaire d’un traitement optimisé des déchets organiques de la ferme.

Dans les années 70 et 80 il y a eu un grand mouvement vers la production alternative des énergies et donc un grand développement des installations de méthanisation à la ferme suite aux chocs pétroliers de 1973 et 1976. Selon la FAO, 90 millions de personnes du milieu rural ont souffert d’une pénurie électrique avec la crise des années 80. En 1985 en Europe il y avait environ 300 installations de biogaz dans les fermes, mais faute de connaissances techniques, d’équipements adaptés et suite à la baisse du prix du pétrole, plus de la moitié des installations ont été abandonnées au moins en France et en Suisse (Viard et al, 2007).

Le plus grand nombre de méthaniseurs agricoles existants actuellement dans le monde se trouve en Chine, Népal, ainsi qu’en Inde où l’on en trouve des millions. Contrairement à ces régions, en Europe il y en a environ 5000. L’Allemagne est le pays pionner, comportant le plus grand nombre d’installations : plus de 3000 biodigesteurs en 2005 avec une capacité de 600 MW, l’équivalent à un potentiel de 24 milliards de m3 biogaz par année (Weiland, 2006). Aux États-Unis il y en a plus de 200 tandis qu’au Canada on en retrouve seulement 10. En France on compte actuellement 12 installations de méthanisation en fonctionnement. Cette différence significative du nombre de digesteurs anaérobies entre les pays du nord et de l’Asie, se traduit par des dimensions et technologies d’installations très contrastées car plus coûteuses et productives dans pays du nord.

La quantité des installations de méthanisation agricole est aussi le reflet de l’existence des incitations gouvernementales, nécessaires pour le développement et la faisabilité de cette technologie car c’est une démarche complexe et coûteuse. Le soutien financière et technique su gouvernement aux projets des méthanisateurs est d’intérêt non seulement des agriculteurs mais de toute la société car le biogaz est une source d’énergie renouvelable, qui d’entre avantages, diminue la dépendance aux combustibles fossiles.

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Politiques publiques d’incitation à production d’énergie renouvelable

Après le Protocole de Kyoto en 1997, diverses directives incitatives pour la

production d’énergies renouvelables - dont l’utilisation de biomasse - ont été lancées par la Commission Européenne avec pour objectif de doubler l’offre de ces énergies d’ici 2010 pour représenter à ce terme jusqu'à 12% de l’énergie consommé. En 2001, la directive européenne sur les énergies renouvelables, renforcé cette proposition en affichant une part des énergies renouvelables représentant 22% de la dépense énergétique en 2010. En 2005, avec la nouvelle PAC un Plan d’Action Biomasse a établi une liste de mesures pour la production des énergies renouvelables comme les biocarburants, la chaleur, etc. Parmi les objectifs du « Plan d’Action Biomasse pour UE25 » il est décrit l’augmentation d’utilisation de la biomasse pour la production de l’électricité dont la méthanisation comme technologie bioénergétique en agriculture.

En Chine, contrairement au cadre européen de la production d’énergie, les initiatives de production de biogaz à la ferme ont réussi à être insérées dans un programme de santé publique afin de « nettoyer les déchets humains et animaux » car dans ce pays l’utilisation comme fertilisant de ce qu’on appelle digestat est un processus ancien et traditionnel (László, 1981).

En France, un nouvel arrêté d’achat d’électricité a été lancé en 2006 et le nouveau prix établi pour l’électricité est aujourd’hui un des principaux facteurs incitatifs du développement des installations de méthanisation par les agriculteurs. L’arrêté du 10 juillet de 2006 prévoit des prix entre 0,09 et 0,14 €/kWh selon la puissance et le taux de valorisation de l’énergie (au travers de la cogénération) des installations de méthanisation.

En 2008, les incitations du gouvernement français pour la production d’énergie renouvelable ont continué avec le Grenelle de l’Environnement, lancée en 2008. Ces engagements sont d’atteindre plus de 20% d’énergies renouvelables dans la consommation finale d’énergie jusqu’à 2020. Dans ce cadre, un investissement dans les énergies du futur est prévu, avec le « développement des différentes filières d’énergies renouvelables » parmi lesquelles la biomasse.

Il y a également la mise en place de politiques françaises à une échelle régionale. Le plan « Énergie Climat Bourgogne (PECB) 2008 », organisé par l’Agence de l’Environnement et de la Maîtrise de l’Energie (ADEME) et le Conseil Régional de Bourgogne (CRB), a pour finalité la promotion de l’utilisation des énergies renouvelables parmi laquelle, le biogaz. La convention du PECB 2008 prévoit l’accompagnement et le soutien des projets de méthanisation agricole en petites unités ou en collectif, au travers d’appels à projets annuels. Enjeux

Au-delà des politiques d’incitation, un autre facteur déterminant pour la faisabilité des

installations de méthanisation agricoles est la quantité de biogaz produit, influencée par les matières organiques utilisées. Les ressources principales pour la production du biogaz en Allemagne, par exemple, sont les cultures énergétiques qui sont produites actuellement sur 1400 hectares, les sous-produits des cultures et les effluents d’élevages. Il est estimé que la France a un grand potentiel de production de biogaz à partir des déchets de l’agriculture.

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L’objectif principal de cette étude est d’identifier les matières organiques potentielles qui pourraient être utilisées par un processus de méthanisation agricole et ce dans le contexte français de méthanisation à la ferme. Il s’agira en particulier d’:

- établir un inventaire du potentiel méthanogène de différents substrats fermentescibles (matières organiques) qui sera réalisé à partir de la bibliographie internationale; - identifier les possibilités d’utilisation de ces substrats, notamment dans le contexte agricole français ; - établir le gisement potentiel en France ces différents substrats organiques.

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1. La Méthanisation agricole

1.1. Définition

La fermentation anaérobie ou méthanisation est un processus microbiologique de transformation des matières organiques en absence d’oxygène, qui conduit à la production de biogaz et de digestat. Le biogaz produit présente un pouvoir énergétique et le digestat peut être utilisé comme amendement organique.

Les matières agricoles susceptibles à méthanisation passent par un processus de fermentation anaérobie et de digestion par des bactéries dans un réservoir hermétique appelé réacteur anaérobie, digesteur, fermentateur ou méthanisateur. 1.2. Les processus microbiologiques

Les processus de transformation anaérobie de la matière organique par des bactéries se produisent essentiellement en trois étapes : l’hydrolyse, la fermentation et la méthanogénèse (Cantrell et al, 2008), qui se déroulent simultanément ou en deux phases dans le digesteur. - L’hydrolyse : elle correspond à la transformation enzymatique des composants de grande masse moléculaire (polymères organiques et lipides) en molécules simples (monomères : acides gras, monosaccarides, aminoacides), susceptibles d’être assimilées par le métabolisme microbien et donc utilisées comme source d’énergie. - Fermentation – elle comprend les étapes d’acidogénèse et d’acétogénèse. L’Acidogénèse est la fermentation bactérienne suite à la conversion des composants résultant de l’hydrolyse en composants intermédiaires avec une plus baisse masse moléculaire. Des acides organiques simples (ou acides gras volatils) sont formés au cours de cette étape, le plus commun est l’acide acétique. Les bactéries acidogènes sont anaérobies facultatives ou obligatoires. L’ acétogénèse : formation de l’acétate, de l’hydrogène ou du dioxyde de carbone à partir des parties des acides gras volatils et des alcools. - La méthanogénèse: c’est la conversion bactérienne des composants intermédiaires en divers produits finaux plus simples, principalement du méthane et du dioxyde de carbone.

Pendant tout le processus de décomposition anaérobie il y a une communauté de bactéries pour chaque étape qui travaillent ensemble pour rendre un produit final stable. Il y a donc des conditions optimales de fonctionnement d’un biodigesteur à respecter, c'est-à-dire des conditions qui favorisent la production de biogaz par les bactéries et qui ne sont pas préjudiciables à leur survie. 1.3. Conditions nécessaires

Le taux et la qualité du biogaz produit par les bactéries sont déterminés par les conditions de fonctionnement du digesteur qui ont des effets sur le métabolisme de ces

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organismes, comme le pH, la température, le type de substrat, la charge et le temps de rétention du substrat, etc. Température

Le processus de méthanisation est fréquemment opéré en trois plages de température de digestion : en conditions psychrophiles (températures inférieures à 20oC), mésophiles (entre 20 et 45oC) ou thermophiles (entre 45 et 60oC) (Cantrell et al, 2008).

La température de fonctionnement du digesteur varie selon la technologie et le substrat utilisé et sélectionne donc les consortiums différents de bactéries présents dans le milieu. Par exemple, les digesteurs qui utilisent des cultures énergétiques comme substrat fonctionnent à une température supérieure à 41oC.

pH Le pH a une influence sur l’activité et la survie des populations bactériennes. La valeur optimale du pH dans le digesteur varie entre 6.4 et 7.2.

Le pH du digesteur est réduit avec la formation des acides gras volatiles par les bactéries fermentatives (acidogènes et acétogènes). Par contre, les bactéries méthanogènes sont sensibles aux pH inférieurs à 6.3. Il faut donc équilibrer l’activité des bactéries fermentatives (avec une charge contrôlée de substrat) et des bactéries méthanogènes.

Certains auteurs (Amon et al., 2007) considèrent que le pH est fondamental seulement pour la méthanisation des déchets organiques. Lors de la méthanisation des matières agricoles, le taux de productivité (la productivité constante) du biogaz est dépendent du pH du digesteur. Par contre, la quantité et la qualité du biogaz produit varient selon la culture agricole et a gestion de la récolte.

La charge organique

La charge organique est la quantité de matière organique introduite dans le digesteur, souvent exprimée en kilogrammes des solides volatiles (SV) ou de matière sèche (MS) par jour ou par volume du digesteur.

La quantité de biogaz produite dépend de la quantité de matière organique fermentescible dans le digesteur, c’est-à-dire, de la partie organique de la matière sèche susceptible à digestion ou « volatiles solides ».

Une grande charge organique peut diminuer la taille du digesteur et ses coûts, mais les digesteurs ont des capacités de remplissage prédéfinis. Un certain temps est nécessaire pour que les bactéries transforment la matière organique en biogaz.

Temps de rétention

Le temps de rétention hydraulique (HRT) ou temps de séjour dans le digesteur est le temps nécessaire à la dégradation complète de la matière organique présent dans le substrat. Ce temps de rétention varie selon la composition du substrat (MS, SV, carbone, azote), la taille des particules du substrat, la température de fonctionnement du digesteur, l’utilisation ou non des prétraitements de digestion.

Une pré-aération ou pré-compostage des substrats solides peut augmenter la dégradation mais il risque de diminuer la production finale de biogaz.

L’augmentation de la superficie de contact du substrat avec les microorganismes (par une diminution de la taille des particules du substrat) a des effets positifs sur la

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biodégradabilité des fibres, par contre, il en résulte une accélération de l’hydrolyse et production des acides qui peut inhiber la méthanogénèse (Kusch, 2008). Composition du substrat/ nutriments dans le digesteur Pour un processus anaérobie optimal il est nécessaire d’avoir certains nutriments en plus du carbone organique. Des concentrations spécifiques des nutriments comme l’azote et le phosphore sont indispensables. En plus faible quantité mais aussi important pour stimuler la croissance, on retrouve quelques traces de minéraux (Fe, Ni, Mg, Ca, Na, Ba, Tu, Mo, Se et Co), de sulfure et des vitamines. Si les limites de concentration des substances sont surpassées, il peut y avoir des conséquences inhibitrices sur la fermentation (Mata Alvares, 2003).

La prise en compte de la relation entre la teneur de carbone et azote (C/N) de la matière organique du substrat est importante parce qu’un rapport C/N élevé entraîne à une faible production de biogaz et s’il est faible, il peut avoir une accumulation d’ammoniac et par conséquence, une élévation du pH. Un rapport C/N optimal est compris entre 20 et 30 (Sylvestre, 2003).

Pour Amon et al, 2007, la digestibilité des substrats organiques est essentiellement dépendante des éléments structurels notamment la lignine, plutôt que de sa proportion en C, H et N. Ces éléments déterminent la productivité en méthane qui peut être atteint à travers la digestion anaérobie d’un substrat, au-delà de sa biodégradabilité.

1.4. Le biogaz et ses caractéristiques

La composition du biogaz produit par la méthanisation dépend du substrat utilisé, du processus de digestion, de la charge en matière organique et du débit d’alimentation du méthaniseur.

Le biogaz est essentiellement un mélange de méthane et de gaz carbonique, habituellement avec des proportions respectives de 65% et 35% (Mata Alvarez, 2003) ; le méthane représente donc une importante source d’énergie. Le gaz naturel d’utilisation courante pour la production d’énergie est un gaz composé à plus de 97% de méthane. Le biogaz est donc un gaz naturel renouvelable à valeur calorifique moindre. Au-delà du méthane, le biogaz est aussi composé de vapeur d’eau H2O, d’azote (N2), d’Hydrogène (H2), d’oxygène (O2) et d’hydrogène sulfuré en plus faibles proportions (0 à 7%) (ADEME et al, 2006). 1.5. Les substrats fermentescibles et ses caractéristiques

Un substrat méthanisable ou fermentescible est une matière qui peut être utilisée dans un digesteur pour produire du biogaz.

Les substrats méthanisables sont caractérisés par rapport à leur composition en matière sèche (MS) et leurs teneurs en matières volatiles pour un échantillon solide (la partie organique de la matière sèche susceptible à digestion) ou la demande chimique en oxygène (DCO) pour un liquide. Avec ces mesures il est possible d’estimer le potentiel « méthane » d’un substrat puisque la quantité de biogaz produite est fortement dépendante du type et de la concentration de la matière organique (Weiland, 2006).

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Les sources différentes de production conduisent à des compositions de gaz spécifiques et différentes. La qualité du substrat a un rôle important dans la conception d’un projet de méthanisation car il a une influence directe dans le taux de biogaz attendu. Le suivi de la composition chimique du substrat est important pour connaître la qualité du digestat produit à la fin du processus ; pour optimiser la digestibilité des matières et aussi pour que le potentiel de digestibilité des micro-organismes anaérobies ne soit pas préjudicié (Zanella, 2008). Pouvoir méthanogène :

Le « pouvoir méthanogène » est un indicateur du potentiel de production de méthane d’un matériel organique.

Afin de mesurer le potentiel méthanogène, nous devons connaître le volume de méthane biogaz produit pour un substrat donné lors de sa dégradation anaérobie en présence de bactéries. Ce pouvoir peut être mesuré expérimentalement par des méthaniseurs à petites échelles (petits digesteurs qui simulent les installations de méthanisation) ou aussi à travers de réactions qui donnent le potentiel total théorique de méthane d’un substrat. Le potentiel total théorique de méthane d’un substrat est obtenu lors des tests ponctuels réalisés à l’échelle du laboratoire, soit dans des fioles à partir de la digestion du substrat avec des inoculas, soit dans des digesteurs en fonctionnement (Kusch et al, 2008). Le volume et pourcentage de méthane du biogaz produit sont mesurés et le taux maximum de production est calculé à partir de la quantité de solides volatiles consommés.

Le rendement maximum de méthane est l’équivalent à la production de méthane si tous composants organiques étaient transformés en gaz (méthane), ayant comme limite seulement le degré de réduction des substrats. Donc la production de biogaz dans un digesteur (à la ferme) sera toujours plus faible que le potentiel maximum mesuré expérimentalement puisque une partie des substances organiques est utilisé pour la synthèse de biomasse microbienne et la substance organique rémanente du substrat sera dégradée jusqu’à un certain limite (Alvarez et al., 2009). Une autre caractéristique du substrat souvent utilisée dans les expérimentations est la biodégradabilité, estimée à partir du potentiel de méthane. La biodégradabilité de la matière organique contenue dans un substrat est bonne quand le potentiel méthane est très élevé, par contre si le substrat a un faible potentiel méthane, il est difficilement biodégradable. Le taux de biodégradabilité est plus précisément mesuré par la quantité en pourcentage des volatiles solides du substrat qui sont réduites pendant la méthanisation. 1.6. Technologies de traitement / digesteurs

Pour choisir le processus et le type d’installation de méthanisation les plus appropriés, il est important de connaître la teneur en matière organique des substrats à utiliser et leur volume. Le choix des matières fermentescibles doit être fait avant de la conception de l’installation ou alors, ces matières doivent être validées par l’installation choisie.

Le traitement des matières organiques utilisées peut être fait en phase sèche ou en phase liquide. Les installations de digestion en phase sèche permettent le traitement de mélanges des substrats avec plus de 30% de solides totaux (TS) dans sa composition (Viard et al.,

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2007). Par contre, la fermentation anaérobie en phase liquide utilise des substrats avec moins de 18% de matière sèche.

La technologie de méthanisation en voie sèche, la première à être utilisée sur les exploitations agricoles dans les années 80, est actuellement surtout appliquée au traitement des résidus solides (déchets ménagers fermentescibles). La nouvelle application de cette technique dans le milieu agricole est récente et demande plus de recherche (Kusch et al., 2008).

La méthanisation en voie liquide s’est fortement développée dans les exploitations agricoles après les années 80, surtout en Danemark et Allemagne – dont 90% des installations agricoles utilisent la méthode infiniment mélangée en voie liquide (Viard et al, 2007). La majorité des installations de méthanisation agricole en fonctionnement sur le territoire français utilisent cette méthode.

Les installations de méthanisation sont classées encore comme « système continu » ou

« système discontinu ». Le système en continu demande un chargement quotidien de matière fraiche pour obtenir

une bonne efficacité, mais pour des questions pratiques, celui-ci est fait de façon intermittente (une ou plusieurs fois par jour) (Gunaseelan, 1997). L’addition en continu des substrats au digesteur nécessite la sortie d’un volume identique de matière dégradée et conduit à la production de gaz en continu. Les installations et leur fonctionnement sont coûteuses et grandes consommatrices d’électricité à cause de l’utilisation de pompes puissantes et de brasseurs (Viard et al, 2007).

Le digesteur infiniment mélangé (en continu) en voie liquide a comme grande contrainte la nécessité d’addition des grands volumes de l’eau, ce qui augmente la taille des digesteurs et les coûts de pos-traitement. Comme voie alternative a été crée le système semi-sec qui utilise des substrats avec une teneur de 16-22% de matière sèche (Gunaseelan, 1997).

Dans le système discontinu (ou batch) l’addition des matières fermentescibles est occasionnel. Cette technique discontinue permet la digestion des substrats avec un taux de matière sèche élevé. Une fois le digesteur rempli, il est fermé hermétiquement pendant toute la durée de fermentation des substrats. Le digesteur est en suite vidé. Il est possible d’avoir une flexibilité d’approvisionnements, et l’entretien du méthaniseur. La technique est moins coûteuse, par contre le processus est plus long et la production de biogaz n’est pas constante (Viard et al, 2007).

Le processus de fermentation peut avoir plus d’une phase ou plus d’un digesteur. Dans les systèmes avec une étape, toutes les réactions de fermentation anaérobie se déroulent en même temps dans le même digesteur. Dans les systèmes en deux phases, l’étape de méthanogénèse est séparée des autres, ce qui permet un processus plus rapide, stable et que produit une plus grande production de biogaz. Les conditions de la première phase accélèrent la liquéfaction

Digesteur en continu - GAEC Beets, St. Germain des Près.

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alors que dans la deuxième phase il y a une conversion de matières solubles en biogaz (O’Keefe in KUSCH et al, 2008). 1.7. Intérêts du processus

La méthanisation à la ferme comme un moyen de traitement biologique et de valorisation des résidus de l’agriculture génère comme co-produits du biogaz et un digestat.

Le digestat produit à la fin du processus peut être utile comme source de matière organique et remplacer partiellement la fertilisation minérale dans les fermes. Il est soit épandu brut dans les champs de culture, soit composté. Une réduction de coûts importante du processus de méthanisation est liée à la réduction de la consommation des engrais minéraux lors de l’utilisation du digestat.

Pour les exploitations d’élevage, la méthanisation permet le traitement des effluents d’élevage et la revalorisation de l’image des fermes. Il y a une diminution des pathogènes, de la germination des mauvaises herbes et une atténuation des odeurs des déjections animales. Il est observé encore, une diminution du potentiel polluant des déjections, car dans le processus de fermentation anaérobie l’azote organique des déjections est converti en azote ammoniacal, une forme minérale plus facilement accessible pour la nutrition des plantes et après nitrification.

Le biogaz résultant du processus de fermentation anaérobie est une source d’énergie renouvelable pouvant être exploitée par la ferme ou revendue par ailleurs. Les formes de valorisation de l’énergie du biogaz seront décrites ultérieurement.

Il est estimé une réduction des émissions des gaz à effet de serre (GES) avec le traitement correct des résidus agricoles par le processus de méthanisation. Le pouvoir de réchauffement climatique du gaz méthane présent dans l’atmosphère est 23 fois supérieur à celui du CO2 (IPCC 2001). Le méthane représente donc 16% des émissions des GES mondiales, ce qui amène l’agriculture à être responsable pour 50%.

Enfin, l’utilisation des co-produits agricoles, comme les pailles ou les résidus animaux peuvent permettre une augmentation des revenus agricoles tout en permettant une production d’énergie renouvelable – la dernière étant un avantage pour toute la société dans son ensemble.

Valorisation du biogaz

Le biogaz issu de l’agriculture peut être valorisé en tant que source d’énergie pour la production de la chaleur/l’énergie thermique, d’électricité, de carburant ou du gaz de ville distribué au moyen d’un réseau. Le gaz produit est converti en énergie thermique sous forme d’eau chaude, vapeur ou de l’air chaude. L’énergie thermique peut donc être utilisée directement sur l’exploitation - pour le séchage de céréales ou du bois, pour le chauffage des bâtiments et le maintien du digesteur à bonne température – ou elle peut aussi être exportée vers des consommateurs externes - industries, réseaux de chaleur, etc.

Moteur biogaz, GAEC Beets.

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La production d’électricité est effectuée avec une turbine/moteur alimentée avec du biogaz. L’électricité peut être consommée sur l’exploitation ou distribuée ailleurs au travers d’un réseau électrique. Un moyen de valorisation du gaz naturel produit par la méthanisation très répandue et qui est encouragé par le gouvernement français est la « cogénération ». La cogénération est la production simultanée de l’énergie thermique et l’électricité. La chaleur est prélevée au niveau de système de refroidissement du moteur utilisé pour produire de

l’électricité (Trame, 2006). Le biogaz produit peut aussi être utilisé comme un biocarburant de 2ème génération.

Selon la directive 2003/30/CE du 8 mai 2003, les biocarburants sont des carburants liquides ou gazeux obtenus avec les matières organiques végétales ou animales (biomasse), à partir des composants lignocellulosiques (parties non-alimentaires de la plante comme les feuilles, pailles, déchets, plantes entières, etc.) ou des résidus agricoles hors restitution au sol (pailles de céréales, cannes de tournesol, sarment de vignes, etc.) (www.ademe.fr). Cependant, l’utilisation du biogaz comme un carburant automobile est moins répandue et il est difficilement envisageable dans les exploitations agricoles. Ceci à cause d’une l’investissement très élevé, nécessaire car le gaz produit doit être comprimé et doit avoir une excellente pureté, c’est-à-dire contenir un minimum de 96 % de méthane (ADEME et al., 2006). En Suède il a déjà un exemple de transport urbain qui utilise avec le biogaz comme carburant. 1.8. Contraintes

En dépit des avantages présentés, le processus de méthanisation ne réduit pas l’utilisation de certains engrais minéraux, comme par exemple l’azote qui est présent dans les déjections animales, et que l’on retrouve dans le digestat, ce qui peut induire des impacts négatifs sur l’environnement pour des élevages intensifs :

« Dans les zones d’élevage les plus intensives, la priorité concerne l’élimination de l’azote organique pour limiter la pollution des cours d’eau. Or, la digestion anaérobie pour produire du méthane n’affecte pas les stocks de matières azotées responsables de l’eutrophisation des milieux aquatiques. (Cemagref, 2008) » .

Même s’il y a des multiples formes de valorisation du biogaz, certains facteurs limitent les installations. La majorité des installations de méthanisation n’arrivent pas à valoriser le gaz sous forme d’énergie finale ; il a été estimé en 2005 qu’en Europe seulement la moitié du biogaz produit était valorisé (Le Baromètre du Biogaz, juin 2005). Une des entraves à l’utilisation du biogaz brut est que la distribution du gaz demande la présence d’un réseau, difficilement présent ou presque inexistant en milieu rural.

Autres facteurs qui limitent les initiatives de méthanisation à la ferme concernent les coûts d’investissement (installation et mise en ouvre du méthaniseur), les grandes dimensions des méthaniseurs et la disponibilité des substrats putrescibles avec un bon rendement en méthane. Les co-produits agricoles utilisés pour augmenter l’efficacité de production du

Usine génératrice d'énergie, GAEC Beets.

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biogaz peuvent avoir encore des intérêts concurrentiels avec d’autres filières comme le compostage, l’alimentation animale, la mise en décharge, l’incinération, etc.

1.9. Faisabilité des installations de méthanisation La faisabilité de la mise en place d’un digesteur est dépendante des coûts d’investissement, des coûts d’opération et d’une production optimale de méthane (Amon et al., 2007).

Une fois le biogaz valorisé, le rendement du groupe électrogène est compris entre 25 à 30% : 1m3 de biogaz produit environ 2 kWh d’électricité (0,6 litres de fioul) et il est possible de récupérer par cogénération 3 kWh de chaleur dégagée par le moteur du groupe (Bonhomme, 2007).

La méthanisation de 1000 tonnes de fumier bovin à 30% de matière sèche permet la production de 45 milliards de kWh par an. Il est estimé que la faisabilité de l’installation de méthanisation est aussi dépendante de la taille du cheptel : à partir de 100 UGB il est possible d’avoir une production électrique annuelle supérieure à 30 kWh et de rentabiliser les coûts de production. Par contre, les rendements d’une exploitation avec 30 et 100 UGB n’est pas assuré car la production annuelle serait inférieure à 30 kWh (Bonhomme, 2007). Les prétraitements physico-chimiques, l’optimisation de la gestion en amont des effluents et l’ajout de co-substrats sont des approches qui permettent d’augmenter le potentiel des unités de digestion à la ferme (Béline, 2008).

Les investissements nécessaires pour la mise en œuvre des installations de méthanisation en France sont donc compris entre 100 et 400 milliards d’euros. Le retour sur ces investissements est estimé en 6 ans avec une part de 50% de subvention (Bonhomme, 2007).

Projets en cours en France

En 2007 il y avait seulement 4 installations de « méthanisation à la ferme » en France, contre 3500 en Allemagne, 350 en Autriche, 80 en Suisse et 60 en Danemark (Bastide, 2008). Ce nombre limité des installations est expliqué par l’absence de soutient gouvernemental et aussi pour l’abondance d’autres sources d’énergie moins coûteuses jusqu'à aujourd’hui. Depuis 2007, en raison de l’arrête d’achat d’électricité de 2006 et des primes associées aux installations, plus de 100 projets français ont émergé. En 2008 il a été compté environ 200 projets de méthanisation agricole (Bastide, 2008). Par contre, très peu ont déjà réussi, ce qui est expliqué en partie la lent mise en place de la réglementation.

Installation de méthanisation agricole en France (www.agrikomp.fr)

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Figure 1: Projets de méthanisation agricole en France

Source: Bastide, 2008.

En 2009, il y a seulement 12 installations de méthanisation agricole en fonctionnement en France d’après les informations des professionnels de la Trame. Elles se sont localisées en Bretagne, Vendée, Nord Pas-de-Calais, Oise et Pyrénées, Mignéville, Clavy-Warby, Etrepigny et Vivier-au-Court (Frantz, TRAME - communication personnelle). Toutefois, il est prévu environ 50 nouvelles installations pour l’année 2009. En Bourgogne il n’y a que des projets de méthanisateurs en cours d’instruction ou de mise en place. Les croissantes productions primaires des énergies électrique et thermique à partir du biogaz provenant des boues agricoles en France en 2008, sont décomptées par le Ministère de l’Économie, de l’Industrie et de l’Emploi ; en respectivement 5 GWh et 3 kTep.

Les substrats actuellement utilisées par les unités de méthanisation à la ferme en France sont des déjections animales, des déchets de l’industrie agroalimentaire et en plus faible proportion, des cultures énergétiques (Bastide, 2008).

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2. Inventaire des matières agricoles méthanisables

Comme défini précédemment, un substrat méthanisable (ou matière entrante) est une matière organique utilisée pour produire du biogaz grâce au processus de méthanisation.

Les matières premières pour la méthanisation indiquées par les « organismes conseils » en France (TRAME, Solagro, Chambres d’Agriculture, etc.) sont : - les déjections animales (lisiers, fumiers) ; - les résidus de cultures (pailles, tourteaux, pulpes, fanes, etc.) ; - les cultures (maïs ensilage, herbe ensilage, betterave, etc.) ; - les co-substrats (provenant d’industries agroalimentaires, de collectivités, de restaurateurs privés ou collectifs, etc.).

En France, les substrats actuellement utilisés dans les installations agricoles sont les déjections animales (lisier et fumier), les déchets de l’industrie agroalimentaire et en plus faible proportion, les déchets des cultures énergétiques (Bastide, 2008).

Les caractéristiques physiques/chimiques des substrats et leurs potentiels de production de méthane (pouvoir méthanogène) sont essentiels pour la viabilité d’un projet de méthanisation. Une matière organique qui produit une quantité importante de biogaz sera plus utilisée dans les exploitations.

Théoriquement, les résidus végétaux possèdent une grande capacité de production de méthane (Figure 2) et peuvent donc augmenter la production de biogaz d’un digesteur. Afin de rentabiliser l’installation de méthanisation, les exploitations qui traitent les résidus animaux réalisent la co-digestion. Ceci veut dire que le substrat utilisé est un mélange d’effluents d’élevage avec des résidus de cultures alimentaires, de cultures énergétiques ou encore, avec des déchets agro-alimentaires.

Figure 2: Production de méthane à partir de différents substrats

Source: Weiland, 2006.

Incorporation de substrat dans un digesteur ; GAEC Beets.

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Pour vérifier les hypothèses d’augmentation de la production de méthane avec les matières végétales, nous avons fait une recherche bibliographique sur le pouvoir méthanogène de différentes matières organiques. Nous avons donc utilisé des expérimentations scientifiques actuelles. Le critère de choix des substrats a été : la disponibilité d'articles scientifiques, la possibilité d'adoption des matières utilisées en France et le temps de l'étude.

Nous allons énumérer quelques caractéristiques des substrats et après, sera présenté un tableau d’analyse comparative du rendement en méthane d’après les expérimentations scientifiques. Nous discuterons ensuite les limites de l’utilisation de ces matières dans le contexte agricole français. 2.1. Les sources issus d’élevage

Les effluents d’élevage sont le résultat du mélange des fèces et des urines auquel s’ajoutent les eaux de lavage, les déchets d’alimentation et éventuellement la litière. Ces effluents sont composés d’eau, de minéraux et de matière organique (Béline, 2008).

Le taux de production de CH4 des digesteurs qui utilisent des résidus animaux varie selon : l’alimentation et le stade physiologique des animaux ; la température et le pH du substrat, mais aussi les conditions d’obtention et de stockage en particulier des lisiers : le taux de dilution, la durée et la température de stockage, le lavage des pré-fosses, etc. (Beline, 2008).

Les sources issues d’élevage, sont divisées en trois catégories : les fumiers, les lisiers et les fientes. Il est produit annuellement en France, 300 millions de tonnes de déjections d’élevage (Ragonnaud, 2005). 2.2.1. Fumier

Le fumier correspond à un « mélange de déjections animales et de quantités variables de litières (paille, substrats carbonés) et de liquides qui, selon divers procédés d’entreposage, fermentent sous l’effet des microorganismes et s’utilisent généralement comme engrais » (Grand Dictionnaire Terminologique Québec – www.olf.gouv.qc.ca.). Il présente des caractéristiques différentes selon les animaux qui l’ont produit (figure 3).

Figure 3 : Composition et quantité de fumier produit par animal

Type d’animal

MO [kg/t]

P2O5

[kg/t] K 2O [kg/t]

Ntotal [kg/t]

MS [kg/t fumier]

Quantité annuelle

Bovins (stabulation entravée)

150 3.1 7 5 190 8 – 10 t

Bovins (stabulation libre)

175 2.4 12 5 220 11 – 18 t

Chevaux 175 2.4 12 5 220 15 t Moutons et chèvres 180 2.5 12 5.5 220 15 t

Porcs 200 6.3 7 9 250 0.7 – 1.2 t Volailles 300 - 440 18 - 25 14 20 - 40 400 - 750 2 t

Source: Mémento agricole SRVA, in lbewww.epfl.ch.

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Fumier de cheval

Le fumier utilisé (annexe 1) est composé de déjection de cheval d’écurie avec litière, il présente donc une grande proportion de paille.

Le cheptel équidé pour la production de viande était estimé en 1 million de têtes en 2005 l’équivalent à

12% des chevaux à vocation bouchère de l’Union Européenne à 25 (Capdeville, 2005). Le cheptel des chevaux de selle, sport et loisir a été décompté en 350,6 milliers de têtes en 2004 (Statistique annuelle 2004 de l’Agreste). Les différentes organisations de la filière équine en France ont lancé un programme d’action portant sur la valorisation du fumier de cheval. Une des thématiques du projet est la valorisation du fumier à travers la technique de méthanisation (www.fival.info). Fumier porcin

Les déjections porcines considérées comme fumier par l’expérimentation étudiée correspondent aux matières fécales collectées lors de l’excrétion. Fumier ovin (mouton) Le cheptel ovin français a été évalué à 7,7 millions de têtes, dont 5,9 millions de brebis et agnelles saillies, et environ 1,8 millions d’autres ovins (Statistique annuelle 2009 de l’Agreste). Fumier bovin

Il est estimé que le fumier bovin - dont la composition est de 65% d’hydrates de carbone, 15% de protéines, 10% de lipides et 10% de lignine – peut avoir un rendement maximum en méthane (théorique) d’environ 500 litres CH4/kg SV (Alvarez, 2009).

La production annuelle française «d’engrais organiques issus de l’élevage bovin » a été de 85 millions de tonnes en 2001, selon une enquête de l’Institut d’Élevage. Deux types de fumiers étaient distingués: les « fumiers pailleux » avec une production de 78 millions de tonnes et les « fumiers de raclage » équivalent à 17 millions de tonnes. Le premier, un fumier très compact, est souvent très pailleux car la proportion de paille par rapport aux matières fécales est très importante ; il est provient des aires de couchage paillées, du raclage de stabulations libres en « pente paillée » ou aussi des étables utilisant au moins 2 à 2,5 kg de paille par bovin adulte chaque jour. Le deuxième type de fumier présente une consistance variable et il provient du raclage des stabulations libres à logettes ou du système de couchage sur aire paillée accumulée.

Le cheptel bovin en France est estimé actuellement à 19 366 milliers de têtes, soit 7 981 des vaches (3 794 des vaches laitières et 4 187 des vaches nourrices) ; 5 069 animaux avec moins de 1 an ; 3743 mâles et femelles de 1 à 2 ans et 2 573 milliers d’animaux de plus de 2 ans (Statistique annuelle 2009 de l’Agreste).

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La co-digestion du fumier bovin avec des matières végétales a été évalué en trois des expérimentations étudies (avec l’objectif d’augmentation de la production de méthane). Les substrats utilisés étaient le tourteau de navette, la laitue d’eau et les déchets des fruits et légumes.

2.2.2 Lisier

Le lisier est caractérisé comme un « mélange organique formé de boues d’urine et d’eau de lavage, que l’on recueille dans les fosses des étables où les animaux sont entretenus sans litière. Bien que pauvre en matière organique, il se prête bien à la fermentation en continu » (Grand Dictionnaire Terminologique du Québec - www.olf.gouv.qc.ca). Lisier porcin Les déjections porcines sont souvent diluées avec de l’eau de lavage pour être utilisées dans le processus de méthanisation. La production journalière de lisier est quantifiée à 72 litres par animal, avec une demande chimique en oxygène (DCO) de 33 g/L. La production théorique en méthane est exprimée par rapport à la DCO, dont 1 kg en DCO converti est l’équivalent de 0,35 m3 de méthane (CH4). Ainsi, en considérant une efficacité de conversion du lisier en biogaz de l’ordre de 65% (car 75% de la matière est biodégradable, l’efficacité du digesteur est de 85% et 5% de la matière organique est destinée à la croissance bactérienne), un porc peut produire 0,775m3 de biogaz par jour (Souza et al, 2004). En novembre 2008, le cheptel porcin français était recensé à 14,8 millions d’animaux dont 1,2 de têtes de truies et 13,6 millions d’autres porcs (Statistique annuelle 2009 de l’Agreste). Lisier bovin

La dénomination « lisier bovin » des expérimentations étudiées (annexe 1) correspond à une dilution avec de l’eau des déjections bovines (fumier). 2.3. Sources issus de la culture : matières végétales

Pour qu’un produit végétal soit utile pour la méthanisation, il doit présenter une faible proportion de lignine car ce composant n’est pas digéré pendant le processus de fermentation. Le rapport C/N optimal des résidus (cultures) doit être de 15 à 30 (Haraldsson, 2008). 2.3.1 Les coproduits des cultures et les résidus de récolte

Un coproduit de culture est « la partie d’un végétal cultivé qui ne représente pas l’objet principal de l’activité envisagée » (comme le grain pour les céréales et dire que le grain est l’objet principal, par exemple), mais qui peuvent avoir une utilisation (www.inst-

www.infobibos

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elevage.asso.fr). Ce sont les déchets de céréales, les résidus de récolte, les écarts de triage des fruits et légumes (en cas de surproduction ou de retrait du cycle de commercialisation) et les tourteaux. Ces substrats sont notamment utilisés pour l’alimentation animale mais ils sont aussi utilisés pour la méthanisation à cause de leurs hautes teneurs en carbone facilement assimilables par le digesteur.

L'addition des résidus agricoles comme les tiges de maïs, la paille de riz, les tiges de coton, la paille de blé et la jacinthe d'eau avec du fumier de bétail partiellement digéré, peut augmenter la production de biogaz de 10 à 80% (Satyanarayan et al, 2008). Tourteau

Le tourteau est un résidu organique résultant de la production industrielle des huiles végétales. Il est constitué de la partie solide des graines de fruits oléagineux, desquelles l’huile a été extraite. À cette partie, il est souvent ajouté des solvants alimentaires pour extraire la quantité restante d’huile (PROLEA tournesol, 2007).

La production de tourteaux d’oléagineux de

l’Union Européenne est d’environ 21 millions de tonnes, dont le soja, colza et le tournesol représentent 94%. La France est le premier pays consommateur, par contre, sa production ne couvre que 26% des besoins (www.prolea.com).

Tourteau de tournesol

Ce tourteau correspond à 55% de la graine de tournesol. Il contient 2% de matières grasses, 7% de matières minérales, 10% de lignine, 25% de cellulose brute, de 28 à 40% de protéines brutes, 12% d’eau, et 15% de produit brut (Raposo et al., 2008 ; PROLEA tournesol, 2007). La teneur en matière sèche de ce produit est estimée à 90%.

Les caractéristiques du tourteau de tournesol sont strictement déterminées par le processus d’extraction de l’huile qui a été utilisée (extraction mécanique ou avec du solvant). Les différentes concentrations obtenues dépendent aussi de la variabilité d’origine, de la qualité des graines, et de la quantité des coques (Raposo et al., 2008).

Ce type de tourteau présente une grande valeur nutritionnelle car il contient une grande quantité de protéines. Il est utilisé actuellement pour l’alimentation animale (notamment pour les ruminants). Par contre, son utilisation est limitée car il est constitué en grande partie de matériel lignocellulosique et sa concentration en lysine est faible (acide aminé essentiel) (Raposo et al., 2008). D’autres utilisations du tourteau sont décrites dans la littérature, comme biocombustible en remplacement de granulés de bois, par exemple.

Le tourteau de tournesol est utilisé en France comme aliment complémentaire pour les bovins et correspond à 9% des tourteaux consommés par l’Union Européenne à 25 (PROLEA tournesol, 2007).

Tourteau de colza (Source: www.gnis-pedagogie.org)

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Tourteau de colza (Brassica napus)

Ce tourteau correspond à 56% de la graine de colza. Il est composé de 2% de matières grasses (huile), 7% de matières minérales, 12% de cellulose brute, 12% d’eau, 35% de protéines brutes et 32% de substances diverses comme sucres et lignine. Sa teneur en matière sèche est d’environ 90% (PROLEA colza, 2007).

Le tourteau de colza est aussi utilisé pour l’alimentation des animaux d’élevage (poulets de chair, porcs charcutiers, bovins lait et viande). La consommation de l’Union Européenne (UE 25) est de 6,3 millions de tonnes (PROLEA colza, 2007).

La France produit 1,2 millions de tonnes de tourteau de colza, qui sont entièrement destinées à l’alimentation animale. Les principales zones de production en France sont le Centre, la Bourgogne, la Champagne-Ardenne et la Lorraine (PROLEA colza, 2007).

Le tourteau de colza peut être fabriqué à partir de la navette (Brassica campestris), une espèce macroscopiquement comparable au colza et qui appartient au même genre. Au Canada, la navette a présenté une toxicité pour l’alimentation du bétail, due aux glucosinolates et à l'acide érucique qui se forment dans les grains (www.cbif.gc.ca).

Pailles

La paille est la partie résiduelle du battage des plantes cultivées pour la production de grains (céréales, oléagineux, protéagineux). Dans la littérature que nous avons étudiée, le rendement en méthane de la paille de certaines cultures (blé, colza et féverole) est obtenu grâce à des analyses du potentiel de méthane de laboratoire dans des fioles et non dans des petites digesteurs (Moller et al, 2004 ; Petersson et al, 2007) - c'est-à-dire que la capacité maximale de production de méthane de ces substrats a été estimée. L’approvisionnement de ces cultures en France ainsi que leur productivité potentielle en matière sèche sont décrits dans le tableau suivant :

Figure 4 : L’approvisionnement des cultures à paille en France métropolitaine et leur productivité potentielle en matière sèche.

Superficie semis1 (1 000 ha)

Rendement1

(100 kg/ha) Production1

(1 000 t) MS3 (t/ha)

Céréales à paille 9 678 73 70 481 - Blé 5 504 31 39 135 10

Seigle 26 48 123 - Avoine 100 47 473 -

Orge d’hiver 1 293 65,42 8 4632 8 Triticale 343 53 1 822 12

Oléagineux 2 078 31 6 424 - Colza (et navette) 1 425 33 4 731 3,8

*d’hiver 1 443 31,52 4 5532 - * de printemps 4 31 14 -

Protéagineux 164 47 767 - Féveroles (et fèves) 61 52 314 -

Source : (1) AGRESTE – Statistique annuelle 2008 provisoire (Semi et récolte 2008) ; (2) AGRESTE – Situation juin 2009 (Récolte 2009) ; (3) Études Agrice 1998.

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La productivité de paille de seigle d’hiver, colza et féverole utilisé dans la littérature consultée étaient de respectivement 2,6 t/ha ; 4,6 t/ha et 3,2 t/ha (en prenant compte des cosses vides de colza et de féverole). Paille des céréales

La production française annuelle de paille de céréales était estimée en 2007 à 25 millions de tonnes - soit 40% de paille blé, 12% de l’orge et 5% d’avoine, triticale et seigle. Environ 30% des pailles de toutes les céréales confondues restent sur les parcelles et sont postérieurement enfouies, tandis que 14 millions de tonnes de paille sont récoltées. Il est estimé qu’entre 4,5 et 5,5 millions de tonnes de pailles de céréales seraient disponibles pour la

production d’énergie en France (Chambre Agriculture Lorraine, 2007). « La production récoltable de paille de céréales n’est que la moitié environ de la production potentielle. La différence entre ces deux valeurs correspond à ce qui reste au sol : chaumes, feuilles détachés de la tige, débris de tige ou feuilles échappant à l’outil de récolte » (ADEME et al., 1998 - céréales). La production en paille (t/ha) est également dépendante de la hauteur de coupe à la récolte et de la variété cultivée.

Paille de colza

La paille de colza n’est pas largement utilisée à des fins énergétiques (ADEME et al., 1998 - colza) mais sa production en France peut être estimée d’environ 1,2t/t de grains. Le rendement en paille de cette culture présenterait d’importantes pertes – d’au mieux 50%, soit 2t/ha – à cause du mode récolte et du besoin de fauchage et de fanage (ADEME et al., 1998 - colza). Paille de féverole

Les références sur l’utilisation de la paille de féverole pour la production énergétique ne sont pas abondantes. L’utilisation actuelle de ces grains varie selon le continents, elle peut être incorporée à l’alimentation humaine ou animale (chevaux, ruminants, porcs, volailles et pigeons), la dernière utilisation étant le principal débouche de la féverole en Europe. La France produit 397 kT des 5200 kT de fèves et féveroles produits mondialement (PROLEA féverole, 2007). 2.3.2 Les cultures énergétiques

Les plantes énergétiques sont les cultures produites spécialement pour l’obtention du biogaz (et énergie) à partir de la méthanisation.

En Allemagne, l’utilisation des cultures énergétiques est subventionnée par le gouvernement (les exploitations bénéficient une prime en plus du tarif de rachat de

www.futura-sciences.com

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l’électricité). Des sélections sont faites pour augmenter l’efficacité énergétique de ces plantes. Cette optique n’est pas envisagée par aucun organisme français car la méthanisation est prévue pour le traitement optimal des résidus agricoles et déchets organiques de proximité (Zanela, Chambre d’Agriculture de Bourgogne; Wawrzyniak, Trame, communication personnelle). Ainsi, le tarif français de rachat de l’électricité favorise la méthanisation des déchets organiques et une forte valorisation de la chaleur congénère (Gillmann, 2007 in www.web-agri.fr). Néanmoins, depuis la récolte 2004, il existe une aide de la PAC aux cultures énergétiques qui peut atteindre 45 €/ha. La subvention, qui était prévue pour être supprimé en 2010, concerne les producteurs qui consacrent des surfaces hors jachères pour la production de cultures destinés à génération de chaleur ou électricité (biocarburants, combustible, électricité.

Presque toutes les cultures agricoles peuvent être utilisées pour l’obtention de biogaz si les plantes ne sont pas lignifiées et si elles possèdent un grand rendement en matière sèche par hectare. Le rendement en méthane des cultures dépend du type de la culture, de sa maturité, des techniques de récolte et de conservation, et d’autres paramètres environnementaux (climat, précipitations) (Weiland, 2006). L’ensilage est le moyen de stockage optimal pour la production de biogaz à partir des substrats végétaux, notamment des cultures énergétiques (Amon et al., 2007).

Un rendement maximal du processus de méthanisation est attendu spécialement avec l’utilisation de cultures énergétiques comme substrat, car d’importantes dépenses sont faites pour sa production (contrairement aux déjections animales). La production de biogaz doit donc être suffisante pour couvrir les coûts engendrés par ces cultures (Amon et al., 2007).

Quelques cultures citées dans la littérature comme substrats potentiels pour la fermentation anaérobie sont l’ensilage : de maïs, des céréales entières, de sorgho, de betterave fourragère et sucrière, de tournesol, des cultures intermédiaires, de trèfle, de luzerne ou des pâtures permanentes; et les grains de seigle d’hiver et de triticale (Weiland, 2006). Les cultures considérées comme énergétiques par la littérature consultée sont la betterave, le maïs, l’herbe, le seigle et le sorgho. L’approvisionnement en France ainsi que la productivité potentielle en matière sèche de ces cultures sont présentés ci-dessous (figure 5) :

Figure 5 : L’approvisionnement des cultures énergétiques en France métropolitaine et leur productivité en matière sèche.

Culture Superficie semis1 (1 000 ha)

Rendement1 (100 kg/ha)

Production1 (1 000 t)

MS2 (t/ha)

Betterave 349 865 30 160 - Maïs (grains et

semences) 1760 91,1 16 027 -

Maïs fourrage 1403 124,6 17 479 12- 25 Sorgho (grain) 37 62,3 232 12 - 25

Jachère agronomique 731 - - 8 - 10 Source : (1) AGRESTE – Statistique annuelle 2008 provisoire (Semi et récolte 2008) ; (2) Leplus, 2007.

Maïs

Le maïs est largement utilisé pour la méthanisation, soit en codigestion (avec des effluents animaux) ou comme monoproduit (digestion des cultures seules).

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La plante de maïs présente une grande productivité en biogaz, spécialement leur partie centrale : la tige et les feuilles. L’ensilage de la plante entière est fréquemment utilisé comme substrat pour le digesteur, principalement les plantes bien feuillues (plus riches en cellulose). Il est estimé que le maïs ensilage produit 25% de méthane en plus que le maïs vert (Amon et al, 2007).

Certains aspects sont importantes pour l’optimisation de la productivité en biogaz à partir du maïs, comme la localisation des parcelles, le climat, la variété du maïs, le stade phénologique et l’aménagement de la plante lors de la récolte (Amon et al, 2007). Des variétés spécifiques de maïs sont à l’étude dans les pays qui l’utilisent comme culture énergétique, car les caractéristiques de la plante envisagée pour la méthanisation ne sont pas les mêmes que pour l’alimentation.

La proportion de matière sèche du maïs varie entre 15 et 30 t MS/ha et le rendement de méthane attendu est de 300 à 380 m3/t MS (Weiland, 2006).

Betterave

La composition de la betterave (3 % de cendres, K, Na, Mg, Ca ; de 4 à 22 % de sucres - glucose, lévulose et saccharose ; 2 % de substances pectiques et de 2 à 3 % d’acides aminés) crée largement des conditions pour son traitement biologique (www.itbfr.org).

Des 30 millions de tonnes de betterave produit en France en 2008, il été estimé que 20 MT étaient destinées pour le sucre alimentaire, 3 MT pour l’alcool, 4,5 MT pour l’éthanol et 2 MT pour les usages non alimentaire et industrie chimique (www.labetterave.com). L’utilisation de cette culture comme substrat pour la méthanisation n’est pas mentionnée par la Confédération Générale des planteurs de betterave en France (CGB) mais elle est considérée ainsi par d’autres pays européens (Allemagne, Suisse, Suède).

Les coproduits de la culture de betterave sont aussi utiles. Après la fabrication du sucre, les « cossettes » de betterave pressées (pulpes) peuvent servir de substrat pour la production de biogaz, au-delà de l’alimentation animale. 2.4 Les co-substrats

Les déchets organiques végétaux (aussi comme les déchets des IAA, des collectivités et des commerces) sont considérés comme des « co-substrats » par les associations en France, tandis que les déjections animales sont des « substrats ». Les substrats utilisés en co-digestion avec les résidus animaux, afin de rentabiliser une installation peuvent provenir des (ADEME et al., 2006) :

- industries agro-alimentaires : déchets de légumes ou de fruits, huiles, graisses, etc. ; - collectivités : tontes, feuilles, biodéchets des ménages, boues de station d’épuration ; - restaurateurs privés ou collectifs, de grandes et moyennes surfaces de distribution.

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3. Analyse du rendement en méthane des matières fermentescibles 3.1 Comparaison du potentiel de méthane des substrats L’analyse du rendement en méthane des matières organiques étudiées ainsi que les conditions expérimentales dans lesquelles les rendements ont été obtenus, sont détaillés dans les tableaux en annexe (annexes 1, 2 et 3). Le potentiel de production de méthane de chaque substrat est exprimé en litres de méthane par kilogramme de matière sèche. Pour comparer la productivité des différents substrats (figure 6), nous avons considéré la valeur maximum observée dans les expérimentations. Le potentiel maximum de production de méthane d’un substrat n’est pas nécessairement lié à la productivité que le substrat présentera lors de son utilisation dans un digesteur. Par contre, cette valeur est utilisée lors d’élaboration (dimensionnement) des projets des biodigesteurs à la ferme car c’est une estimation potentielle de la quantité de biogaz attendue. La production de méthane (L CH4.kg-1 VS) est aussi un indicateur du taux de biodégradabilité des matières organiques lors de la digestion anaérobie. La technologie de digestion anaérobie n’a pas été la même dans toutes les expérimentations et même dans le cas d’utilisation des technologies comparables, les conditions expérimentales ont pu être différentes (temps séjour, température, charge organique, etc.). Par contre, ce sont des études récentes qui envisagent l’optimisation de la digestion de tels substrats ; leurs résultats sont donc une surestimation du potentiel maximum obtenu dans telles conditions. Donc, les comparaisons que nous avons faites sont approximatives et ne prennent pas en compte les mêmes technologies de digestion pour tous les substrats.

Figure 6: Production de méthane des substrats étudiés (L/kg matière sèche).

Les déchets agroalimentaires et les matières végétales – notamment les cultures énergétiques - ont présenté les plus hautes moyennes de potentiel de production de méthane par kg de matière sèche, tandis que les déjections animales ont obtenu des valeurs plus

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faibles. La plus grande productivité en méthane par matière sèche (MS) a été obtenue par des déchets agroalimentaires (soit une moyenne de 354 L CH4.kg-1 MS). Par contre, la production de méthane par matière fraîche (MF) des résidus de culture était supérieure aux autres substrats (soit 203 m3 CH4.tonne-1 MF). La production de méthane des déjections animales est inférieure de 56% (en litres par kg matière sèche) par rapport aux déchets agro-alimentaires, de 42% par rapport aux cultures énergétiques et de 31% par rapport aux déchets végétaux. Il est aussi observé qu’une quantité quatre fois supérieure de fumier frais est nécessaire pour obtenir la même productivité en méthane des déchets végétaux (figure 7). Ces donnés confirment notre hypothèse initiale que les substrats végétaux peuvent produire des quantités plus importantes de méthane (biogaz) dans une installation de méthanisation.

Figure 7: Production de méthane des substrats étudiés (m3/ton matière fraîche).

Résidus animaux Les déjections animales présentent une productivité moyenne en méthane de 175 litres par kilogramme de matière sèche et de 38 m3 par tonne de matière fraîche. Avec ces résidus on obtient les résultats les plus faibles de production de méthane comparées aux autres substrats, notamment en ce qui concerne la productivité par rapport au substrat frais. Ceci veut dire que pour produire la même quantité de biogaz (méthane) il est par exemple nécessaire d’utiliser 5 fois plus de déjections animales par rapport à des déchets végétaux, sur une base matière sèche. Normalement une quantité supérieure de matière première demande des installations et des investissements plus coûteux.

Au-delà du faible potentiel de production de méthane, le fumier pose des problèmes de manipulation dans les installations de type infiniment mélangé à cause de leur aspect solide. Il est donc, soit mélangé avec du lisier dans des pré-fosses puis envoyé par pompe dans le digesteur, soit introduit à l’aide d’une trémie (injection dans le digesteur et brassage énergétivore), ce qui entraine aussi des investissements élevés (ADEME et al., 2006).

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Malgré la faible productivité de biogaz par rapport à son volume, les déjections animales sont indispensables car elles apportent des bactéries fraîches ; sous l’état liquide de lisier, elles facilitent la manipulation du digesteur et permettent de diluer d’autres substrats (Béline, 2008).

L’utilisation des déjections animales est aussi intéressante puisqu’elles possèdent un effet positif dans la stabilité du processus de méthanisation, grâce à leur forte action tampon (stabilisation du pH) et à leur teneurs élevées en éléments traces (vestiges). Ces caractéristiques facilitent les réactions bactériennes et assurent une stabilité élevée du milieu lors de la digestion (Weiland, 2006 ; Beline, 2008). Ce sont aussi des résidus produits en quantités importantes et régulières et ils garantissent le fonctionnement (productivité) constant du biodigesteur (ADEME et al., 2006). Son traitement par la méthanisation est important car il réduit le potentiel de pollution de l’environnement.

Lorsqu’ils sont utilisés comme mono-substrats (digestion seulement des déjections), les résidus animaux produisent des taux de biogaz relativement faibles. La codigestion des déjections bovines avec des végétaux est plus avantageuse, soit 56% supérieure (tableau 1 et figure 4). La productivité moyenne de la codigestion est de 322 L CH4.kg-1MS. La productivité par matière sèche du mélange avec la laitue d’eau n’a pas pu être estimée. Les déchets de fruits et légumes présentent une productivité supérieure au tourteau de navette, lorsqu’ils sont en codigérés avec les déjections bovines (soit une productivité potentielle de 377 L CH4.kg-1MS). Par contre, la codigestion de tourteau de navette (Satyanarayan, 2008) augmente en jusqu`à 66% la production de biogaz comparé au témoin (fumier bovin seul). Il est aussi estimé que chaque kilogramme de paille de blé additionné à 100 kilogrammes de fumier bovin peut augmenter de 10% la productivité en méthane (Moller et al, 2004).

Les déjections porcines présentent le taux de production le plus élevé comparé à tous les autres résidus animaux, soit une moyenne de 290 L CH4.kg-1 MS, suivi par le fumier équin avec un potentiel de méthane de 186 L CH4.kg-1MS et le fumier bovin avec une moyenne de 140 L CH4.kg-1MS. La productivité le plus faible est observée avec le fumier d’ovin : 66 L CH4.kg-1 MS. Par contre, la productivité en méthane par rapport à la quantité de matière fraîche du fumier bovin est plus faible que celle du fumier d’ovin (figure 8).

Figure 8: Productivité en méthane des déjections animales.

Le fumier de porc présent un pouvoir méthanogène (théorique) de 30% supérieur à celui du fumier de truie sous digestion anaérobie en système discontinu. Dans

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l’expérimentation de Moller (2004), le fumier porcin présent un potentiel de production de méthane (L kg-1 VS) de 46 à 58% supérieur au fumier bovin. Cette production plus faible peut être expliquée car la plu part du carbone biodégradable de l’alimentation bovine est déjà digéré dans le rumen et l’intestin (Weiland, 2006). Il a aussi été fait un prétraitement des fumiers par séparation, à travers le drainage de l’eau du substrat, ce qui donne des fractions de fumier avec une concentration supérieure en volatiles solides. Cette technologie s’est montrée avantageuse pour optimiser la quantité de biogaz produite par volume de substrat. Les déjections porcines drainées ont présenté une productivité en méthane jusqu’à six fois supérieure comparé aux déjections sans dilution (Moller et al., 2004).

La digestion anaérobie des fumiers de vaches laitières (Amon et al., 2007) a obtenu des valeurs de production de méthane proportionnelles aux concentrations en protéines du fumier (les meilleurs rendements en méthane ont été observés avec les plus hauts taux de protéines). Par contre, la présence de lignine dans le fumier a réduit le rendement potentiel en méthane. Dans l’expérimentation, l’alimentation et la production de lait des vaches étaient variables. Donc, il a été observé que la réduction de la productivité en méthane ainsi que l’augmentation de la proportion en lignine étaient reliés à l’intensité d’alimentation (quantité d’aliment donné aux vaches) et à la production laitière des vaches.

La production de méthane de fumier équin (Kush et al, 2007) présent des valeurs jusqu’à 22% supérieures avec le hachage du substrat (c’est-à-dire après avoir subi une réduction de leurs dimensions). La difficulté la plus fréquemment observée lors de la méthanisation de fumier de cheval est la séparation des phases des déjections, avec la variabilité de la partie fibreuse par rapport à la phase liquide, partie qui n’est pas désirable dans un biodigesteur en continu avec du lisier avec utilisation de grandes quantités de fumier de cheval. Le fumier de cheval se révèle facilement digestible et il peut être utilisé comme un mono-substrat dans un système discontinu en voie sèche (batch). Le traitement de prédigestion utilisé était l’aération mais celui-ci n’a pas conduit à bons résultats car il a provoqué des rendements plus faibles en biogaz (140 contre un maximum de 208 L CH4/kg VS).

La méthanisation en continu d’un mélange des fumiers de mouton, lama et vache laitière (Alvarez, 2009) présente une limite de charge organique (entre 4 et 6 de kg VS/m3digesteur/jour), au dessous de laquelle la réaction bactérienne est inhibée. Cette inhibition s’exprimé par une valeur plus basse de biodégradation du substrat (réduction des volatiles solides), une faible production de méthane, ainsi qu’une faible proportion de méthane dans le biogaz produit. L’expérimentation a démontré la possibilité de la fermentation anaérobie des résidus animaux (malgré une faible productivité en méthane du fumier ovin) en grandes altitudes (4000 m), dans une région caractérisée par des conditions climatiques extrêmes (vents froids, grand oscillation thermique, etc.).

Déchets végétaux Les déchets végétaux ont présenté une productivité moyenne de méthane de 232 litres par kilogramme de matière sèche et de 173 m3 par tonne de matière fraîche. Par contre, ces moyennes sont sous-estimées à cause des faibles productions en méthane des résidus de bois et d’herbe (surtout en relation à matière fraîche pour le dernier substrat). Ces résidus ont la particularité (sauf le résidu d’herbe) d’avoir une grande proportion de matière sèche par rapport à leur volume (de 60 à 90% MS) ce qui conduit à une plus

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grande productivité en méthane par tonne de matière fraîche. Elle est de 50 à 70% supérieure comparée à la productivité des autres substrats. La supériorité de la production volumétrique de méthane des pailles par rapport à celle des fumiers est expliquée aussi par leurs plus fortes proportions en matières volatiles (Moller et al., 2004). Les pailles augmenteraient ainsi la productivité volumétrique et aussi la production de biogaz par animal.

Par contre, dans les biodigesteurs à grande échelle, les résidus végétaux (comme les déchets en bois) peuvent demander un temps de séjour plus long (dépendant de la technologie, de l’inoculum et du type de substrat utilisé) pour qu’ils soient dégradés (Demetriades, 2008). Il n’est donc, pas toujours possible d’obtenir une production optimale de méthane pour les résidus de culture, spécialement s’ils sont méthanisés en système continu et si le temps de séjour du substrat n’est pas compatible avec la période de production maximale de méthane.

Les pailles des cultures d’oléo-protéagineux (colza et féverole) montrent une plus grande productivité en méthane parmi tous les résidus végétaux étudiés, avec une moyenne de 392 litres par kilogramme de matière sèche (Figure 9). Cette productivité est de 82% plus élevée que la production potentielle de méthane présentée par des résidus en bois (épinette et tremble) d’une industrie d’éthanol (Demetriades, 2008). La productivité plus faible en méthane par matière fraîche (53 m3CH4.ton-1 MF) a été obtenue avec des résidus d’herbe provenant de prairie (aussi utilisé pour la production d’éthanol), malgré le fait que la production de méthane lorsqu’elle est exprimée par rapport à la matière, se classe en seconde position parmi les valeurs les plus élevées (240 L CH4/kg-1 MS). Ceci peut être expliqué par le fait que l’herbe présente un faible contenu en matière sèche, comparé aux autres résidus, soit d’environ 70% inférieure à la celui des pailles provenant d’oléo-protéagineux et de céréales.

Figure 9: Productivité en méthane des déchets végétaux.

Au cours du processus de méthanisation des résidus végétaux, le facteur limitant est la dégradation de la cellulose et la lignine qui représentent respectivement environ 50% et 5% de la composition de la plante, alors que l’hémicellulose ne représente que 25%. Les

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expérimentations actuelles cherchent donc à optimiser la production de biogaz de ces matériaux, au travers de prétraitements pour rompre la structure complexe de la cellulose et la rendre plus digestible pour les bactéries (Demetriades, 2008). Cependant, dans l’expérimentation étudiée (Demetriades, 2008), les prétraitements des résidus végétaux ont eu un effet favorable pour augmenter la production mais seulement avec l’herbe provenant de prairie (de 5%), tandis qu’ils ont inhibé la production de méthane de l’épinette. Le tourteau de tournesol peut être un substrat potentiel pour la méthanisation car il induit un rendement élevé pour la production de méthane pour les 2 modes d’expression (par rapport à la teneur en matière sèche et au poids frais). Cultures énergétiques Les cultures énergétiques (maïs, sorgho, Miscanthus et betterave) présentent une productivité moyenne en méthane de 276 litres par kilogramme de matière sèche et de 70 m3 par tonne de matière fraîche. La productivité moyenne du maïs, du Miscanthus et du sorgho est de 408 LCH4/kg MS. La digestion anaérobie de la betterave (ensilage sans feuilles ou queue) induit de faibles taux de méthane (Demirel et al., 2008 ; 2009) en comparaison avec les autres cultures énergétiques. Leurs productivités potentielles sont 85% inférieures à la productivité du Miscanthus et 78% que celles du sorgho et du maïs (Figure 10). Ceci peut être expliqué par le fait que la betterave a une très basse teneur en volatiles solides (19% contre 95% des autres cultures énergétiques), ce qui induit une faible biodégradabilité. Cette culture a aussi un faible pouvoir tampon et procure des faibles quantités de nutriments pour la méthanisation. Cependant, il n’est pas observé d’instabilités ou d’échecs dans le processus.

Figure 10: Productivité en méthane des cultures énergétiques.

Les tests de production biochimique de Miscanthus (Gunaselaan, 2004) ont prouvé que plus de 90% du méthane est obtenu de ce substrat entre les jours 40 et 50 de fermentation.

L’expérimentation de digestion anaérobie en système discontinu de maïs (Amon et al., 2007) a démontré qui la productivité en méthane (aussi comme en biomasse) est inversement

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proportionnelle à la période végétative de la plante. La période optimale de récolte, permettant la méthanisation et caractérisée par une productivité en matière sèche volatile et en méthane atteignant la valeur maximale, peut variée de la fin du stade pâteux (pour les variétés de maturité moyenne) jusqu’à la maturité pleine (pour les variétés tardives). La méthanisation de différentes parties de la plante de maïs a aussi été testée. La digestion de la plante entière de maïs conduit à la plus grande productivité en méthane (326 L CH4 kg-1 VS), suivi par le mélange des grains et des épis de maïs (316 L CH4 kg-1 VS), les grains seuls (309 L CH4 kg-1 VS) et la plante sans grains ou épis (274 L CH4 kg-1 VS). Donc, la plante entière de maïs contient plus de nutriments désirables pour la méthanisation que les autres parties de la plante quand elles sont digérées individuellement, entrainant une production de méthane qui a été de 43 à 70% fois supérieur. Le mode de stockage optimal a été le maïs ensilé, car il a produit 25% plus de méthane que le maïs utilisé en vert.

L’analyse du potentiel en méthane du sorgho (Gunaselaan, 2004) a démontré que l’utilisation de l’inflorescence avec les fleurs et graines conduit à une meilleure productivité de méthane (522 CH4 kg-1 VS). Ainsi, plus de 90% du méthane est produit entre les 40 et 50 premiers jours de la fermentation (avec un temps de séjour de 100 jours). Co-produits

Les déchets agroalimentaires présentent une moyenne du potentiel de productivité en méthane supérieur à tous les autres substrats étudiés, soit de 354 L CH4 kg-1 MS. Par contre, quand on considère la productivité par quantité de substrat frais, les résidus alimentaires conduisent à un faible rendement, de 48 m3 par tonne de matière fraîche, soit 72% inférieur à la productivité des déchets végétaux (ce que demande des quantités supérieures des déchets agroalimentaires pour avoir une bonne productivité en méthane).

Dans l’expérimentation où la productivité potentielle en méthane de divers types de fruits et légumes étaient comparés (Gunaselaan, 2004), plus de 90% du méthane a été produit entre 40 et 50 jours de fermentation (pour un temps de séjour de 100 jours). Parmi les matériels étudiés, les déchets de citrus ont montré une productivité potentielle en méthane 25% supérieure à celle de la cellulose (dont le sorgho comme témoin). Les meilleurs rendements issus de la fermentation des citrus ont été obtenus avec l’utilisation des semences – soit 30% supérieur quand comparée à la productivité de la fermentation de la pulpe pressée.

Les déchets de fruits et légumes sont des substrats disponibles en quantités abondantes (quand l’exploitation s’est localisé près d’une agglomération urbaine/commune). Leur utilisation pour la codigestion est bénéfique car ils ont de faibles proportions d’azote et de phosphore - notamment pour la codigestion avec des fientes de poules, qui ont des hautes teneurs en azote (ADEME et al., 2006). 3.2 Production potentielle en France

Il est considéré que l'agriculture est le secteur de l’économie qui représente le potentiel de production de biogaz en France (Ragonnaud, 2005). L’ADEME a estimé en 2004 que la production française de déchets provenant de l’agriculture et de la sylviculture (374 MT) représentait 43% de la production totale des déchets (849 MT), ces chiffres incluant les effluents d’élevage qui sont valorisés en tant qu’amendement organique. Il a été estimé que les industries agricoles et alimentaires produisent 1,858 millions de tonnes de déchets tandis

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que le secteur du « bois et de la fabrication des articles en bois » est responsable de 5,4 millions de déchets (MATHERY, 2007).

La consommation d’énergie primaire en gaz naturel en France était estimée en 2005, à 40.9 M Tep pour un total de consommation d’énergie de 276.5 M Tep1 (www.industrie.gouv.fr). Par contre, « la production de gaz en France ne représente que 2,4% de la consommation primaire nationale. Elle avait repris et atteint 13,2 TWh en 2006, mais retrouve en 2007 un niveau équivalent à celui de 2005 à 11,8 TWh » (statistiques 2007 du Ministère de l’Agriculture). Si nous comptabilisons la production potentielle de méthane des pailles, cultures énergétiques et déjections des animaux d’étable étudiées (si toute la production était utilisée pour la méthanisation), un montant de 149 TWh pourrait être obtenu (soit 12,8 M Tep de biogaz). Donc, la méthanisation des substrats agricoles n’est pas suffisant pour couvrir les besoins français en tant que source de gaz naturel, par exemple. En plus, cette production potentielle est fictive puisque il y a des pertes de rendement pendant le processus de méthanisation. Par ailleurs, toute la ressource n’est pas disponible car il existe des conflits d’usage et tous les agriculteurs ne mettront pas en place des unités de méthanisation (à exemple de la production actuelle des boues agricoles de 3 kTep en tant qu’énergie thermique et 5 GWh d’électrique). L’intérêt essentiel de la méthanisation agricole résiderait plutôt dans la production d’une source d’énergie décentralisée à une échelle locale. Ainsi, le Plan Énergie Climat du Conseil Régional de la Bourgogne prévoit le développement de la méthanisation pour favoriser l’autonomie énergétique des exploitations agricoles et également pour contribuer à un projet collectif de voisinage.

Pour estimer le potentiel de production de biogaz par les substrats et déchets agricoles, il est également important de prendre en compte la compétition de leur utilisation par d’autres filières (alimentation et litière animale, construction des bâtiments, biocarburants liquides, compostage, énergie thermique en chaudières, fertilisation, etc.).

Il est considéré que la France détient l’un des plus gros potentiels de production de biogaz agricole en Europe à cause de sa production de déjections animales issues des élevages, comptabilisée à 300 millions de t/an (Cemagref, 2008). Nous estimons qu’en 2008 la production de fumier bovin, porcin et ovin (mélangés) était de 363 millions de tonnes, l’équivalent à 13 253 millions de m3 de biogaz (11,5 M Tep) par an (si toutes les déjections étaient traitées par la méthanisation). En considérant que la digestion de l’m3 de lisier de porc produit de l’ordre de 25 kWh (Cemagref 2008), et qu’un porc produit 0,775 m3 de lisier par jour, la production française annuelle, avec pour hypothèse la totalité du lisier traité par la méthanisation est estimée en 104 634 Gwh. Les déjections animales sont les déchets qui possèdent le moins de concurrence avec d’autres filières par rapport aux autres substrats étudiés, mais ils sont néanmoins utilisés comme amendement et fertilisation par les exploitations. Cependant, la méthanisation n’empêche pas cette utilisation puisqu’il reste en tout état de cause un digestat à épandre sur les surfaces agricoles.

Entre 4,5 et 5,5 millions de tonnes de paille de céréales serait disponibles pour la production d’énergie (en dehors de l’utilisation pour l’élevage) en France (Chambre Agriculture Lorraine, 2007). Si la totalité des pailles disponibles étaient utilisées pour la méthanisation, entre 972 et 1188 m3 de méthane pourraient être produites (équivalent à 0,87 – 1 Tep). Par contre, une partie du gisement de paille des céréales est déjà utilisée pour la

1 Facteurs de conversion: 1 m3 de gaz naturel est équivalent à 0,038 GJ ; à 10,54 KWh et à 0,00087 tep (tonne équivalent de pétrole).

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production d’énergie thermique (combustion) et comme matériau de construction. En 2006 il été estimé que la valorisation non alimentaire des pailles avait régressé, notamment avec la disparition des usages papetiers (Sourie, 2006). Des études de l’INRA démontrent que la filière des pailles pour des fins non-alimentaires n’est pas assez développée car elle est concurrencée par le bois qui fait l’objet d’un programme de développement important conduit par l’ADEME. Par ailleurs contrairement aux biocarburants, les enjeux économiques liés aux pailles sont jugés peu attractifs par les agriculteurs (faibles impacts sur leur revenu agricole, etc.) (Sourie, 2006).

Une production potentielle de 195 m3 de méthane est estimée pour chaque tonne de tourteau de tournesol digéré, soit l’équivalent à 0,18 Tep. Par contre, la demande en France de ce substrat pour l’alimentation animale est supérieure à l’offre (consommation de 831 000 tonnes en 2001). Le tourteau de navette (similaire à celui du colza) a aussi montré un potentiel de production de méthane en co-digestion avec le fumier bovin. Cependant, la production de tourteau de colza est aussi entièrement utilisée pour l’alimentation des animaux d’élevage, soit 800 000 tonnes de tourteaux. La France possède un déficit à 45% en protéines pour l’élevage et la substitution du soja importé pour d’autres sources de protéine est un défi actuel (www.agrosources2008.com), ce que fait de la méthanisation des tourteaux est trop concurrentielle avec l’alimentation animale.

Le gisement forestier potentiellement mobilisable (des résidus de la récolte des bois d’œuvre ou de trituration transformée en plaquette forestière) était estimé en 2004, à 7,3 M Tep par an (soit 1 tonne de bois anhydre équivalent à 0,43 Tep) (www.industrie.gouv.fr). La méthanisation des mêmes résidus présente une production potentielle d’énergie de 10,7 M Tep par an. Par contre la méthanisation des résidus de bois n’est pas encore économiquement viable et exige plus d’études, notamment en ce qui concerne les prétraitements nécessaires pour les rendre plus facilement biodégradable (Demetriades, 2006).

Par rapport à la production des cultures énergétiques, nous estimons (avec les données de rendement français de 2008) que le maïs fourrage possède un potentiel de production de méthane de 1,6 milliards de m3 par hectare (soit 1,4 Tep). Ce substrat est déjà utilisé dans des installations de méthanisation à la ferme en France mais leur production est essentiellement destinée à l’alimentation animale.

Le miscanthus, s’il est cultivé sur les surfaces de jachère dédiées aux cultures industrielles autorisées (soit de 300 à 450 milliards d’hectares en 2007 - www.ecologie.gouv.fr) représente un potentiel moyen de production de 1 188 millions de m3 de méthane (1 M Tep). Par contre, cette surface est déjà utilisée par d’autres cultures à fins énergétiques comme le colza. La méthanisation des déchets de fruits et légumes produit en moyenne 48 m3 de méthane par tonne de matière fraîche (soit 0,04 Tep). L’incorporation des cosubstrats dans un digesteur dépend de la disponibilité de ces matières dans la proximité de l’exploitation. Dans le cas d’une unité de méthanisation que nous avons visité, le GAEC Beets à Saint Germain des Prés, recevait gratuitement des déchets de carottes produites par une cantine. L’utilisation des déchets alimentaires dans le processus de méthanisation des résidus agricoles est un avantage pour les deux secteurs car c’est un débouché pour les déchets de l’industrie agro-alimentaire et au même temps, ces résidus augmentent la production de biogaz. Toutefois, les exemples donnés ne représentent pas la totalité du gisement mobilisable des matières organiques fermentescibles d’origine agricole en France. Il est important de prendre aussi en considération le potentiel méthanogène présenté par des déchets des agro-

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industries (notamment les déchets des sucreries et de la viticulture) et des collectivités (déchets verts et boues d’épuration).

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Considérations finales

Les études sur les différents substrats susceptibles d’être méthanisées montrent que l’utilisation des matières végétales et des résidus agroindustriels peuvent augmenter la capacité de production de biogaz d’un méthanisateur car ses matières présentent de fortes productivités potentielles en méthane (un fort pouvoir méthanogène). Par contre, la quantité de biogaz produite sera influencée par les mélanges de substrats utilisés dans le méthaniseur agricole. Ainsi, des études internationales sont actuellement entreprises pour optimiser la productivité de biogaz des substrats végétaux afin de les utiliser comme co-substrats dans la méthanisation des effluents de l’élevage. Des recherches sont donc effectuées pour accélérer leur digestion car ces matières contiennent de fortes quantités de matériaux lignocellulosiques difficilement biodégradables.

Un élément qui est aussi important que la productivité en méthane des substrats est leur productivité volumétrique (quantité de méthane produite par rapport au volume de matière organique fraîche entrant dans le digesteur). Une fois que les volumes à traiter ont été établis, il est alors possible de dimensionner l’installation de méthanisation. Ce paramètre n’ayant pas été pris en compte dans toutes les expérimentations, il n’a pas été possible de comparer la productivité volumétrique des substrats. Aussi, nous n’avons donc pas pu classer les substrats en terme de faisabilité technique et économique, puisqu’il faut considérer au-delà du pouvoir méthanogène, le volume de substrat devant être utilisé dans le digesteur – ce qui aura des conséquences sur les dimensions et donc sur les coûts des installations de méthanisation.

Les différences entre les potentiels totaux théoriques de production en méthane des substrats étudiées peuvent résulter non seulement de l’origine des matières organiques traitées mais aussi des différentes conditions expérimentales ayant servi à obtenir les données techniques. Avec seulement des données sur le pouvoir méthanogène des différents substrats, il ne nous a pas été possible de tirer des conclusions quant à la faisabilité de la mise en place de méthanisateur utilisant ces différents matériaux. Les expérimentations étudiées ont été réalisées en laboratoire et ne représentent pas la production réelle des matières lorsqu’elles sont utilisées dans un méthanisateur à une échelle industrielle. Pour l’analyse de la viabilité de la mise en œuvre d’une installation de méthanisation et au delà du pouvoir méthanogène de la matière organique, il faudra également prendre en compte la disponibilité (gisement) du substrat, les coûts de production, le prix d’achat d’électricité, les subventions gouvernementales et les coûts d’installation et de mise en œuvre du méthanisateur.

Pour dimensionner une filière de méthanisation à la ferme d’un substrat donné, il est donc nécessaire de conduire des études plus approfondis sur les coûts de traitement de chaque substrat en prenant compte la technologie de méthanisation utilisé. C’est une analyse qui est effectué en France au cas par cas, à l’échelle des exploitations, par des organismes spécialisées (Chambres de l’Agriculture et également bureaux d’étude privés). Même dans ce cadre de figure, les études réalisées pour le dimensionnement d’une installation de méthanisation à la ferme ne correspondent qu’au potentiel maximum attendu d’un digesteur (Beline, 2006).

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38

RAPOSO F, BORJA R, RINCONA B, JIMENEZ A.M. Assessment of process control parameters in the biochemical methane potential of sunflower oilcake. Biomass and Bioenergy, 2008, vol. 32, pp. 1235–1244.

SATYANARAYAN S, MURKUTE P, RAMAKANT. Biogas production enhancement by Brassica campestries amendment in cattle dung digesters. Biomass and Bioenergy, 2008, vol. 32, pp. 210 - 215.

SOURIE J.C. Les pailles de céréales, ressources, valorisations, obstacles à leur mobilisation. Colloque « Chimie verte : questions à la recherche », 28 février 2006 [en ligne]. Disponible sur : < www.inra.fr > (consulté le 06.2009).

SOUZA, S.N.M, PEREIRA W.C., NOGUEIRA C.E.C., PAVAN A.A., SORDI A. Custo da eletricidade gerada em conjunto motor gerador utilizando biogás da suinocultura. Technology, 2004 26, n2.

SYLVESTRE B. Biogaz de fermes d’élevage et de bâtiments d’exploitation. Projet de fin d’étude : Environmental Technology & Management Hogeschool Brabant, 2003.

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WEILAND, P. Biomass digestion in agriculture: a successful pathway for the energy production and waste treatment in Germany. Engineering Life Science, 2006, vol. 6, no3, pp. 302 – 309.

ZANELLA C. La « méthanisation à la ferme » en Bourgogne : évaluation du potentiel bourguignon pour promouvoir la filière « méthanisation à la ferme ». Mémoire de stage du Master Professionnel Espace Rural et Environnement. Dijon : Université de Bourgogne : 2008, 82 p.

Liste de personnes contactées :

- Béline, Fabrice : Cemagref (L'institut de recherche finalisée de référence pour la gestion durable des eaux et des territories). Unité de recherche Gestion environnementale et traitement biologique des déchets à Rennes. fabrice.beline@cemagref.fr.

- Wawrzyniak, Virginie Meier : chargée de mission sur les énergies renouvelables en Franche-Comté de la TRAME-FRGDA (Réseau et centre de ressources agricole et rural).v.wawrzyniak@trame.org.

- Frantz, Richard : chargé de mission Agriculture et Énergie Bio-méthanisation à Lorraine de la TRAME (Réseau et centre de ressources agricole et rural).

- Zanella, Céline : suivi des projets de méthanisation à la ferme de la Chambre d’Agriculture de Bourgogne. celine.zanella@dbmail.com.

- GAEC Beets à St. Germain des Près. Visite à l’installation de méthanisation en mai de 2009.

Annexe 1 – Productivité en méthane des résidus animaux

Substrat

Conditions expérimentales Production du biogaz

Références Conditions du substrat MS

(%) SV (% MS)

Temps séjour

(j)

Technique de méthanisation

Temp. (oC)

L biogas/kgS

V/ jour

% CH4

L CH4/kg

SV

L CH4/kg

MS

Déj

ectio

ns a

nim

ales

fumier vache laitière

13 - 16 % MS (dilué 7:1)

9 - 70 - 80 système discontinu 38 208 - 268 - 125 - 166 -

Amon et al, 2007.

Autriche fumier mouton

fumier haché et pulvérisé

61.4 54.9 20 + 100

batch (discontinu) + Semi-continu

25 0.5 49.9 120 66

Alvarez et al, 2009, Bolivia fumier vache

laitière 17.6 76.1 0.37 54.8 100 76

lisier bovin boue (1:1 - fumier: eau)

stocké 8.5 - 8.8

74 - 77.5

55 digestion en

continu ambia

nt 222 54 120 91

Satyanarayan et al, 2008,

Inde fumier vache

laitière, mouton, lama

vache:mouton:lama:eau - 0-40.3% : 0-12.6% : 0-

17.2% : 59.7-87.4%

7.2 - 8.5

71.7 - 75.7

20 + 100

batch (discontinu) + Semi-continu

25 0.29 - 0.57 44 - 60

70 - 140 52 - 103 Alvarez et al, 2009, Bolivia

bovin déchet sans paille et

dilué 4,8 15 voie liquide

35

230 /kgMO 65 - 77 150

Bensouda et al, 1998. Maroc.

fumier cheval grand proportion de

paille 32.2 -

38 85.8 - 89.2

28 - 74 voie sèche, système discontinu (batch)

50 106 - 208 94 - 186

Kusch, Allemagne,

2007

fumier vache laitière

fumier fraîche 10 - 15.6

80 - 94 60 - 110 système discontinu - - 100 - 207 90 - 192

Moller et al, 2004.

Danemark.

lisier bovin - - 30 14 Système infiniment

mélangé - 60 700 200

Nyns, Belgique,

1980

truie fumier fraîche

30 - 32 75 - 82 60 - 110 système discontinu

- - 250 - 317

205 - 236 Moller et al,

2004. Danemark. porc 9 - 29 80- 91 - -

329 - 403

264 - 342

Co

- di

gest

ion lisier bovin +

tourteau navette (Brassica

campestris)

mélange: 10 - 30% de tourteau

8.5 - 8.8

78 - 81 55 digestion en

continu ambia

nt 240 - 330

55 - 61

132 - 201

185 - 267

Satyanarayan et al, 2008,

Inde

40

déjection bovin + laitue d'eau (Pistai

sratiotes)

déchet bovin sans paille et dilué; de 12.5 a 50%

de laitue 4 - 8 - 15 voie liquide

35

90 - 300 65 - 77

60 - 370 - Bensouda et

al, 1998. Maroc.

lisier bovin + déchets des fruits et des légumes

20 - 50% ww de déchets; lisier bovin

sans paille 8 - 10 78 - 84 21

digestion en continu

- - 330 - 450

257 - 377

Callaghan et al, 2002.

Angleterre

Conditions expérimentales

Temps de séjour (jours) : période que le substrat a resté dans le digesteur. MS (%) : teneur en matière sèche du substrat utilisé dans le processus de méthanisation. VS (%) : teneur en matière sèche volatile (en proportion à matière sèche) – mesure de la matière organique d’un substrat, qui est susceptible à fermentation et formation du biogaz. Température (oC): intervalle de température d'emploi du méthanisateur: psychrophiliques (températures inférieures à 20oC), mésophiliques (entre 20 et 45oC) ou thèrmophiliques (entre 45 et 60oC) Techniques de méthanisation Test de production biochimique (BMP - biochemical methane production) - analyses qui sont faites dans des petits récipients pour déterminer le potentiel total maximum théorique de méthane (et pas dans des digesteurs). Système discontinu (ou batch) - Procédé discontinu dans lequel les matières à traiter sont mises en œuvre par quantités limitées et les produits résultants enlevés avant l'opération suivante. Système continu ou infiniment mélange: les substrats sont ajoutées chaque jour au méthanisateur, il y a une agitation constante dans le méthanisateur. Production de biogas des expérimentations/efficacité: L biogas/kg SV : volume (litres) de biogaz produit par unité (kg) de volatiles solides du substrat introduit dans le méthanisateur. L CH4/kg SV: volume (litres) de méthane produit par unité (kg) de matière sèche volatile de substrat, introduit dans le digesteur. L CH4/kg MS: volume (litres) de méthane obtenu par unité (kg) de matière sèche de substrat, introduit dans le digesteur (donnée calculé). Le biogaz est essentiellement un mélange de méthane (CH4: 50 - 70%) et de gaz carbonique inerte (CO2: 30- 50%), et de N2, 02, H2S et H2 en plus faibles proportions.

41

Annexe 2 – Productivité en méthane des matières végétales

Substrat

Conditions expérimentales Production du biogaz

Références Conditions du substrat

MS (%)

SV (% MS)

Temps séjour

(j)

Technique de méthanisation

Temp. (oC)

L biogas/kgSV/ jour

%CH 4 L CH 4/kg

SV L CH 4/kg

MS

Déc

hets

vég

étau

x

épinette (Picea sp.) résidus industrie

d'éthanol - 54 60

batch (discontinu)

37 - - 23 - 102 12 - 55 Demetriades, 2008. Suède

tremble (Populus tremula)

résidus industrie d'éthanol

- 54 60

système discontinu

37 - - 76 - 166 41 - 90 Demetriades,

2008. Suède Avoine paille - 88 - - 129 - 208 114 - 183

Blé (Triticum sp.) paille 90.5 95.9 60 - 110 35

- - 195 187 Moller et al,

2004. Danemark.

tourteau de tournesol

industrie de l'huile

92 93.4 7 - - 107 - 227 100 - 212 Raposo et al,

2008. Espagne.

herbe de pré résidus industrie

d'éthanol - 89 60 37 - - 180 - 270 160 - 240

Demetriades, 2008. Suède

seigle d'hiver (Secale cereale L.) paille sèche 92.9 95 0-67

Analyse de potentiel de

méthane

42 - - 360 342 Petersson et al,

2007. Danemark colza (Brassica

napus L.) paille sèche et cosses vides

90.7 90 0-67 42

- - 420 378 Petersson et al, 2007. Danemark. féverole (Viciafaba

L.) 92.1 92 - - 440 405

Cul

ture

s én

ergé

tique

s Betterave (Beta vulgaris)

ensilage sans feuilles ou queue

- 19.83 9; 8 - 25 digestion en continu, une

étape

41 - 21 500 - 550 69 - 66 345 - 363 68 - 72 Demirel al, 2009.

Allemagne. ensilage sans les

feuilles - 19 15 - 95 42 400 - 720 46 - 67 224 - 450 43 - 86

Demirel al, 2008. Allemagne.

maïs (Zea mays L.) différents parts de la plante et maturations.

18 - 53 95 - 97 70 - 80 système

discontinu 38 - - 268 - 366 258 - 350

Amon et al, 2007. Autriche.

Pennisetum purpureum

limbe et la gaine - 90 - 95 100 Analyse de potentiel de

méthane

35 -

- 342 - 372 310 - 352 Gunaselaan, 2004. Inde.

Sorgho (Sorghum bicolor)

limbe, gaine, inflorescence

- 72- 97 100 35 - - 228 - 538 165 - 522 Gunaselaan, 2004. Inde.

Annexe 3 – Productivité en méthane des déchets agroalimentaires

Substrat

Conditions expérimentales Production du biogaz

Références Conditions du substrat

MS (%)

SV (% MS)

Temps séjour (j)

Technique de méthanisation

Temp. (oC)

L CH 4/kg SV

L CH 4/kg MS

Déc

hets

agr

o-al

imen

taire

s

orge (Hordeum vulgare)

déchet agroindustriel: grains

d'orge pilés et torréfiés

24 90 120 système

discontinu (batch)

37 25 - 222 23 - 200 Neves et al, 2006.

Portugal

Pomme de terre (Solanum

tuberosum) pelure - 91

100 Analyse de potentiel de

méthane 35

267 243

Gunaselaan, 2004. Inde.

Radis (Raphanus sativus)

feuilles - 81 - 85 293 - 304 239 - 258

Raisin (Vitis vinifera)

marc de jus de raisin - 93.2 283 264

Carotte (Daucus carota)

pétiole et feuilles - 91- 93 241 - 309 224 - 282

Oignon (Allium cepa)

pelure extérieure - 88.2 400 353

Poids protéagineux (Pisum sativum)

gousse sans graines - 91.8 390 358

Aubergine (Solanum

melongena)

tige ou tout le fruit (infecté)

- 91 - 94 374 - 396 352 - 361

Tomate (Lycopersicon esculentum)

tout le fruit (pourri) - 93 - 98 211 - 384 195 - 377

Citrus (C. sinensis; C. reticulata; C.

limon)

peau, pressing, tout le fruit (pourri) ou les

semences - 89 - 97 433 - 732 421 - 693