Valorisation des matières fertilisantes d`origine résiduaire sur les

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Rapport final de l'ESCo "Matières fertilisantes d'origine résiduaire" – octobre 2014
Chapitre 6.
Méthodes d’évaluation environnementales
des effets de l’épandage des Mafor
Auteurs :
Arnaud Hélias
Marilys Pradel
Chapitre 6
804
Sommaire
Introduction .......................................................................................................................................................................... 806
6.1. Le bilan Gaz à Effet de Serre et les « empreintes », des méthodes d’évaluation environnementale permettant
d’évaluer les impacts de l’épandage des Mafor selon une approche monocritère ....................................................... 807
6.1.1. Le bilan GES .......................................................................................................................................................... 808
6.1.2. L’empreinte écologique .......................................................................................................................................... 812
6.1.3. L’empreinte eau ..................................................................................................................................................... 812
6.2. Analyse environnementale et multicritère de l’épandage de Mafor dans le cadre de leur valorisation en
agriculture ............................................................................................................................................................................. 813
6.2.1. L’épandage des Mafor comme étape dans le traitement des déchets et effluents ............................................... 816
6.2.2. L’épandage des Mafor dans l’évaluation des impacts de l’agriculture ................................................................... 819
6.2.3. Utilisation des digestats ......................................................................................................................................... 820
6.2.4. ACV de l’utilisation de biochar ............................................................................................................................... 820
6.3. Conclusions ................................................................................................................................................................... 821
6.3.1. Conclusions sur les approches monocritères ........................................................................................................ 821
6.3.2. Conclusions sur les approches de type « Analyse du Cycle de Vie » ................................................................... 821
Annexe. Détail des mots-clefs utilisés pour constituer le corpus bibliographique du chapitre 6 ............................... 826
Références bibliographiques citées dans le chapitre 6.................................................................................................... 827
Chapitre 6
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Introduction
L’épandage de Mafor peut être à l’origine de services écosystémiques rendus tels que la substitution à des
engrais minéraux ou la séquestration de Carbone dans le sol mais également à l’origine d’impacts
environnementaux. Ces impacts environnementaux sont principalement liés aux pertes d’azote minéral ou de
phosphore (cf. chapitre 3). Ces pertes azotées peuvent être de différentes natures : pertes vers l’air d’ammoniac
par volatilisation ou de protoxyde d’azote lors de la phase de nitrification/dénitrification du cycle de l’azote de la
Mafor dans les sols agricoles ; pertes vers l’eau d’azote sous forme de nitrates. Les pertes en phosphore par
ruissellement ou par lessivage peuvent conduire à une pollution des nappes phréatiques et des cours d’eaux. Par
ailleurs, l’épandage de Mafor peut également être à l’origine de possible contamination des sols et des eaux par
des contaminants organiques, inorganiques et biologiques (cf. chapitre 4).
La mise en perspective de ces intérêts agronomiques au regard de leurs impacts environnementaux est
nécessaire pour pouvoir avoir une approche globale et systémique et prendre des décisions objectives au regard
du retour au sol de ces Mafor. Ceci nécessite notamment des méthodes d’évaluation pour pouvoir quantifier et
obtenir des ordres de grandeur de ces impacts environnementaux. A l’heure actuelle, il existe deux grands types
de méthodes d’évaluation environnementale pour pouvoir quantifier ces impacts par une approche globale et
systémique.
Le premier type de méthodes concerne des méthodes ayant une approche monocritère, c’est-à-dire n’évaluant
qu’un seul impact environnemental. Nous avons identifié dans la littérature trois grands types de méthodes ou
« empreinte » : le bilan Gaz à Effet de Serre (ou carbon footprint), permettant d’évaluer l’impact du retour au sol
des Mafor sur le changement climatique ; l’empreinte écologique, permettant d’évaluer les surfaces théoriques
nécessaires pour évaluer les ressources consommées et la capacité à gérer les déchets produits par une activité
et enfin l’empreinte eau permettant d’envisager l’impact d’une activité sur la ressource en eau.
Le deuxième type de méthodes concerne des méthodes ayant une approche multicritère. Seul le cadre de
l’Analyse du Cycle de Vie permet d’avoir ce type d’approche multicritère en plus de considérer l’ensemble du
cycle de vie du produit ou du système étudié.
L’objectif de ce chapitre est donc d’une part de pouvoir apporter au travers d’une analyse de la littérature
scientifique un bilan des impacts environnementaux du retour au sol des Mafor avec ces deux types d’approches,
mais également d’identifier au travers des conclusions tirées des manques inhérents à ces méthodes pour
pouvoir avoir une vision exhaustive des impacts de l’épandage des Mafor.
Ce chapitre traite donc de l’état de l’art des méthodes d’évaluation environnementale appliquées à l’épandage
des Mafor. La méthode de constitution du corpus de références bibliographiques pour les thématiques abordées
dans ce chapitre est présentée en annexe de chapitre.
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6.1. Le bilan Gaz à Effet de Serre et les « empreintes »,
des méthodes d’évaluation environnementale permettant d’évaluer
les impacts de l’épandage des Mafor selon une approche monocritère
Marilys Pradel
Introduction
Trois types de méthodes monocritères ont été identifiées comme intéressantes à analyser dans le cadre de
l’expertise car elles sont couramment utilisées dans le domaine agricole pour évaluer les impacts monocritères :
le bilan Gaz à Effet de Serre (Bilan GES ou carbon footprint), l’empreinte écologique et l’empreinte eau.
Le bilan GES est une méthode permettant de caractériser la pression exercée par les activités anthropiques en
termes d’émissions de gaz à effet de serre sur le changement climatique 1 calculé en tonnes équivalent CO2.
L’empreinte écologique mesure les surfaces biologiquement productives de terre nécessaires pour produire les
ressources qu’un individu, une population ou une activité consomme et pour absorber les déchets générés, compte
tenu des technologies et de la gestion des ressources en vigueur. Cette surface est exprimée en hectares globaux
(hag), c’est-à-dire des hectares ayant une productivité égale à la productivité biologique mondiale moyenne.
L'empreinte eau est un indicateur de l'usage direct ou indirect de l'eau par le producteur ou le consommateur.
L'empreinte eau d'un produit (bien ou service) est égale au volume total d'eau douce utilisé directement ou
indirectement pour produire le produit (alimentaire ou industriel), dans toutes les phases de sa fabrication, de sa
transformation. Ainsi, cette mesure pertinente permet d'évaluer l'impact de produits qui nécessitent une forte
utilisation d'eau dans leur fabrication.
Corpus bibliographique utilisé (commun avec les sections 3.8, 4.8 et 7.3.4)
Les références bibliographiques ont été recherchées en croisant la liste des Mafor avec une composante sur les
approches monocritères d’une part, et la liste des Mafor avec une composante sur les approches multicritères d’autre
part, en explorant à la fois le WoS et les Cab abstracts. Le corpus bibliographique contenait initialement 2015
Beaucoup de références n’étaient pas utiles pour l’ESCo. Ce « bruit » a été généré par l’usage des mots-clés
génériques comme « waste », ainsi que par les mots-clés « exergy » ou « emergy » s’intéressant uniquement à
des domaines en lien avec l’incinération (usine, procédés), la chaleur (production, procédé dédié à la production),
la pyrolyse, la production d’énergie et à la gazéification à partir de biomasse, la production ou utilisation de gaz,
les moteurs diesel, les procédés industriels hors champs de l’ESCo, la thermodynamique des gaz, les procédés
de traitement des Mafor (sans épandage, ni influence sur la qualité des Mafor).références au total.
N’ont pas été retenus pour l’analyse les articles dont le domaine traité n’est pas en lien avec l’expertise :
• Les articles traitant seulement d’une voie d’élimination/valorisation de la Mafor autre que la valorisation
sur sols agricoles et forestiers (incinération, mise en décharge). Les articles traitant de Mafor épandues
sur jardins privatifs, golfs ou pour revégétaliser des sols contaminés ou appauvris sont donc éliminés. Les
articles incluant ces modes de valorisation/élimination à titre comparatif avec la valorisation sur sols
agricoles et forestiers sont conservés.
• Les articles traitant des élevages laitiers sans mention aucune de la valorisation agricole des effluents
(articles sur l’impact économique ou des analyses couts/bénéfices des élevages, la santé des animaux, la
reproduction…).
• Les articles traitant de déchets hors Mafor (déchets hospitaliers, électriques et électroniques, de
construction, nucléaires…) ou non retenus comme tels (réutilisation des eaux usées pour l’irrigation).
• Les articles traitant des procédés amont à l’obtention de la Mafor, sans lien aucun ni avec le devenir ni
avec la qualité finale de cette dernière.
1
Pour plus d’informations : http://www.statistiques.developpement-durable.gouv.fr/energie-climat/s/climat-effet-serre-empreinte-carbone.html
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In fine, 122 références ont été conservées pour l'analyse, et une publication, non identifiée avec les mots-clés
initiaux, a été ajoutée (Chardon, 2012).
6.1.1. Le bilan GES
Le bilan GES est une méthode d’évaluation monocritère permettant d’évaluer les impacts d’un système sur le
changement climatique. Quelques références font état de l’utilisation de cette méthode pour évaluer la gestion
des déchets (y compris le compostage), les impacts des traitements ou des modes de valorisation des boues de
station d’épuration, l’impact de la gestion des fumiers et des engrais sur le bilan GES des élevages ou de l’impact
de l’application de fertilisants minéraux et organiques dans les élevages laitiers. Une référence fait également
état du devenir des effluents de palmeraie, notamment les possibilités d’être utilisés en épandage.
Ainsi, Choate et Lord (2007) ont réalisé le bilan GES de trois scenarios de management de déchets municipaux
solides de la ville de San Franscisco. Le premier scenario consistait à mettre en décharge la totalité des déchets
municipaux et de valoriser 75% du biogaz capté (les 25% restant étant brulé en torchère) en électricité et chaleur via
une cogénératrice. Le second scenario permettait de recycler 39% des déchets municipaux, dont 9% de la FFOM
(déchets alimentaires, déchets verts…) envoyés sur une plateforme de compostage. Le dernier scenario, identique
au second, permettait de recycler un pourcentage plus important de déchets municipaux (78% dont 30.5% de la part
organique envoyée en compostage). L’utilisation du modèle WARM (Waste reduction model)2 leur a permis
notamment de prendre en compte la séquestration du carbone lors du retour au sol du compost produit. Ils ont
notamment mis en évidence que l’augmentation du potentiel de recyclage des déchets municipaux entrainait
respectivement une augmentation de 304 164 et 579 231 tonnes équivalent CO2 (tCO2e) de plus que les émissions
générées par le premier scénario basé sur la récupération du biogaz issu de la mise en décharge (129 135 tCO2e).
Les auteurs concluent de cette étude : (i) que le recyclage permet de réduire les émissions de GES alors que le
compostage des déchets organiques (résidus de nourriture, déchets verts, déchets organiques mixtes) peut les
augmenter, (ii) que les technologies de compostage peuvent avoir une influence sur les émissions en les réduisant.
Toutefois, les auteurs ne rentrent pas dans le détail des hypothèses de calcul sous-jacentes (% de fuite de méthane
de la décharge par exemple) et ne distinguent pas la part de la réduction des émissions liées au compostage (ni leur
origine : N2O ou CH4), ce qui rend difficile au final la confirmation de ces conclusions.
En ce qui concerne les boues issues du traitement des eaux usées, Barber (2009) a évalué l'influence de la
digestion anaérobie sur le bilan GES de la station d’épuration en fonction des solutions de traitement proposées :
1. Déshydratation de boues brutes (sans digestion préalable), 2. Déshydratation de boues ayant subi au
préalable une digestion primaire suivi d’une digestion secondaire en système ouvert, 3. Déshydratation identique
au scénario 2 mais avec un taux de siccité de 6.5% au lieu de 5%, 4. Déshydratation de boues ayant subi au
préalable une digestion primaire suivi d’une digestion secondaire en système fermé, 5. Déshydratation de boues
ayant subi un prétraitement 1 avant digestion primaire, 6. Déshydratation de boues ayant subi un prétraitement 2
avant digestion primaire.
Il a ensuite établi un modèle adapté du modèle UKWIR et l’a utilisé pour évaluer le bilan GES de (i) l'épandage
de boues déshydratées, (ii) le séchage suivi par l’épandage des boues séchées, (III) le séchage suivi d’une coincinération avec du fuel des boues séchées et (iv) l'incinération. L’auteur a réalisé deux types d’études : des
bilans GES « complets » (c’est-à-dire incluant l'épandage) et des bilans « sortie station d’épuration » (où
l’épandage est exclu). Il résulte de cette étude que :
(i) L’épandage de boues déshydratées est à l’origine des 2/3 de l’impact total, principalement à cause des
émissions de N2O des boues dans les sols une fois épandues, le transport correspondant à 20% de l’impact en
moyenne, la chaux à 10% dans le scenario sans digestion (seul scenario ayant de la chaux). Le reste de l’impact
est lié au traitement des retours en tête et à la déshydratation.
(ii) Pour l’épandage de boues séchées, 30 à 50% de l’impact sont liés à l'épandage (émissions de N2O) et 33 à
50% liés à l'énergie de séchage utilisée (gaz). L’impact de l’épandage de boues séchées est plus important
2
http://epa.gov/epawaste/conserve/tools/warm/pdfs/Composting.pdf
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(entre 10 000 et 55 000 t CO2e selon les scenarios) que l’épandage de boues déshydratées sans séchage
préalable (entre 2 000 et 40 000 t CO2e selon les scenarios).
(iii) Le bilan GES « complet » diminue au fur et à mesure que les options de digestion sont plus avancées pour
l’épandage de boues déshydratées et séchées (scénario 1 > scénario 2 = scénario 3 > scénario 4 > scénario 5 >
scénario 6). Les raisons avancées par l’auteur sont le transport des boues (des boues brutes sans digestion ont
une plus faible siccité que des boues digérées déshydratées et nécessite donc plus de transport), un impact plus
important du traitement des retours en tête pour le scénario 1 et des émissions post-épandage plus importantes.
(iv) Le bilan GES « sortie station » est toujours inférieur au bilan GES « complet » incluant l’épandage. La raison
principale est liée au fait que l’épandage n’est pas pris en compte dans la première et que l’on note un plus fort
effet du N2O émis après épandage non compensé par le bénéfice lié à la substitution de la boue au fertilisant
minéral. La boue chaulée est plus particulièrement sensible à ce phénomène-là à cause de facteurs d'émissions
à l’épandage plus importants pour ce type de boue.
L’auteur de l’étude conclue que le traitement de la boue brute a un plus forte bilan GES que tout autre scénario
impliquant de la digestion anaérobie, quel que soit l’usage final de la boue et que l'épandage au champ sous
forme de boues déshydratées (gâteaux) a un plus faible bilan qu'incinérer ou sécher une quantité équivalente de
boue.
Dans un article plus récent datant de 2012, Barber présente des cas concrets de nouvelles stratégies de
traitement des boues permettant une meilleure récupération des nutriments et de l'énergie. Le papier décrit
comment la récupération d'énergie renouvelable peut aider à prendre conscience de la valeur de la boue comme
une ressource et met en évidence son importance dans la réduction des impacts environnementaux des
procédés de traitement des eaux. Son étude est centrée principalement sur les procédés de production d'énergie
par digestion anaérobie (biogaz), par co-incinération, par incinération avec hydrolyse thermale et par Oxydation
par Voie Humide (OVH). L’épandage n’est pas abordé dans ce papier mais l’auteur analyse notamment les
tendances sur le traitement et la valorisation des boues au Royaume-Uni et conclue que l’augmentation des
coûts de l’énergie, l’importance croissante du besoin de recyclage des nutriments (surtout le phosphore) et les
influences croissantes du développement durable et de la nécessité de réduire le bilan GES ont conduit à de
nouvelles stratégies de traitement des boues impliquant la digestion anaérobie avancée (hydrolyse thermale
notamment) suivie d’un épandage au champ de la boue obtenue.
Mo et Zhang (2012) ont également étudié le potentiel de compensation énergétique et de neutralité carbone des
stations de traitement des eaux usées par la récupération d'énergie, de nutriments et d'eau. Ils ont calculé
l'énergie totale par la méthode hydride Input-Output 3, le bilan GES associé à l'énergie totale (sur la base
uniquement des énergies indirectes) et la compensation de l'énergie et du bilan GES pour les trois voies de
récupération possible : la génération d'énergie sur site par système de cogénération, l’épandage de boue digérée
séchée et la réutilisation de l'eau pour l'irrigation résidentielle. Dans l’étude, les boues non séchées sont
appliquées sur sol agricole mais ne sont pas incluses dans l'étude de la compensation énergétique car leur
quantité est négligeable et leur production peu constante. La boue séchée est vendue comme fertilisant et
comptabilisée dans la compensation. Les auteurs mettent en évidence que l’énergie nécessaire pour sécher la
boue est plus importante que l'énergie économisée par l'épandage de cette dernière. Dans les faits, en raison du
type de chaleur utilisée, l'énergie opérationnelle et le bilan GES pour le recyclage des nutriments peuvent se
compenser mais ce n'est pas le cas sur la station de traitement des eaux étudiée. La compensation d'énergie
intrinsèque par le recyclage des nutriments et la compensation du bilan GES est de 0.4% de l'énergie totale et du
bilan GES total de la station étudiée. Le potentiel de compensation par cette voie est donc très faible avec des
bénéfices limités. Les auteurs concluent de cette étude que la cogénération d'énergie sur site a la meilleure
compensation suivie par la réutilisation d'eau et le recyclage des nutriments (par épandage de boues séchées).
Le recyclage des nutriments n'a pas de compensation d'énergie intrinsèque et du bilan GES du fait d'une forte
consommation d'énergie lors de la phase opérationnelle. Le recyclage des nutriments par épandage de boues
séchées pourrait devenir avantageux si de la chaleur résiduelle était disponible pour le séchage des boues.
La méthode Input-Output est une modélisation économique utilisant le tableau entrées-sorties (TES) permettant de prévoir l'influence des
changements dans un secteur d'activité particulier ou des changements de consommation sur le reste de l'économie. Dans cette étude, un
tableau entrée-sortie produit par produit regroupant 424 secteurs d’activité fourni par le Bureau des analyses économiques (USA) a été utilisé.
3
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L'énergie intrinsèque pouvant être récupérée par recyclage des nutriments est fortement dépendante de la
charge en nutriments de la station de traitement des eaux usées.
Au final, très peu d’études ont été réalisées en France et en Europe sur l’impact des boues évalué
spécifiquement avec la méthode du bilan GES. Dans d’autres pays du monde, comme en Chine, des études
ont été réalisées, notamment celle de Man et al. (2012) présentant les principaux avantages et inconvénients de
la production de compost à partir de boues, mais sans toutefois abordé les impacts du devenir du compost
produit une fois épandu. Les auteurs présentent dans cette étude que le compostage des boues a un coût plus
faible que celui de l'incinération ou du séchage thermique. En Chine, le compostage est une nouvelle manière de
valoriser les boues car les capacités des décharges ont atteint leur maximum. Le compostage des boues en
Chine a un coût opérationnel faible, une faible consommation énergétique et un faible bilan GES comparé aux
autres modes de valorisation.
Quelques articles ont été référencés sur l’impact de la gestion des fumiers et des engrais sur le bilan GES des
élevages laitiers. Ainsi, Rotz et al. (2010) ont développé un outil informatique pour estimer les émissions
individuelles, les émissions nettes totales de GES et le bilan GES des systèmes de production laitiers aux EtatsUnis. Pour réaliser cette étude, ils ont utilisé l'outil DairyGHG. Cet outil comprend entre autre la production et la
manutention du fumier. Tous les nutriments présents dans le fumier sont utilisés sur les cultures destinées à la
production d'aliments pour le bétail à moins qu'il ne soit exporté hors de l’exploitation agricole. L'importation de
fumier sur la ferme est aussi comptabilisée dans l’outil. Les émissions de CO2, CH4 et N2O liées à la gestion du
fumier (stockage, production, épandage) sont comptabilisées. Les résultats de l’étude sont surtout focalisés sur
le stockage du fumier comme principal émetteur de GES contribuant au bilan GES des exploitations. Lorsque
l'azote de l'alimentation est utilisé plus efficacement par les animaux, les auteurs observent une réduction de la
quantité d'azote dans le fumier excrété et donc une réduction des émissions de N2O par les cultures. En
conclusion, les auteurs indiquent (mais sans les chiffrer) que l’utilisation réduite des fertilisants inorganiques peut
également avoir un effet sur la réduction du bilan GES des exploitations laitières.
Vellinga et al. (2011) donnent quant à eux un aperçu des variations de GES dans les exploitations laitières des
Pays-Bas, un aperçu des options de réduction des émissions de GES choisies par les fermiers et leurs effets sur
les émissions de GES et l'économie des exploitations néerlandaises. A partir d’un questionnaire comprenant les
importations/exportations de fumier sur les exploitations et la collecte de données sur l'usage de fertilisants, ils
ont utilisé le modèle DaisyWise pour calculer les émissions de GES (incluant notamment l’énergie utilisée pour
l’épandage du fumier et la production et le transport de fumiers et fertilisants). Le modèle DaisyWise prend en
compte les émissions de N2O directes du fumier (stockage + épandage) et la composition du fumier est basée
sur l'alimentation des animaux. Les doses d'application d’azote sur les exploitations sont en moyenne de 237
kg/ha dont 102 kg N actif/ha de fumier et 135 kg N/ha fertilisants minéraux. La réduction des intrants engrais
azotés est une des cinq voies souvent mentionnées parmi les options de réduction des émissions de GES. Une
réduction des doses à 60-100 kg/ha permet de réduire le bilan GES de 50 à 100 g CO2e/kg lait (sur un bilan
global de 1075 g ± 146 g CO2e/kg lait soit une réduction de 5 à 10% du bilan global). L’amélioration de
l'utilisation de fumier permet de réduire le bilan de 6 à 8 g CO2e/kg lait (soit 0.6% de réduction du bilan global). La
part moyenne des émissions de méthane liée à la gestion du fumier est de 23% et le méthane représente 50%
de l'ensemble des émissions dans les fermes. Une des raisons de la réduction des intrants azotés dans les
exploitations néerlandaises est l'augmentation du cours des fertilisants minéraux. La réduction des apports
d'engrais azotés est très efficace comme option de réduction des émissions de GES. Augmenter l'utilisation de
fumier en augmentant la capacité de stockage et en épandant le fumier plus tôt dans la saison de croissance des
plantes réduit légèrement les émissions de GES. La digestion du fumier, non proposée dans les options, peut
être à l'origine d'une réduction de 50% des émissions, d’après Clemens et al., 2006 et Amon et al., 2007 cités par
les auteurs.
Henriksson et al. (2011) ont analysé la variation des données de productions des fermes laitières suédoises et
investiguer l'impact de ces variations sur le bilan GES du lait. En quoi les pratiques de management peuvent
influencer les émissions de GES des fermes laitières ? A partir de données issues des statistiques suédoises et
des inventaires nationaux et des données des exploitations agricoles, ils ont utilisé la méthode ACV en ne
focalisant que sur une seule catégorie d’impact : le changement climatique et en rapportant ce dernier au kg
d’ECM (energy-corrected milk). Sont pris en compte dans les données d’inventaires la production, le stockage et
l’excrétion lors du pâturage, l’épandage du fumier et les émissions de CH4 et N2O associées, calculées d'après
l’IPCC. Les variations du bilan GES des élevages sont dues à des différences de management entre les fermes.
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La contribution des émissions au changement climatique sont dues à 46% au CH4, 35% au N2O et 18% au CO2.
La raison des variations modérées dans les émissions de N2O malgré une grande variabilité des taux de
fertilisation azotés est que l'azote du fumier représente une forte proportion des inputs d'azote vers les sols et
que cela ne varie pas autant que les taux de fertilisation minérale. L'incertitude dans le bilan GES causée par la
variation des facteurs de management est reliée à l'incertitude des facteurs d'émissions utilisés pour estimer les
émissions de N2O par les sols et les émissions de CH4 entériques se répercutant sur l’incertitude du bilan GES.
L'alimentation des animaux est responsable à 46% du bilan GES du lait et affecte donc le contenu en azote des
excrétions et par conséquence les estimations des émissions d'ammoniac qui elles-mêmes affectent les
émissions indirectes de N2O. L'efficacité de l'azote utilisé dans l'alimentation des animaux peut être améliorée et
ainsi améliorer le bilan GES de l'alimentation si l'usage de l'azote issu du fumier est optimisé et ajusté au taux de
fertilisation minérale azotée.
Enfin, Adom et al. (2012) ont réalisé une étude sur le bilan GES de la production d'aliments pour les élevages
laitiers aux USA et les intrants ayant un impact environnemental fort. Ils ont utilisé la méthode ACV en ne
focalisant que sur une seule catégorie d’impact : le changement climatique et des enquêtes auprès d'éleveurs
laitiers. L’étude inclut l’application de fertilisants inorganiques (dont le type n’est pas précisé dans l’étude) et
l'application de fumier. Les facteurs d’émissions de N2O pour les engrais viennent de l'IPCC. Les résultats ont été
présentés culture par culture, ainsi :
Le soja présente le bilan GES le plus faible car l’application de fertilisants inorganiques est plus faible
(culture fixatrice d'N), 65% des émissions de GES sont liées à l'application de N minéral (les 35%
restant étant liés à la fabrication de l’engrais minéral).
Pour l’avoine, le maïs grain et ensilage, les fertilisants phosphatés et azotés inorganiques et le fumier
ont été identifiés comme parmi les plus contributeurs, 65% des émissions de GES des engrais N
inorganiques sont liés à l'application au champ et 35% à leur fabrication ; l'utilisation de fumier en
remplacement de l’engrais minéral contribue à hauteur de 21 ou 26% de l’impact selon les régions des
USA étudiées.
Le bilan GES du blé d'hiver est le plus élevé et lié à l'application de fertilisants N inorganiques et
phosphatés, 65% des émissions de GES des engrais N inorganiques sont liés à l'application au champ
et 35% à leur fabrication.
Pour les cultures fourragères, l'application de fertilisant N inorganique contribue de 34 à 90% en fonction
des cultures produites.
Les auteurs concluent de cette étude que le principal contributeur au bilan GES des élevages laitiers dans la
plupart des régions américaines est l'application de fertilisants azotés inorganiques sur les cultures destinées à
l’alimentation des animaux (65% liées à l'émission de N2O au champ et 35% à la fabrication). Les cultures
(essentiellement l’avoine) recevant une fertilisation avec du fumier au lieu d’une fertilisation minérale ont un bilan
plus faible que les cultures ayant reçues une fertilisation 100% minérale. Les auteurs recommandent au final
qu’un transfert de connaissance auprès des agriculteurs sur les bonnes pratiques de fertilisation comme
l'application de fertilisant ou l'utilisation de fumier peut être efficace pour contribuer à réduire sensiblement les
bilans GES régionaux des cultures.
Er et al. (2011) ont, dans un autre registre, évaluer les progrès réalisés dans la gestion des effluents d'huileries
de palme impliquées dans une démarche de transformation des déchets en ressources en réalisant une enquête
des pratiques auprès des huileries de palme de Malaisie entre 2003 et 2010. Les cendres d'incinération des
rafles sont utilisées comme fertilisants au champ ou vendues à des tiers comme fertilisants mais l’incinération
des rafles est déconseillée à cause de la pollution générée. Les rafles peuvent être également directement
utilisées comme mulch (diminution de fertilisants extérieurs) mais avec des émissions de méthane en
conséquence liées au pourrissement des rafles. Les effluents des huileries de palme sont traités avant d’être
utilisés comme fertilisants pour limiter la pollution des eaux du fait de leur forte concentration en DBO5. Les
auteurs insistent sur le fait que l’installation de méthaniseurs alimentés avec les déchets solides des huileries de
palme permettrait de réduire le bilan GES du secteur de l'huilerie de palme en Malaisie mais sans toutefois en
apporter la preuve.
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6.1.2. L’empreinte écologique
Une seule référence sur l’empreinte écologique sur la thématique de l’ESCo a été identifiée (Cerutti et al.,
2011). Les auteurs évaluent la durabilité de la fertilisation avec du fumier de porcs en vergers par la méthode
EFA (Ecological Footprint Analysis) – ou empreinte écologique – et compare l'incidence des techniques de
fertilisation sur le système global de l’exploitation agricole. Une partie des calculs repose toutefois plus sur un
bilan GES (fertilisation…) que sur une vraie empreinte écologique. Les essais expérimentaux ont été réalisés
avec trois répétitions de cinq fertilisations :
-
Scénario 1. lisier liquide : épandu avec tracteur et tonne à lisier
Scénario 2. lisier liquide enfoui : enfouissement post épandage du lisier avec une herse,
Scénario 3. fraction solide : obtenue après compostage,
Scénario 4. nutrition minérale : a. nutrition minérale seule + b. nutrition minérale et fumier
Scénario 5. témoin
Les auteurs n’ont pas identifié de différences significatives dans les empreintes écologiques totales entre les trois
premiers scénarios, les résultats (exprimés en Gha/t pour l’application de lisier sur 1 ha) étant égaux à 0,960
Gha/t. L'empreinte écologique de l'épandage d'engrais minéraux seuls (1.011 Gha/t) ou avec du fumier (1,145
Gha/t) sont significativement différents des scénarios épandage de lisier.
La contribution des opérations de fertilisation à l’empreinte écologique globale représente 19.3% de plus que la
moyenne des scenarios 1, 2 et 3 pour le scénario 4b, représentant 12% de plus que le scenario 4a lui-même
représentant 6% de plus que la moyenne des scenarios 1, 2 et 3. La grande majorité de la contribution (entre
75,3 et 84,2% de l'empreinte écologique) est fortement liée à la consommation d'électricité et de fuel agricole.
Les auteurs soulignent l’impossibilité d'identifier le meilleur système parmi les scenarios 1, 2 et 3 mais mettent en
évidence l'impact environnemental de l'usage de fertilisants comparé à l’usage de lisier.
6.1.3. L’empreinte eau
On notera également l’absence de références sur l’empreinte eau sur la thématique de l’ESCo, méthode
pourtant de plus en plus d’actualité. Ceci est principalement due à l’objet même de l’expertise, l’épandage des
Mafor n’a en effet que très peu d’impacts sur les ressources en eau telles qu’évaluées avec la méthode.
Chapitre 6
812
6.2. Analyse environnementale et multicritère de l’épandage de Mafor
dans le cadre de leur valorisation en agriculture
Arnaud Hélias
Introduction
L’Analyse du Cycle de Vie (ACV) est une méthodologie structurée, globale et standardisée au niveau
international, par les normes ISO 14040 (2006) et ISO 14044 (2006). Elle quantifie les émissions de substances
impactant l’environnement et les consommations de ressources en lien avec les activités humaines (production
et consommation de biens et de services). Elle permet de déterminer les impacts environnementaux, les atteintes
à la santé humaine et les problèmes d'épuisement des ressources qui y sont associés (European Commission,
ILCD, 2010).
Trois principes sont sous-jacents à cette approche :
(1) L’analyse s’effectue en décrivant l’ensemble des étapes du système. Il s’agit de quantifier les
consommations de ressources et d’énergie ainsi que les émissions vers le milieu naturel pour
l’ensemble d’un système (approvisionnement, fabrication, utilisation, traitement des déchets induits).
L’analyse « du berceau à la tombe » d’une activité permet d’identifier l’impact total de l’activité mais
aussi les étapes clés, contribuant majoritairement aux atteintes à l’environnement.
(2) Les dommages sur l’environnement sont considérés dans leur ensemble. L’ACV est une approche
multicritère où plusieurs impacts sur l’environnement sont considérés. L’enjeu est ici d’obtenir une vision
globale afin de minimiser les transferts de pollution.
(3) L’ACV s’intéresse donc à l’ensemble des impacts environnementaux de la totalité du cycle d’une chaîne
de valeur. Cette quantification est déterminée pour le ou les service(s) rendu(s) par le système étudié.
L’idée est d’identifier les fonctions attendues (i.e. les finalités) du système et d’affecter les impacts à ces
fonctions. L’existence de bases de données et de logiciels professionnels dédiés a permis l’essor de
cette approche lors de la dernière décennie.
Une ACV se décompose en quatre phases interdépendantes (Reap et al., 2008) (Figure 6-1):
(1) La définition du champ et de l’objectif de l’étude permet d’établir la portée du travail ainsi que les choix
méthodologiques qui vont conditionner les étapes suivantes. A ce stade, il est nécessaire de choisir les
produits étudiés, les unités fonctionnelles, les limites des systèmes considérés, les méthodes
d'affectation et les catégories d'impact qui seront étudiées.
(2) L’Inventaire du Cycle de Vie (ICV) permet de déterminer et quantifier les flux de matière et d’énergie à
l’intérieur du système étudié (les produits et services intermédiaires) et en interaction avec l’extérieur
(émission de substances vers l’environnement et consommation de ressources). Un bilan matière et
énergie est ensuite requis afin de vérifier le principe de conservation de la masse tout au long du cycle
de vie du système étudié.
(3) L'évaluation des impacts du cycle de vie (EICV) est une conversion des flux de l’ICV en impacts sur
l’environnement via un processus en deux étapes : la classification (affecter les substances à des
impacts comme le méthane au changement climatique et à l’oxydation photochimique et les nitrates à
l’eutrophisation) et la caractérisation (attribuer un poids à la substance en fonction de ses effets).
(4) L’interprétation permet de mettre en avant les conclusions et de formuler des recommandations. Des
itérations entre cette étape et les précédentes sont souvent présentes.
Les étapes de classification et de caractérisation de l’EICV sont réalisées avec différentes méthodes de calcul
appelées méthodes de caractérisation. Chaque méthode définit un ensemble d’indicateurs d’impacts (effet de
serre, eutrophisation, toxicité et épuisement des ressources par exemple) et fournit les facteurs de
caractérisation qui permettent de convertir une quantité d’une substance polluante en quantité « équivalente » de
substance de référence (par exemple respectivement 1, 25 et 298 kgeqCO2/kg de gaz émis pour le dioxyde de
carbone, le méthane et l’oxyde nitreux, afin de calculer un indicateur de contribution du système étudié au
changement climatique en « équivalent CO2 »).
Chapitre 6
813
Figure 6-1. Les grandes étapes
de la méthodologie ACV
Selon l’impact qui est regardé, les résultats peuvent diverger en fonction de la méthode utilisée. Un consensus
existe pour des impacts comme le changement climatique ou la destruction de la couche d’ozone et l’ensemble
des méthodes d’EICV utilisent alors les mêmes étapes de classification et de caractérisation (provenant
respectivement des conclusions du groupement intergouvernemental pour l’évolution du climat (GIEC) et de
l’organisation météorologique mondiale). Pour d’autres impacts, comme ceux relatifs aux problèmes de toxicité
ou d’occupation des terres, le consensus n’est pas encore établi par la communauté scientifique et plusieurs
méthodes EICV coexistent 4.
La plupart des systèmes de production génèrent des coproduits ou sous-produits et remplissent ainsi plusieurs
fonctions. Se pose alors le problème de la « répartition » de la pollution entre les différentes finalités du système.
La prise en compte des coproduits d’une activité est un problème récurrent en ACV. Lorsqu’un système génère
un produit et un coproduit, et que l’on souhaite définir la pollution liée uniquement au produit, le problème est
généralement traité via deux approches :
•
•
L’allocation (ou attribution) : le principe est de répartir la pollution induite par le système entre le produit
et le coproduit en fonction d’une règle comme les masses respectives, le contenu énergétique ou
encore la valeur marchande.
La substitution : le principe est de considérer que le coproduit pourrait se substituer à un produit de
référence qu’il ne faudra donc pas produire ni utiliser. Ainsi, la pollution de ce produit de référence serait
évitée et cette quantité de pollution sera soustraite aux impacts du système étudié.
C’est cette seconde approche qui est généralement utilisée lors de la réalisation des ACV de systèmes de
gestion des déchets. Relevée par Heijungs et Guinée (2007) et identifiée par Winkler et Bilitewski (2007), l’une
des raisons principales pour expliquer la variabilité des résultats ACV, lors de l’évaluation de système de
traitement de déchets 5, est la détermination des « impacts évités » attribués aux coproduits des traitements
(énergie, chaleur et matière première secondaire). Ainsi, la production des Mafor pourrait permettre d’« éviter » la
fabrication et l’utilisation d’une certaine quantité d’engrais azoté, phosphaté et potassique et un bonus est
accordé aux traitements des déchets 6.
A la demande de l’Ademe, un bilan des connaissances sur les impacts environnementaux de la gestion
biologique des déchets a été réalisé (Mallard et al., 2005 ;2006). La Figure 6-2 est extraite de ce bilan. Elle
présente le principe de la substitution, une étape qui est au cœur de l’évaluation environnementale des Mafor par
l’ACV. Un système de fumure organique (d’une quantité Qdéchets) et minérale (Q0) entraine des émissions de
4 L’institut pour l’environnement et la durabilité de la commission européenne a cependant récemment défini une méthode consensuelle,
via une consultation des parties prenantes. Cette méthode, trop récente, n’apparaît pas encore comme utilisée dans la littérature. Source:
European Commission, 2011
5 Il est à noter que dans l’évaluation des systèmes de traitements des déchets, les processus de production de ceux-ci ne sont pas
considérés car les impacts en amont du traitement des déchets sont attribués aux produits fabriqués.
6 Dans certains travaux, une extension des limites du système est réalisée à la place d’une substitution mais le résultat en terme
d’interprétation reste identique (Reap et al., 2008).
Chapitre 6
814
polluants lors des étapes de production, de transport et d’épandage (noté E sur la figure) mais permet bien
évidemment de fertiliser une culture. Dans une approche par substitution, il faut alors considérer ce qui aurait été
mis en œuvre en absence de cette fertilisation : une fumure exclusivement minérale (Q1) avec une valeur
fertilisante (VF) identique. Ce sont les impacts des productions, des transports et des épandages de cette fumure
minérale qui seront évités et donc soustrait aux impacts sur l’environnement de la fumure mixte. La substitution
est double : au niveau de la production de l’engrais minéral et au niveau de son utilisation.
L’ACV est une approche « globale » mettant en jeu une succession d’étape (pour, par exemple, traiter un déchet
ou produire un aliment) et non « site » (focalisé sur une seule étape comme les émissions à la parcelle). L’enjeu
est donc de déterminer à quelle étape sont attribués les avantages et les dommages de l’épandage des Mafor et
la place de cette étape dans les filières considérées.
Figure 6-2. Système différentiel « épandage de fumure mixte minérale et organique
évitant l’épandage de fumure minérale »8
Corpus bibliographique utilisé
Les références bibliographiques ont été recherchées en croisant la liste des Mafor avec une composante sur
l'ACV en explorant à la fois le WoS et Cab abstracts. Le corpus bibliographique contenait initialement 2229
références. Certains termes des requêtes comme « waste » ou encore « impact assessment » se sont révélés
peu sélectifs. Un tri a donc ensuite été effectué en supprimant les références :
ne parlant pas d’ACV,
dédiées uniquement aux traitements des déchets sans production de Mafor (e.g. traitement de déchets
électroniques, incinération de boues d’épuration avec mise en centre d’enfouissement des résidus, mise en
décharge d’ordures ménagères)
dédiées aux productions agricoles, sans utilisation de Mafor (e.g. culture avec une fertilisation
exclusivement minérale).
Chapitre 6
815
Il en résulte un corpus de 185 références auxquelles s’ajoutent 8 références de littérature grise. C’est à partir de
cet ensemble que ce chapitre a été construit en sélectionnant les références pertinentes.
Ce corpus est composé d’articles récents, dont la majorité a été écrite dans les 10 dernières années. Il est en
forte augmentation. Ceci est en accord avec le développement des approches ACV qui s’est initié récemment et
est en plein essor. Ce corpus est principalement focalisé sur les déchets et les traitements associés (via les mots
comme « waste », « wastewater », « municipal », « solid », « treatment » et « composting »). Il montre aussi
l’objectif des approches ACV : l’évaluation environnementale d’un système pris dans son ensemble («
environmental », « systems », « greenhouse », « emissions », « evaluation », « study »,…). L’utilisation des
Mafor apparaît à travers des mots clés relatifs au secteur agricole (« organic », « production », « application », «
farming ») mais avec des occurrences faibles.
Les références peuvent être réparties dans différentes catégories :
La grande majorité des articles du corpus sont des évaluations environnementales de systèmes de
traitement de déchets. Un total de 36 références comporte le mot « treatment » dans leur titre, 29
l’expression « waste management ». L’utilisation des Mafor est dans ce cas l’étape finale du traitement,
c’est sa prise en compte au sein de l’évaluation globale qui est étudiée.
Quelques références sont des évaluations environnementales de systèmes de productions agricoles, avec
une utilisation de Mafor (13 occurrences du mot-clé « agricultur* », 31 de « product* »). Il s’agit
généralement d’utilisation de compost. Il faut étudier le poids de ces impacts par rapport aux autres étapes
des productions agricoles.
Certaines références sont des documents de synthèse sur la mise en œuvre des ACV, dans certains cas
dédiés au secteur des traitements de déchets et au secteur agricole.
Un faible nombre de références est réellement dédié à l’utilisation des Mafor. Aucune référence ne
comportent le mot-clé « spread* ».
Le corpus est donc principalement focalisé sur le traitement des déchets et des effluents. L’ACV est une
approche globale, il est donc normal que les Mafor soient principalement abordés avec l’amont (traitement des
déchets) ou l’aval de la filière (production agricole).
6.2.1. L’épandage des Mafor comme étape dans le traitement des déchets
et effluents
Un faible nombre de publications ACV est dédié exclusivement aux Mafor. La majeure partie de ce corpus est
constituée d’articles scientifiques focalisés sur le traitement des déchets où l’épandage des Mafor n’est qu’une
des étapes du système étudié. Ont été identifiées des références portant sur les boues d’épuration des eaux
usées, la fraction fermentescible des déchets ménagers, des scénarios agricoles avec des épandages d’effluents
animaux, l’utilisation de digestats et sur l’épandage de biochar.
6.2.1.1. Le cas des boues de station de traitement des eaux usées
Le recueil des références bibliographiques a permis d’identifier une trentaine d’articles s’intéressant à la
valorisation agricole des boues de station de traitement des eaux usées. Presque tous les travaux intègrent le
rôle fertilisant de cet apport via une substitution d’engrais minéraux. Malheureusement la valeur d’équivalence
engrais (cf. chapitre 3) n’est pas toujours indiquée, il est aussi souvent fait référence à un document interne ou
une étude propre au pays des auteurs. Lorsqu’elles sont disponibles, les valeurs d’équivalence engrais utilisées
varient de 25 à 100% pour l’azote, de 66 à 100% pour le phosphore et de 80 à 100% pour le potassium.
En dehors de quelques études n’intégrant pas d’impact de toxicité (Dennison et al., 1998 ; Murray et al., 2008), la
majeure partie des travaux présente les flux d’éléments traces minéraux (ETM) vers l’environnement qui
proviennent de l’utilisation de ces boues. Plusieurs auteurs soulignent qu’il s’agit là d’un des éléments clés de
l’évaluation des systèmes, ces ETM pouvant être un important contributeur de la toxicité induite par le système
(Hospido et al., 2007 ; Houillon et Jolliet, 2005 ; Wenzel et al., 2008 ; Johansson et al., 2008).
Chapitre 6
816
Les travaux du projet Ecodefi (Pradel, 2010) sont dédiés à l’ACV du chantier d’épandage des boues et non à la
filière « boue » dans son ensemble. Dans ce cadre, les émissions des formes azotées ont été représentées
principalement par l’utilisation des modèles DEAC (conçu par les instituts techniques agricoles, pour la lixiviation
de l’azote) et STICS (Brisson et al., 1998 ; 2002) pour les autres formes d’émissions azotées. Ceci a permis
d’étudier les conséquences de l’épandage pour neuf systèmes de cultures et de quantifier les flux d’azote
correspondants. Il montre la grande variabilité des émissions post-épandage en fonction des conditions
pédoclimatiques (particulièrement pour oxyde nitreux) et des techniques d’épandage (forme ammoniaquée).
Hospido et al. (2010) prennent en compte treize résidus médicamenteux dans l’estimation des toxicités induites
par l’usage des boues. Ce travail est réalisé par l’ajout de nouveaux facteurs de caractérisation à la méthode de
caractérisation CML (Muñoz et al. 2009). Avec la méthode utilisée, les impacts de ces molécules restent
négligeables au regard des conséquences induites par les ETM.
Certains travaux ne considèrent pas les émissions des formes azotées et phosphorées consécutives à
l’épandage des Mafor (Murray et al., 2008 ; Houillon et al., 2005 ; Beavis et Lundie, 2003 ; Hospido et al., 2005 ;
Tarantini et al., 2007 ; Peters et Rowley, 2009 ; Hong et al., 2009 ; Liu et al., 2013 ; McDevitt et al., 2013) et ne
considèrent donc que les avantages de la substitution aux engrais minéraux. D’autres travaux intègrent les
émissions aux champs, parfois sans les décrire (Pasqualino et al., 2009), par exemple selon le modèle ORWARE
(Kärrman et al., 2001 ; Lundin et al., 2004 ; Tidåker et al., 2006) (voir $ 6.3.1.2), d’une façon partielle sans
prendre en compte les nitrates (Lundin et al., 2000), selon des mesures expérimentales (Johansson et al., 2008)
ou encore selon la méthode (Nemecek et Schnetzer, 2012) proposée par EcoInvent (Foley et al., 2010 ; Hospido
et al., 2010), actuellement la plus importante base de données en ACV (un ensemble de processus techniques
de production, de transformation et de transport utilisés par les praticiens ACV) 7. Enfin de rares travaux
(Sablayrolles et al., 2010) considèrent un différentiel entre les émissions de substance liées à la boue et celles
qui auraient eu lieu avec les engrais minéraux.
Récemment, Yoshida et al. (2013) ont réalisé une revue bibliographique sur 35 ACV de gestion de boues
d’épuration (28 incluant l’épandage de ces boues). Leurs travaux soulignent la grande variabilité des
phénomènes pris en compte avec 11 publications intégrant des émissions dans l’atmosphère lors de l’épandage,
11 des ETM dans les sols, 2 un stockage du carbone. Une substitution à des engrais minéraux est présente dans
25 de ces travaux. Les auteurs soulignent la grande importance des hypothèses sur les résultats et la nécessité
d’une harmonisation de la réalisation de ces études ACV.
6.2.1.2. La gestion de la fraction fermentescible des déchets ménagers
L’utilisation de l’ACV afin de tester des alternatives de gestion de déchets (principalement municipaux) s’est
concrétisée par la création de modèles permettant de simuler un ou plusieurs scénarios et de calculer leurs
impacts environnementaux. Si plus d’une dizaine de modèles peuvent être identifiés (Gentil et al., 2010), deux
possèdent à la fois une certaine audience et la prise en compte de l’épandage des Mafor obtenues à partir de la
fraction fermentescible des déchets ménagers.
ORWARE (ORganic WAste REsearch) (Dalemo et al., 1997 ; Eriksson, 2002) est un modèle suédois qui a été
illustré par plusieurs chercheurs sur des cas concrets de gestion des déchets ménagers, et principalement la
fraction fermentescible des ordures ménagères (FFOM) (Sonesson et al., 1997 et 2000; .Eriksson et al., 2005 ;
Mendes et al., 2003). Il se focalise seulement sur trois impacts : le changement climatique, l’acidification et
l’eutrophisation ; les problèmes de toxicité ne sont donc pas abordés. L’épandage des Mafor (ici du compost
d’ordures ménagères ou des digestats) est intégré au modèle par les émissions induites (formes azotées et
phosphorées) et par une substitution aux engrais minéraux. Pour tenir compte des différentes formes d’azote
présentes dans les Mafor un modèle simplifié de la dynamique de l’azote est proposé (cf. Figure 6-3). Les flux
d’ammoniac sont déterminés par des mesures expérimentales suédoises, ceux de nitrates par un modèle de
simulation (intégrant les grands types de sols) et ceux d’oxydes nitreux par les préconisations du GIEC. Ce
modèle permet donc de calculer à la fois les émissions et les valeurs de substitution (par l’azote restant
disponible). Pour le phosphore, un comportement identique aux fertilisants minéraux en termes de pouvoir
7
http://www.ecoinvent.org
Chapitre 6
817
fertilisant et de devenir est considéré. Dalemo et al. (1998) soulignent l’importance de considérer les émissions
azotées liées à l’épandage des Mafor pour l’évaluation des scénarios de gestion de déchets. Thomsson (1999)
utilise ce modèle et aborde la problématique des ETM sans toutefois en représenter les impacts en raison de la
complexité de construire un bilan matière entre le sol et la plante sans une connaissance détaillée du milieu.
Figure 6-3. Modèle conceptuel pour le calcul de la réduction des besoins en azote minéral et de l'augmentation des
émissions dans l'air et de l'eau lors de l'utilisation d'engrais organiques42
EASEWASTE (Environmental Assessment of Solid Waste Systems and Technologies) est un modèle d’origine
danoise qui utilise EDIP comme méthode d’EICV (Kirkeby et al., 2006; Bhander et al., 2008 et 2010). Il est
probablement celui qui est le plus utilisé. Il intègre des substitutions aux engrais minéraux ainsi que les émissions
liées à l’épandage des Mafor et permet de représenter les conséquences des formes azotées, phosphorées, des
ETM et des composés organiques persistants ; la séquestration du carbone est aussi considérée. Le module
EASEWASTE dédié à la gestion des Mafor n’est cependant décrit que dans un document en danois (Hansen,
2004), il est donc difficile d’en cerner la pertinence. Les auteurs soulignent d’autre part que les conséquences
des apports de Mafor sur la qualité du sol ne sont pas prises en compte en raison de leur complexité. Lorsqu’un
épandage est pratiqué, l’utilisation de ce modèle met en avant l’importance des métaux lourds dans les impacts
de la gestion des déchets (Kirkeby et al., 2006). D’une manière plus large (recyclage, mise en centre
d’enfouissement, incinération…), le devenir final des déchets est un facteur déterminant dans l’évaluation des
procédés de traitement (Christensen et al., 2007).
EASEWASTE a été utilisé pour comparer le traitement par incinération, stockage et compostage des déchets
ménagers (Manfredi et al., 2011). Dans ces travaux, les auteurs identifient un intérêt au compostage, comme
solution de traitement de déchet, vis à vis de l’écotoxicité. Cet intérêt est ici dû aux émissions évitées,
principalement de chrome et de mercure, au niveau de la production des fertilisants qui est substituée par
l’utilisation du compost.
EASEWASTE a également été utilisé pour comparer l’utilisation d’un compost commercial, provenant de déchets
alimentaires et de déchets verts, comme substrat de culture par rapport à de la tourbe (Boldrin, et ThomasHojlund, 2008; Boldrin et al., 2010). Ces auteurs mettent en avant l’avantage des composts en ce qui concerne le
changement climatique (lié à l’origine biogénique 8 du carbone émis) et pour l’eutrophisation (en raison des
émissions de composés azotés lors de la production d’engrais qui sont évités). Ici encore cependant, l’intérêt est
tempéré par la présence d’ETM dans les composts dont l’accumulation dans les sols est problématique.
Lors de la comparaison de différentes solutions de gestion de déchets de cuisine (Bernstad. et La Cour Jansenn,
2011), les auteurs considèrent que l’utilisation du compost produit se substitue à l’utilisation d’engrais minéraux
et de tourbe (à volume identique, 1 m3 de tourbe pour 1 m3 de compost) afin d’intégrer l’apport de matière
Les émissions de carbone biogénique sont considérées comme sans effet sur le réchauffement climatique : ce carbone ayant été fixé
récemment via un mécanisme de photosynthèse, son émission n’est qu’une restitution au système atmosphérique, sans augmentation de
la quantité de carbone dans l’air.
8
Chapitre 6
818
organique. L’impact environnemental du compostage est selon ces auteurs majoritairement déterminé par les
émissions de gaz à effet de serre du processus de compostage et des bénéfices de ces substitutions (en termes
de changement climatique, de l’eutrophisation, des toxicités humaines et des écotoxicités).
Andersen et al. (2010) ont réalisé un travail d’enquête sur les pratiques de substitution réelle liées à l’usage du
compost en jardinage dans deux villes du Danemark. Leurs travaux montrent qu’une substitution est pratiquée
seulement dans 22 et 24% des cas pour la tourbe, 12 et 24% pour les engrais minéraux et 7 et 15% pour le
fumier dans les villes d’Aarhus et de Copenhague respectivement. Les pratiques de substitution sont donc
différentes des substitutions théoriques. Ils soulignent que le compost est aussi utilisé pour son amélioration de la
qualité des sols en précisant que cet aspect est difficile à prendre en compte dans les évaluations
environnementales.
Bernstad et La Cour Jansen (2012) ont effectué une revue bibliographique des approches ACV pour la gestion
des déchets alimentaires, principalement vis-à-vis du changement climatique. Ils soulignent la grande variabilité
des résultats, l’utilisation des composts et digestats étant bénéfique pour le changement climatique selon certains
auteurs ou ne présentant que peu d’intérêt pour d’autres. Pour l’épandage des Mafor, cette variabilité s’explique
par les différents ratios de substitution aux engrais minéraux utilisés, les impacts environnementaux des engrais
substitués et le stockage du carbone après épandage. Ils précisent que les émissions azotées des engrais
doivent être intégrées pour les ACV des secteurs agricole et forestier en accord avec les différentes
recommandations (comme l’ILCD ; European Commission, 2010 ; Manfredi et al., 2011) et que là encore une
grande variabilité est présente, de nombreux auteurs soulignant les lacunes des connaissances. Ils identifient
une seule publication (n’abordant que la problématique du changement climatique et concernant l’épandage des
digestats issus de déchet municipaux) où un différentiel entre les émissions de l’épandage du Mafor et celui des
engrais substitués est réalisé (Møller et al., 2009).
6.2.2. L’épandage des Mafor dans l’évaluation des impacts de l’agriculture
Si la majorité des travaux sur les Mafor cherche à comparer des scénarios de traitement, Martinez Blanco et al.
(2009) s’attachent à comparer la fertilisation minérale d’une production de tomate avec celle réalisée avec un
compost issu de la fraction fermentescible des ordures ménagères. Le compostage permet d’éviter une mise en
décharge de la fraction fermentescible des ordures ménagères : il a donc ici deux fonctions (traiter un déchet et
produire un compost). Pour comparer les scénarios avec une même fonction de fertilisation, les impacts de la
mise en décharge sont « soustraits » aux impacts de la filière compost et c’est cela qui rend cette solution plus
intéressante d’un point de vue environnemental. La même approche a été utilisée pour la vigne avec du compost
de sarments, de boues de station d’épuration et une fertilisation minérale Ruggieri et al., 2009). Les auteurs
identifient un net avantage en faveur des scénarios de compostage.
Une vingtaine d’articles dédiés aux exploitations bovines et porcines ont été identifiés dans le corpus.
L’épandage des fumiers et lisiers est généralement intégré à l’étude. Il ressort de l’analyse de ces articles que
lorsque les effluents d’élevage sont utilisés dans l’exploitation considérée et que les productions agricoles sont
consommées directement, aucun coproduit n’est présent (car le fumier ne sort pas de l’exploitation) et il n’y a
donc pas de substitution. L’épandage des effluents d’élevage n’entraîne généralement pas d’impact important en
comparaison des émissions directes émises dans les bâtiments d’élevages et lors du stockage des effluents
(Beauchemin et al., 2010 ; O’Brien et al., 2011). Ceci est aussi observé dans le cas d’un élevage avicole
(Leinonen et al., 2012). Cette étape d’épandage est souvent agrégée avec l’étape de stockage (Sonesson,
2005; Thomassen et al., 2009).
Les premiers travaux portant sur l’évaluation environnementale des élevages par l’ACV (Sonesson, 2005;
Cederberg et Mattsson, 2000; Cederberg et Flysjo, 2004) utilisaient un modèle suédois pour les lessivages de
nitrate (Aronsson et Torstensson, 2003). Des travaux récents (Jan et al. 2012); Fantin et al., 2012) suivent les
modèles proposés par EcoInvent (Nemecek et Kägi, 2007; Nemecek et Schnetzer, 2012) pour l’ensemble des
émissions. Développée par Agroscope Reckenholz-Tänikon (ART 9) pour les aspects agricoles, la documentation
9
http://www.agroscope.admin.ch
Chapitre 6
819
(Nemecek et Kägi, 2007) permet d’utiliser un ensemble de modèles ou de références pour calculer les émissions
au champ lors de l’utilisation d’engrais organique ou minéral ; ces modèles étant souvent d’origine suisse.
D’une manière générale, lorsqu’EcoInvent n’est pas utilisé, les émissions lors des épandages sont généralement
déterminées selon des références et des modèles propres aux pays des auteurs (Leinonen et al., 2012; Antón et
al., 2005a; 2005b; Cooper et al., 2011; Uchida et Hayashi, 2012). La majorité des travaux dédiés à l’élevage
utilisent cependant les préconisations du GIEC pour les émissions d’oxydes nitreux et de méthane (Beauchemin
et al., 2010). Cette prédominance des préconisations du GIEC est aussi observée pour les ACV dédiées à des
cultures (Cooper et al., 2011; Mattsson et Walle, 2003; Kimming et al., 2011; Nemecek et al., 2011; Nemecek. et
al., 2011; Hakala et al., 2012). Langevin et al. 2010 s’intéressent aux émissions azotées à la parcelle après un
apport de lisier. A partir d’une revue bibliographique sur des émissions mesurées, ils montrent la variabilité des
résultats ACV en fonction des conditions pédoclimatiques, qui peut être supérieure aux conséquences
environnementales (variabilité des émissions) liées à l’utilisation de différentes techniques d’épandage.
Hakala et al. 2012 comparent une fertilisation organique par du fumier de bovin à un apport minéral pour la
production de trèfle. Ils utilisent les travaux du GIEC pour les émissions directes et indirectes de protoxyde
d’azote et des facteurs d’émission finlandais pour le lessivage et le ruissellement des éléments nutritifs, mieux à
même de représenter les conditions de ce pays. Ils observent une baisse de 20 à 30 % des rendements pour la
fertilisation organique, mais ceci s’accompagne d’une diminution des émissions de gaz à effet de serre de plus
de la moitié par unité de biomasse produite. Nemecek et al. (2011) soulignent l’intérêt de l’utilisation des effluents
d’élevage pour la fertilisation en termes d’économie de ressources (fossiles et minérales) et de maintenance de
la qualité des sols. Ceci est tempéré par des émissions vers l’environnement de nutriments plus importantes en
raison des difficultés de gestion et de contrôle de cette fertilisation.
6.2.3. Utilisation des digestats
Récemment, plusieurs études environnementales sur les systèmes de méthanisation avec une valorisation
agricole des digestats ont été publiées. Les émissions sont ici aussi souvent estimées selon les préconisations
d’EcoInvent comme précédemment (Jury, et al., 2010; De Vries et al., 2012; Poeschl et al., 2012a, b).Jury et al.
(2010) effectuent une attribution et non une substitution comme cela est souvent pratiqué, afin de représenter la
valorisation des digestats. Le critère de répartition est la valeur monétaire en assumant un prix pour les digestats
égal à la valeur des engrais substituables. Les travaux d’Hamelin et al. (2011) portent sur une ACV comparant
l’épandage direct de lisier à une méthanisation suivie de l’épandage des digestats. Les valeurs d’équivalence des
engrais utilisées suivent celles définies par la législation danoise, les émissions d’oxydes nitreux sont
déterminées selon le GIEC et les autres formes azotées selon des travaux en danois. Les émissions de
phosphore sont absentes en raison de l’hypothèse d’un déficit de la parcelle agricole (les plantes utilisent donc
l’ensemble du phosphore apporté). Ce travail intègre un stockage du carbone dans le sol qui est déterminé selon
un modèle dédié (Petersen et al., 2002). La particularité de ce travail est d’intégrer un écart de rendement entre
les productions agricoles en fonction des formes d’azote disponible (la digestion anaérobie, par la minéralisation
de la matière, rend l’azote plus disponible pour les plantes selon les auteurs) et ainsi, une production
supplémentaire de 9 kg de blé par kg d’azote est considérée comme un coproduit de l’activité et est représentée
par substitution avec des impacts d’une production de blé évités. Les résultats dépendent cependant
principalement des émissions au champ et des engrais évités, l’effet de l’augmentation des rendements étant
négligeable.
6.2.4. ACV de l’utilisation de biochar
Des travaux récents (Ahmed et al., 2012; Sparrevik et al., 2013; Cao et Pawlowski, 2013) s’intéressent à
l’utilisation de biochar en agriculture. Ces travaux sont principalement focalisés sur le stockage du carbone et
soulignent l’intérêt de l’utilisation de biochar qui permet un stockage du carbone dans le sol. Cao et Pawlowski
(2013) soulignent aussi le gain en termes d’effet de serre et de bilan énergétique par la réduction de la
fertilisation minérale (le biochar permettant d’après ces auteurs une diminution de 10% des engrais azotés,
phosphorés et potassiques en raison d’une meilleur biodisponibilité des nutriments).
Chapitre 6
820
6.3. Conclusions
Il ressort de la littérature que la plupart des Mafor ne font pas l’objet d’analyse de leurs impacts
environnementaux quelle que soit la méthode utilisée (bilan GES, empreinte ou ACV). Les principales Mafor
étudiées sont les Mafor d’origine urbaine (boues d’épuration, compost de déchets verts ou de la FFOM…) et les
Mafor d’origine agricole (effluents d’élevage, biochar, digestat de méthanisation…). Les autres Mafor objet de
l’ESCo ne font pas l’objet de publications scientifiques.
6.3.1. Conclusions sur les approches monocritères
Concernant les méthodes d’évaluation monocritère, les principales Mafor d’origine urbaine ayant fait l’objet d’un
bilan GES sont les boues issues du traitement des eaux usées uniquement. La littérature recensée permet de
mettre en évidence que l’épandage des boues ayant subi un traitement par digestion anaérobie ont un plus faible
impact sur le changement climatique que l’épandage de boues brutes. L’objectif d’avoir des stations de
traitement des eaux usées « carbon neutral » (zéro émission) est difficile car le bénéfice de l’épandage des
boues séchées ne compense pas l’énergie consommée pour le séchage de ces dernières.
Les autres Mafor à avoir fait l’objet d’un bilan GES sont les effluents d’élevage et notamment via leur gestion
dans les élevages laitiers. L’analyse de la littérature nous permet de conclure que le stockage est le premier
poste émetteur de gaz à effet de serre dans les élevages. Un levier pour faire diminuer le bilan GES des
élevages laitiers est également de réduire l’azote dans l’alimentation des animaux pour réduire la quantité
d’azote dans le fumier excrété par les animaux et par conséquent les émissions de N2O post-épandage de ces
Mafor. En augmentant l’efficacité de l’usage du fumier par un épandage raisonné ou en diminuant la fertilisation
minérale, il est possible de diminuer le bilan GES des élevages. On note toutefois une variabilité dans les
résultats des bilans GES des élevages laitiers, principalement due à la variabilité des facteurs d’émissions
choisis pour le N2O émis dans les sols et le CH4 produit par la fermentation entérique des animaux.
Enfin, la gestion par épandage d’autres types de Mafor comme les effluents de palmeraies ont un impact important
sur le bilan GES des palmeraies, une amélioration possible résidant dans la digestion anaérobie de ces Mafor.
L’empreinte écologique a été très peu mise en application sur le domaine étudié par l’ESCo mais il ressort d’une
seule et unique référence que l’épandage minéral a un impact plus important sur l’empreinte écologique
(empreinte toutefois calculée sur la base d’un bilan GES) que l’épandage de lisier enfoui ou non ou l’épandage
de fumier composté.
Il faut également noter l’absence totale de publications sur l’empreinte eau dans notre domaine d’étude.
6.3.2. Conclusions sur les approches de type « Analyse du Cycle de Vie »
Par définition, l’Analyse du Cycle de Vie est une approche globale, permettant d’évaluer les impacts
environnementaux potentiels d’un système sur chacune des étapes de son cycle de vie. Un très faible nombre de
travaux scientifiques de ce domaine sont donc focalisés uniquement sur une seule étape comme l’épandage des
Mafor (qui plus est, est souvent l’étape ultime d’une filière de gestion d’un résidu organique). En effet, l’épandage
est souvent abordé lors de l’ACV d’un système de traitement de déchets ou encore dans quelques cas lors de
l’étude des impacts environnementaux d’une production agricole.
Ainsi, en fonction de la Mafor objet de l’étude ACV, le système étudié peut-être très variable. La diversité des
limites des systèmes peut être illustrée au travers de deux exemples de Mafor : une Mafor d’origine animale (les
effluents d’élevage) (Figure 6-4) et une Mafor d’origine urbaine (les boues d’épuration) (Figure 6-5.).
Pour les Mafor d’origine animale (effluents d’élevage bruts), le système étudié est généralement l’élevage dans
sa globalité. Certaines études ACV vont ne porter que sur l’épandage de l’effluent d’élevage, tandis que d’autres
études prennent en considération l’intégralité du système de production, voire même intègrent une étape
supplémentaire telle que la mise en bouteille du lait ou l’exportation d’effluents d’élevage hors de l’exploitation en
Chapitre 6
821
cas d’excédent. Lorsqu’un élevage est étudié dans sa globalité, l’épandage des Mafor n’entraîne généralement
pas d’impact important face aux émissions directes des bâtiments d’élevages et du stockage des effluents.
Figure 6-4. Variabilité des périmètres des systèmes dans les ACV intégrant l’épandage
des effluents d’élevage
Figure 6-5. Variabilité des périmètres des systèmes dans les ACV intégrant l’épandage
des boues d’épuration urbaines
Pour les Mafor d’origine urbaine (boues d’épuration), le système étudié peut être très variable en fonction de
l’objectif de l’étude (global depuis le réseau d’égout jusqu’à l’épandage des boues, ou limité à la station de
traitement des eaux usées ou à la filière boues comprenant l’épandage de ces dernières).
Le système étudié ne concerne parfois que la filière de production de la Mafor destinée à être épandue (cas
rencontré pour du compost), sans que l’épandage soit intégré au champ de l’étude. Certains travaux soulignent de
Chapitre 6
822
leur côté l’intérêt de l’utilisation du compost de la fraction fermentescible des ordures ménagères d’un point de vue
environnemental. D’une manière générale, lors de l’évaluation d’un traitement de déchet, l’épandage des Mafor
entraîne des impacts potentiels significatifs sur l’environnement en termes d’écotoxicité et de toxicité via la présence
d’éléments traces minéraux, en termes de changement climatique, via les émissions de méthane, N2O et de
dioxyde de carbone, et en termes de pollution atmosphérique en raison principalement des composés azotés émis.
Le Tableau 6.1 décrit les principaux éléments pris en compte pour représenter l’effet fertilisant de l’apport des
Mafor aux parcelles agricoles lorsqu’un traitement de déchets est étudié. Il est généralement représenté en ACV
par une substitution au recours à un engrais minéral (41 références sur 45): l’épandage de Mafor « remplace » la
production et l’utilisation d’engrais de synthèse. Ceci permet donc d’éviter les impacts associés à la fabrication de
l’engrais minéral (extraction de ressources, pollution à l’usine, lors des transports,…) et ceux consécutifs à
l’apport à la parcelle (apport d’éléments traces métalliques dans le sol, émissions azotées…). La fertilisation
minérale « évitée » est l’élément clé qui conditionne l’évaluation environnementale de l’épandage des Mafor. Les
bénéfices de cette substitution peuvent être, pour certains impacts tels que le changement climatique ou
l’eutrophisation, du même ordre de grandeur que les dommages liés à l’épandage des Mafor.
La substitution des engrais de synthèse est faite en accord avec des « valeurs fertilisantes équivalentes » pour
l’azote, le phosphore et le potassium. Les résultats d’une évaluation environnementale de l’épandage des Mafor
vont grandement dépendre de ces paramètres. Malheureusement, principalement pour l’équivalence engrais
pour l’azote, ce paramètre est entaché d’une grande variabilité liée aux conditions et aux Mafor étudiées. Il n’est
pas toujours justifié, ou même présenté, dans les différents travaux (aucune valeur n’est présentée pour 29
publications), ce qui limite l’interprétation des résultats.
La Figure 6-6 présente les trois cas rencontrés dans la manière d’aborder la substitution dans les différentes
études ACV incluant l’épandage de Mafor. Selon les cas, l'analyse de la substitution : se limite à la fabrication
des engrais minéraux (cas 1) ; comptabilise les émissions liées au transport et à l’épandage des Mafor mais pas
(ou partiellement) celles évitées par la non-utilisation des engrais minéraux (cas 2) ; ou intègre toutes les
émissions associées à l’épandage des engrais minéraux, au même titre que la fabrication et le transport de la
Mafor (cas 3). Dans ce dernier cas seulement, les systèmes comparés sont "équivalents", et l'estimation de la
substitution intègre le calcul du différentiel d’émissions entre les deux systèmes. La diversité des périmètres des
systèmes étudiés entraîne une grande variabilité des résultats. Lorsqu’un système est incomplet (cas 1 et 2), les
résultats doivent être interprétés avec prudence.
Figure 6-6. Différentes prises en compte de la substitution aux engrais minéraux
dans les évaluations ACV de l’épandage des Mafor
Chapitre 6
823
Tableau 6-1. Paramètres de la fonction fertilisante des Mafor pour les publications centrées sur les traitements de déchets.
Réfs
Mafor
Impactsb
Substitution
de fertilisant
8
fumier de bovin, lisier de bovin, compost NA
de déchets urbains, compost de déchets
ménagers, boues d’épuration urbaines
Oui (N, P)
9
boues d’épuration urbaines
ND
ges + inventaire
CML
enr; ges
boues d’épuration urbaines – compost
de boues d’épuration urbaines
boues d’épuration industrielles
EDIP
ges, acid. eut
Non
Oui (N, P)
Oui (N, P)
Oui (N,P,K,
chaux)
ND
Oui (N, P)
10
11
12
13
14
20
21
22
23
24
25
26
31
27
33
18
34
28–30,37–44c
45–47,50–56d
89
90
91,92
93
Stockage carbone /
Matière organique
Valeur d’équivalence
Non
Oui (N2O, CH4, NH3, Oui (N2O, CH4, NH3, NO,
NO, COV, NO3-, PO43-, COV, NO3-, PO43-, CTO)
CTO)
Non
Non
Non
Non
ND
Non
Oui (ETM)
Non
ND
N : boues 0,42 ; composts 0,3
P : boues 0,7 ; composts 0,035
Oui (valeurs substituées)
Non
Non
Non
ND
ND
Oui (N2O, CH4, NH3, Oui (N2O, CH4, NH3, NO3-)
NO3-)
ND
Non
Oui (N, P)
Non
Oui (N,P,
chaux)
Oui (ND)
Oui (N, P)
Oui (ND)
Oui (N, P)
Oui (N, P)
Oui (N, P)
Oui (N, P)
ND
NA
Non
Non
Oui
Oui (CH4, ETM)
Oui (ETM)
Oui (ETM)
Non
Non
Non
ND
ND
ND
N : 0,5 / P : 0,7 – 1
ND
N : 0,25 – 0,75 / P : 0,25 – 0,75
N : 0,5 / P : 0,7
Non
Non
Non
Non
Non
Oui
Non
Oui (ETM)
Non
Oui (N2O, lessivage)
Non
Oui (ND)
Oui (N2O, NH3, ETM)
Oui (N2O, NH3, PO43-,
ETM, CTO)
Oui (N2O, ETM, CTO)
Non
Non
Non
Non
Non
Oui (N2O, NH3, ETM)
Non
Oui (N2O, NH3, NO3-,
NOx, P, ETM)
Oui (N, P, ETM, CTO)
Oui (N2O, NH3, NOx,
NO3-, PO43--)
Oui (CH4, NH3, NO,
N2O, NO3-, PO43-)
Oui (CH4, NH3, NO,
N2O, NO3-, PO43-)
Non
compost de boues d’épuration urbaines
ges, acid, tox, oc ter
ges
CML + USETOX
inventaire
CML
inventaire
CML
acid, eut, ges, oz dep, ox
ph, ecotox, tox
ox ph, eut, acid, ges
Oui (N, P)
Non
Oui (N, P)
ND
Non
EDIP
ECOINDICATOR 99, ges,
enr
RECIPE (m)
Oui (N,P,K,)
Non
(allocation)
Oui (N, P, K)
ND
Oui (N : 0,54 – 0,83 / P : ND / K : ND)
Oui
Non
N : 0,65 / P : 1 / K : 1
Oui
RECIPE (m, e)
Oui (N, P, K)
Non
EDIP
Oui (N, P, K)
N : digestats de fumier de bovin 0,45 ; digestats de codigestion 0,65
P:1
K:1
N : lisier porcin 0,7 ; lisier bovin 0,75 ; lixiviat (fraction liquide) séparé des
digestats 0,85
P : 0,81 / K : 0,97
digestats de lisier porcin
digestats de codigestion (effluent
animaux, résidus agricole, cultures
dédiées, etc…)
digestats de lisier porcin
digestats de lisier bovin
Substitution d’émissions au
champ (fertilisant évité)
N : lisier bovin 0,27 – 0,47 ; compost de déchets urbains 0,044 – 0,3 ;
compost de déchets ménagers 0,53 – 0,75 ; boues d’épuration urbaines 0,12
– 0,66
P : fumier bovin 0,68 – 0,85 ; compost de déchets urbains 0,54 – 0,84 ; boues
d’épuration urbaines 0,52 – 0,97
NA
N1/P1
ND
N : 0,61 / P : 0,7 / K ND
eut, ges, ox ph, acid,
ecotox
CML
CLM+ tox
ener, ges, tox, ecotox
boues d’épuration urbaines28–30
compost de déchet organique 37–44
compost de déchet organique
digestats de culture énergétique
Emissions au champ
(Mafor)
Oui (N, P)
Oui : inclus ; Non : absent ou non précisé ; NA : non applicable ; ND : non documenté.
Oui
Non
Non
Non
Non
Oui (N2O, ETM, CTO)
Non
NA
Non
Non
Oui (CH4, NH3, NO, Non
N2O, NO3-, PO43-)
b Méthodes d’impacts : CML, ECOINDICATOR 99, EDIP, RECIPE (m midpoint ; e endpoint), USETOX (ILCD handbook107 recense et décrit m’ensemble des méthodes, pour plus de détails, consulter ce document) / impacts seuls: ges
changement climatique ; enr bilan énergétique : acid acidification ; eut eutrophisation ; ox ph oxydation photochimique ; tox toxicité humaine ; ecotox écotoxicité ; oc ter occupation des terres / inventaire : publication sans calcul d’impact.
c publications
liées au modèle ORWARE
d publications
liées au modèle EASEWASTE
Chapitre 6
824
Les approches de type « Analyse du Cycle de Vie » se développement réellement depuis une dizaine d’année
seulement, et différentes méthodes de calcul d’impacts ont vu le jour, selon les différentes avancées
scientifiques. Si la norme ISO cadre la méthodologie générale, il n’y a pas de consensus sur la façon de choisir et
de calculer les impacts. Cette absence de standard 10 rend difficile la comparaison des études entre elles.
Ceci est d’autant plus vrai pour les éléments trace minéraux et les problèmes de toxicité, où la diversité des
méthodes entraîne une grande hétérogénéité de résultats. La méthode UseTox (Rosenbaum et al., 2011) offre
désormais un consensus international mais son utilisation est encore peu présente. Cela devrait évoluer dans les
années à venir, UseTox étant désormais disponible dans les logiciels ACV.
Certains aspects ne sont pas pris en compte par les approches ACV. Ainsi, même si quelques travaux (Garrigues
et al., 2012; Canals et al., 2007) donnent un cadre pour intégrer la qualité des sols et le rôle de la matière
organique dans la méthode ACV, ces aspects ne sont généralement pas mis en pratique, par manque de cadre
méthodologique, dans les travaux bien qu’ils soient très importants (Aissani et al., 2012).. D’autre part, quelques
publications récentes, notamment sur les biochars, intègrent le stockage du carbone et son rôle vis à vis du
changement climatique, cela devrait se généraliser dans les années à venir.
Enfin, les pathogènes ne sont pas représentés en ACV, ce qui doit évidemment être souligné lors de l’utilisation
de Mafor. Certains travaux (Motoshita et al., 2010) commencent à intégrer cela mais les méthodes ne sont pas
encore opérationnelles.
Enfin une diversité de modèles d’émissions de substances azotées est observée dans la littérature, les solutions
proposées par EcoInvent (Nemecek,et Schnetzer, 2012), étant de plus en plus utilisées.
Au final, l’évaluation environnementale de l’épandage des Mafor par les approches ACV est principalement
déterminée par les hypothèses retenues : les émissions prises en compte et les substitutions aux engrais
minéraux considérées. Ce sont ces deux aspects qui devraient être clairement exposés dans les études.
Des démarches de standardisation sont actuellement en cours au niveau de l’Europe et du Programme des Nations Unies pour
l'Environnement.
10
Chapitre 6
825
Annexe. Détail des mots-clefs utilisés pour constituer le corpus
bibliographique du chapitre 6
Section 6.1 (corpus commun avec les sections 3.8, Annexe du chapitre 4 et 7.3.4)
Composante "approches monocritères" :
“Carbon footprint” or “Water footprint” or “ecological footprint" or “exergy” or “emergy”
Composante "approches multicritères" :
"multicriteria analysis” or “multicriteria analysis method” or “spatial multicriteria decision analysis" or SMCA or "multicriteria
decision analysis" or MCDA or "decision-making" or "decision making" or "decision makers" or "decision support system*" or
“decision support tool” or “DSS” or “Integrated analysis”
Requêtes :
Title=(liste des Mafor) AND Topic=(approches monocritères)
Topic=(liste des Mafor) AND Title=(approches monocritères) NOT Title=(liste des Mafor)
Title=(liste des Mafor) AND Topic=(approches multicritères)
Topic=(liste des Mafor) AND Title=(approches multicritères) NOT Title=(liste des Mafor)
Section 6.2
Composante "ACV" :
"life cycle analysis" or "life cycle assessment" or LCA or "life cycle management" or LCI or "life cycle inventor*" or "impact
assessment"
Requêtes :
Title=(liste des Mafor) AND Topic=(ACV)
Topic=(liste des Mafor) AND Title=(ACV) NOT Title=(liste des Mafor)
Chapitre 6
826
Références bibliographiques citées dans le chapitre 6
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