La méthanisation s’accompagne de la minéralisation de l’azote organique des intrants en azote ammoniacal et d’une augmentation significative du pH en raison de la formation d’ammoniac et de la volatilisation des acides gras volatils lors de la digestion anaérobie. Les digestats produits sont ainsi particulièrement prédisposés à la volatilisation d’ammoniac, qui explique en partie la perte d’efficience azotée de ces produits après épandage.
Pour une même dose d’apport en brut, les digestats « Fraction Solide majorité lisier non ruminant », ainsi que « Brut ou fraction liquide autres situations dont majorité végétal » et « Brut ou fraction liquide majorité lisier non ruminant » se détachent un peu de l’ensemble des digestats, avec un pool d’azote volatilisable légèrement plus conséquent.
Une volatilisation plus faible est attendue pour des digestats à faible teneur en matière sèche et qui s’infiltrent donc rapidement, typiquement les digestats liquides, avec la volatilisation la plus faible a priori pour « Fraction liquide majorité lisier non ruminant », puis « Fraction Liquide autres situations dont majorité végétal », et enfin « Fraction liquide majorité lisier/fumier ruminant ».
A l’inverse, une volatilisation plus élevée est attendue pour les digestats qui restent en surface, les digestats « Voie sèche majorité fumier/lisier ruminant », ainsi que les fractions solides et en particulier les « Fraction Solide autres situations dont majorité végétal » pour lesquels les plus fortes teneurs en matière sèche sont observées.
On voit qu’il est difficile d’anticiper le comportement de chacune des classes de digestats, car les 7 catégories de digestats se classent de manière quasiment inversée relativement à ces deux facteurs. C’est aussi ce que l’on retrouve de manière globale pour l’ensemble des produits résiduaires organiques (PRO) recyclés en agriculture.
La volatilisation est généralement beaucoup plus rapide et beaucoup plus élevée pour un substrat dont le pH est alcalin que pour les autres. Les digestats ont des pH relativement alcalins (pH ~8-9) comparativement à l’ensemble des produits résiduaires organiques, avec des pH proches voire supérieurs à ceux des fumiers et des composts. Ils restent néanmoins moins alcalins que les boues issues des industries agro-alimentaires qui peuvent atteindre des pH de 12. Néanmoins, certains des processus qui se mettent en place après l’épandage sont en interaction très forte avec le pH : ils peuvent être à la fois conditionnés par le pH et avoir des effets en rétroaction sur le pH. C’est le cas de certaines réactions biologiques (par exemple de minéralisation), des équilibres physico-chimiques, des émissions de composés gazeux (en particulier dioxyde de carbone, acides gras volatils et ammoniac). Les effets directs sont ainsi difficiles à caractériser avec précision.
Les données dont nous disposons ne permettent pas de distinguer de manière stricte des différences de potentiel de volatilisation entre les différentes classes de digestats, la variabilité intrinsèque aux digestats étant très élevée.
Les « digestats voie sèche » représentent une catégorie à potentiel de volatilisation particulièrement variable. Nous pouvons néanmoins donner quelques tendances : les digestats « Voie sèche majorité fumier/lisier ruminant » tendent à volatiliser généralement plus que les autres digestats.
Il est ensuite difficile de différencier les digestats « Fractions Solides » des digestats « Bruts ou Fractions liquides », mais ceci peut être un effet de la classification retenue : les digestats bruts obtenus par voie humide sont relativement pâteux, et ont en effet tendance à volatiliser plus que les digestats liquides et les fractions liquides des digestats, qui s’infiltrent plus facilement dans le sol.
La question est fréquemment posée de l’effet de la digestion sur le potentiel de volatilisation des substrats : en raison de la grande variété de composition des rations et de la grande variété des processus de méthanisation, la digestion peut conduire soit à l’augmentation relative du risque de volatilisation, soit à sa réduction. En moyenne, on peut considérer que l’effet est nul, en raison de l’effet opposé de la digestion sur le pH et sur la teneur en matière sèche au regard de leur impact sur la volatilisation.
En raison des effets très contrastés de certaines propriétés des digestats sur la volatilisation, des techniques de réduction des émissions d’ammoniac visant à modifier ces propriétés sont proposées ou en cours d’étude.
En cohérence avec les propriétés des digestats et de leurs effets sur la volatilisation, ce sont les propriétés du sol qui jouent sur l’infiltration du digestat et sur le pH du mélange sol-digestat qui impactent le plus la volatilisation. Les modes d’action sont les mêmes que pour les autres PRO.
Ainsi, l’état de surface et la porosité de la couche de sol de surface conditionnent l’infiltration : ils sont le fruit de la combinaison du type de sol (texture), des pratiques de conduite des cultures qui déterminent sa structure, ainsi que de la météorologie, qui conditionne la teneur en eau et donc la part de la porosité du sol qui peut accueillir la solution du digestat.
Un travail du sol avant l’application de digestats liquides peut, dans certains cas, favoriser l’infiltration et peut être mis en œuvre pour réduire la volatilisation.
Concernant le pH, on estime généralement que c’est une valeur intermédiaire entre le pH du digestat liquide et de celui du sol qui conditionne la volatilisation, alors que pour les digestats qui ne s’infiltrent pas, c’est le pH du digestat seul qui conditionne la volatilisation. Il est donc probable que les pratiques qui conduisent à diminuer ou augmenter le pH des sols cultivés impactent la volatilisation de ces types de digestats, dans le sens opposé aux effets sur les émissions de protoxyde d’azote (cf. Risque d’émissions de gaz à effet de serre [GES] des digestats).
Les émissions d’ammoniac après l’épandage d’un digestat répondent instantanément aux fluctuations horaires voire infra-horaires des variables météorologiques clés que sont la pluviométrie, la température, la vitesse de vent et le rayonnement solaire.
L’occurrence d’une pluie contribue généralement à la dilution de l’azote ammoniacal dans l’eau des précipitations et à l’entraînement de l’azote ammoniacal dans le sol, et réduit ainsi la volatilisation : un arrêt total de la volatilisation peut être observé en cas de fortes pluies, même peu après l’épandage, si la totalité de l’azote ammoniacal est entraîné dans le sol, même à faible profondeur.
Toute augmentation de la température et/ou de la vitesse du vent favorise la volatilisation. Le rôle du vent est en effet déterminant dans la dispersion dans l’atmosphère de l’ammoniac émis par la surface. Quant à la température, son effet est amplifié quand, à la fois, la température de l’air est élevée et le rayonnement solaire est fort, ce qui est le cas en été, mais aussi plus ponctuellement vers midi solaire pour toutes les saisons : le rayonnement incident sur la parcelle contribue à une augmentation supplémentaire de la température de surface, qui est bien celle qui détermine la volatilisation. L’effet du rayonnement peut ainsi parfois prendre le pas sur celui de la vitesse de vent. Si les conditions météorologiques conduisent à l’assèchement du digestat en surface, ce qui est souvent observé pour les apports d’été ou autour de midi, la volatilisation est arrêtée, au moins momentanément ; le dépôt de rosée en fin de nuit ou une petite pluie peuvent éventuellement contribuer à la ré-humectation du digestat et à la reprise de la volatilisation, si tout l’azote ammoniacal n’a pas été volatilisé avant.
On voit ainsi que même si de grandes tendances d’effets des variables météorologiques sont reconnues, des effets divergents peuvent être observés localement et ponctuellement en raison du caractère surfacique et instantané de la volatilisation d’ammoniac, contrairement aux autres émissions gazeuses dues à des réactions biologiques.
Néanmoins, il est vivement conseillé d’éviter les périodes à forte vitesse de vent et les temps secs et chauds pour les apports de digestats, la volatilisation pouvant alors affecter la totalité de l’azote ammoniacal contenue dans le digestat.
L’occurrence d’une pluie peu après l’apport est généralement la garantie de l’arrêt ou la réduction très forte des émissions, et ainsi d’une meilleure efficience azotée du digestat.
Le couvert végétal agit de la même manière que pour les autres engrais ou produits organiques sur la volatilisation des digestats. Il intervient à plusieurs niveaux :
La volatilisation est d’autant plus faible que (i) la densité du peuplement et par conséquent l’indice foliaire sont élevés, (ii) la vitesse de croissance du couvert au moment de la fertilisation est forte et (iii) les plantes sont carencées en N. Les pertes d’azote par volatilisation sont donc bien responsables de la réduction de l’efficacité de l’utilisation de l’azote (cf. Effet fertilisant des digestats) qui pourraient être limitées par un fractionnement des apports sur certaines cultures.
En conséquence de tous ces effets, la présence d’un couvert végétal réduit efficacement la volatilisation, dans la mesure où l’engrais est bien apporté à la surface du sol, sans souiller les feuilles.
La volatilisation de l’ammoniac du digestat dépend de plusieurs facteurs (propriétés du digestat, conditions pédoclimatiques, présence d’un couvert végétal). De plus, les modalités d’apport affectent la surface de contact et le temps de contact entre le digestat et l’atmosphère, et conditionnent ainsi fortement la volatilisation d’ammoniac.
Afin de maîtriser les pertes d’azote par volatilisation à l’épandage, il convient de :
Concernant le matériel et le mode d’incorporation, il n’est pas tant nécessaire d’augmenter la profondeur d’incorporation que d’incorporer le digestat efficacement pour le soustraire le plus possible d’un contact direct avec l’atmosphère et ainsi réduire efficacement la volatilisation. Et selon le matériel utilisé, la profondeur pratiquée, l’état du sol et le délai d’intervention, l’efficacité de l’incorporation comparativement à l’apport en plein est variable, couvrant une gamme de 30 à 90 %. L’information n’est cependant pas disponible pour une incorporation après un apport en bande, et mériterait d’être caractérisée.
Les pratiques applicables aux effluents d’élevage sont a priori transposables sans restriction aux digestats, et, en raison de leur mode d’action, l’effet relatif attendu sur les digestats est le même que celui sur les effluents d’élevage. Les pratiques visant à réduire la volatilisation d’ammoniac reconnues pour les autres PRO sont présentées et détaillées dans le « Guide des bonnes pratiques agricoles pour l’amélioration de la qualité de l’air ».
Poste digestion-méthanisation
La concentration en ammoniac dans le biogaz est extrêmement faible, comprise entre 0,1 % et 1 % selon les substrats fermentés. Les pertes par fuite sont inférieures à 0,05 % de la teneur en azote du digestat obtenu, et cette source peut donc être considérée comme négligeable.
Poste stockage
Les émissions au stockage d’un digestat comparé à un lisier sont plus élevées pour l’ammoniac en raison de la teneur en azote ammoniacal et du pH plus élevés. Elles sont plutôt plus faibles pour le méthane, en raison de la disparition de la plus grande partie de la fraction fermentescible de la matière organique. Il n’y a pas de différence claire entre digestat et lisier concernant le protoxyde d’azote (cf. Risques d’émissions de gaz à effet de serre (GES) des digestats) .
Leviers pour réduire les pertes au stockage
Moyen le plus efficace pour réduire les pertes gazeuses au stockage des digestats bruts ou des fractions liquides, d’ores et déjà éprouvé pour les autres effluents organiques, lorsque les fosses ou lagunes ne sont pas trop étendues.
Peut se mettre en place de manière naturelle sur les digestats riches en fibres et en matière sèche, rarement dans le cas des digestats de lisiers. Si la croûte est homogène et continue sur toute la surface de contact entre le digestat et l’atmosphère, elle est aussi efficace pour réduire les échanges gazeux. Le croûtage peut être forcé par ajout de matériaux spécifiques. Il est cependant fortement conditionné par les pratiques d’alimentation des lagunes de stockage : si l’alimentation se fait par le dessus, la croûte se forme plus difficilement, laissant plus de place à la volatilisation, alors qu’une alimentation par le fond est plus favorable à une éventuelle croûte en surface. Le brassage du digestat favorise à la fois les émissions gazeuses ponctuelles en lien direct avec le brassage, et les émissions gazeuses après le brassage en raison de la rupture mécanique de la croûte. Si les émissions d’ammoniac sont effectivement réduites, il est à noter que, à l’inverse, les émissions de protoxyde d’azote peuvent être favorisées par ces couvertures artificielles ou naturelles.
Si l’épandage très rapide n’est pas possible, il est recommandé, de la même manière que pour les fumiers, de couvrir le tas de digestats ou tout au moins de le compacter ou encore de le stocker en tas très hauts, dans l’objectif de limiter la surface et la durée de contact avec l’atmosphère.
Les informations disponibles sur la volatilisation des digestats et sur les méthodes à mettre en œuvre pour la réduire mettent en avant la complexité des interactions et les effets potentiellement antagonistes ou confondants de certains facteurs sur les déterminants de la volatilisation. Ainsi, certaines des techniques et pratiques permettant d’abattre les émissions d’ammoniac peuvent être très efficaces dans certaines conditions agro-pédoclimatiques, mais peuvent s’avérer moins efficaces dans d’autres conditions. L’ensemble des études nécessitent donc consolidation, aussi bien à l’échelle internationale qu’à l’échelle nationale, voire régionale. Cette consolidation pourra se faire grâce à l’acquisition d’un plus grand nombre de données permettant en particulier la caractérisation (i) des potentiels de volatilisation d’ammoniac (et d’autres composés) par type de digestat et aussi (ii) de leur comportement au champ dans différentes configurations de conditions agro-pédoclimatiques, en particulier dans le cadre d’une approche plus globale de leur insertion dans des systèmes de culture en évolution, pour mieux les valoriser. Les sites expérimentaux de longue durée comme ceux du SOERE-PRO offrent un cadre très prometteur pour ce type de caractérisation.
Le projet a été co-piloté par le laboratoire LBE d’INRAE et la Chambre d’Agriculture Bretagne (CAB).
Les travaux ont impliqué plusieurs équipes complémentaires œuvrant dans la recherche finalisée, la recherche appliquée, l’expérimentation ou l’enseignement. Ces partenaires travaillent ensemble notamment dans le cadre du RMT BOUCLAGE et contribuent à alimenter les références produites par le COMIFER.
Outre les apports d’autofinancements de chacun des partenaires, le projet a bénéficié d’un soutien financier de l’ADEME via son appel à projets « GRAINE », et de GRDF.
