O potencial de produção de biogás e de metano dos substratos fermentáveis de origem agrícola na França.

Institut National Supérieur
des Sciences Agronomiques
de l'Alimentation
et de l'Environnement
Option : Environnement et Agriculture
Mémoire de fin d’études BRAFAGRI
Le potentiel de production de biogaz et de méthane des
substrats fermentescibles d’origine agricole en France
Gabriela Guimarães Orofino
Maître de stage :
Bernard Nicolardot
ENESAD – INRA
Dijon, juillet 2009

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Sommaire
Introduction 4
Contexte 4
Politiques publiques d’incitation à production d’énergie renouvelable 5
Enjeux 5
1. La méthanisation agricole
1.1. Définition 7
1.2. Les processus microbiologiques 7
1.3. Conditions nécessaires 7
1.4. Le biogaz et ses caractéristiques 9
1.5. Les substrats fermentescibles et leurs caractéristiques 9
1.6. Les technologies de traitement / digesteurs 10
1.7. Intérêts 12
1.8. Contraintes 13
1.9. Faisabilité des installations de méthanisation 13
2. Inventaire des substrats méthanisables
2.1. Sources issues d’élevage 17
2.1.1. Fumier 17
2.1.2. Lisier 19
2.2. Sources issues des cultures : matières végétales 19
2.2.1. Les coproduits des cultures végétales et les résidus de récolte 19
Tourteau 20
Pailles 21
2.2.2. Cultures énergétiques 22
2.3. Co-substrats 24
3. Analyse du rendement en méthane des matières fermentescibles
3.1. Comparaison du potentiel en méthane des substrats 25
Résidus animaux 26
Déchets végétaux 28
Cultures énergétiques 30
Cosubstrats 31
3.2. Production potentielle en France 31
Considérations finales 35
Références bibliographiques 36
Annexes 39

3
Remerciements
Je tiens à remercier dans un premier temps, les institutions gouvernementales et les équipes
pédagogiques du Brésil et de la France responsables de la convention BRAFAGRI pour
m’avoir permis de participer à cet échange étudiants.
Je remercie également Monsieur Nicolardot, mon maître de stage et enseignant à l’ENESAD
pour son encadrement et ses conseils.
Merci au groupe d’étudiants ingénieurs en formation continu Rémy, Julien et Anaïs et aux
professionnels des institutions françaises spécialisées sur la méthanisation agricole pour leur
accueil et leur disponibilité pour répondre à mes questions.
Enfin, je remercie mes amis, mon compagnon et mes familiers pour leur amitié, appui,
patience et aussi pour partager leurs connaissances et enrichir cet échange.

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Introduction
Contexte
La méthanisation agricole est un processus de dégradation anaérobie des matières
organiques végétales ou animales qui produit un gaz énergétique et un digestat, utilisé comme
amendement organique.
Le processus de fermentation se produit dans la nature, dans les marais par exemple ;
il est aussi produit artificiellement pour l’homme, avec des objectifs qui varient selon les
régions du monde et de l’époque de l’histoire. En certains pays comme la Chine, l’énergie
produite avec le biogaz est considérée comme un produit secondaire ; le traitement des
déchets est la raison principale. Tandis qu’en Allemagne, par exemple, la production
d’énergie avec le biogaz est l’objectif principal du processus de méthanisation agricole.
Le processus de production du gaz à partir de la méthanisation est plus répandu pour
le traitement des gisements de matière organique provenant des stations d’épuration
industrielles ou urbaines, des centres de stockage ou des déchets municipaux. Il se trouve en
plus faible proportion dans les récentes installations agricoles et unités collectives de co-digestion
(L’Observatoire du biogaz, 2005).
Le grand intérêt des installations de méthanisation dans les exploitations agricoles est
la diversification de leur production, à travers la génération d’une énergie renouvelable (a
partir du biogaz) lors de la production d’amendements organiques par l’intermédiaire d’un
traitement optimisé des déchets organiques de la ferme.
Dans les années 70 et 80 il y a eu un grand mouvement vers la production alternative
des énergies et donc un grand développement des installations de méthanisation à la ferme
suite aux chocs pétroliers de 1973 et 1976. Selon la FAO, 90 millions de personnes du milieu
rural ont souffert d’une pénurie électrique avec la crise des années 80. En 1985 en Europe il y
avait environ 300 installations de biogaz dans les fermes, mais faute de connaissances
techniques, d’équipements adaptés et suite à la baisse du prix du pétrole, plus de la moitié des
installations ont été abandonnées au moins en France et en Suisse (Viard et al, 2007).
Le plus grand nombre de méthaniseurs agricoles existants actuellement dans le monde
se trouve en Chine, Népal, ainsi qu’en Inde où l’on en trouve des millions. Contrairement à
ces régions, en Europe il y en a environ 5000. L’Allemagne est le pays pionner, comportant le
plus grand nombre d’installations : plus de 3000 biodigesteurs en 2005 avec une capacité de
600 MW, l’équivalent à un potentiel de 24 milliards de m3 biogaz par année (Weiland, 2006).
Aux États-Unis il y en a plus de 200 tandis qu’au Canada on en retrouve seulement 10. En
France on compte actuellement 12 installations de méthanisation en fonctionnement. Cette
différence significative du nombre de digesteurs anaérobies entre les pays du nord et de
l’Asie, se traduit par des dimensions et technologies d’installations très contrastées car plus
coûteuses et productives dans pays du nord.
La quantité des installations de méthanisation agricole est aussi le reflet de l’existence
des incitations gouvernementales, nécessaires pour le développement et la faisabilité de cette
technologie car c’est une démarche complexe et coûteuse. Le soutien financière et technique
su gouvernement aux projets des méthanisateurs est d’intérêt non seulement des agriculteurs
mais de toute la société car le biogaz est une source d’énergie renouvelable, qui d’entre
avantages, diminue la dépendance aux combustibles fossiles.

5
Politiques publiques d’incitation à production d’énergie renouvelable
Après le Protocole de Kyoto en 1997, diverses directives incitatives pour la
production d’énergies renouvelables - dont l’utilisation de biomasse - ont été lancées par la
Commission Européenne avec pour objectif de doubler l’offre de ces énergies d’ici 2010 pour
représenter à ce terme jusqu'à 12% de l’énergie consommé. En 2001, la directive européenne
sur les énergies renouvelables, renforcé cette proposition en affichant une part des énergies
renouvelables représentant 22% de la dépense énergétique en 2010. En 2005, avec la
nouvelle PAC un Plan d’Action Biomasse a établi une liste de mesures pour la production des
énergies renouvelables comme les biocarburants, la chaleur, etc. Parmi les objectifs du « Plan
d’Action Biomasse pour UE25 » il est décrit l’augmentation d’utilisation de la biomasse pour
la production de l’électricité dont la méthanisation comme technologie bioénergétique en
agriculture.
En Chine, contrairement au cadre européen de la production d’énergie, les initiatives
de production de biogaz à la ferme ont réussi à être insérées dans un programme de santé
publique afin de « nettoyer les déchets humains et animaux » car dans ce pays l’utilisation
comme fertilisant de ce qu’on appelle digestat est un processus ancien et traditionnel (László,
1981).
En France, un nouvel arrêté d’achat d’électricité a été lancé en 2006 et le nouveau prix
établi pour l’électricité est aujourd’hui un des principaux facteurs incitatifs du développement
des installations de méthanisation par les agriculteurs. L’arrêté du 10 juillet de 2006 prévoit
des prix entre 0,09 et 0,14 €/kWh selon la puissance et le taux de valorisation de l’énergie (au
travers de la cogénération) des installations de méthanisation.
En 2008, les incitations du gouvernement français pour la production d’énergie
renouvelable ont continué avec le Grenelle de l’Environnement, lancée en 2008. Ces
engagements sont d’atteindre plus de 20% d’énergies renouvelables dans la consommation
finale d’énergie jusqu’à 2020. Dans ce cadre, un investissement dans les énergies du futur est
prévu, avec le « développement des différentes filières d’énergies renouvelables » parmi
lesquelles la biomasse.
Il y a également la mise en place de politiques françaises à une échelle régionale. Le
plan « Énergie Climat Bourgogne (PECB) 2008 », organisé par l’Agence de l’Environnement
et de la Maîtrise de l’Energie (ADEME) et le Conseil Régional de Bourgogne (CRB), a pour
finalité la promotion de l’utilisation des énergies renouvelables parmi laquelle, le biogaz. La
convention du PECB 2008 prévoit l’accompagnement et le soutien des projets de
méthanisation agricole en petites unités ou en collectif, au travers d’appels à projets annuels.
Enjeux
Au-delà des politiques d’incitation, un autre facteur déterminant pour la faisabilité des
installations de méthanisation agricoles est la quantité de biogaz produit, influencée par les
matières organiques utilisées. Les ressources principales pour la production du biogaz en
Allemagne, par exemple, sont les cultures énergétiques qui sont produites actuellement sur
1400 hectares, les sous-produits des cultures et les effluents d’élevages. Il est estimé que la
France a un grand potentiel de production de biogaz à partir des déchets de l’agriculture.

L’objectif principal de cette étude est d’identifier les matières organiques potentielles
qui pourraient être utilisées par un processus de méthanisation agricole et ce dans le contexte
français de méthanisation à la ferme. Il s’agira en particulier d’:
- établir un inventaire du potentiel méthanogène de différents substrats fermentescibles
(matières organiques) qui sera réalisé à partir de la bibliographie internationale;
- identifier les possibilités d’utilisation de ces substrats, notamment dans le contexte agricole
français ;
- établir le gisement potentiel en France ces différents substrats organiques.
6

7
1. La Méthanisation agricole
1.1. Définition
La fermentation anaérobie ou méthanisation est un processus microbiologique de
transformation des matières organiques en absence d’oxygène, qui conduit à la production de
biogaz et de digestat. Le biogaz produit présente un pouvoir énergétique et le digestat peut
être utilisé comme amendement organique.
Les matières agricoles susceptibles à méthanisation passent par un processus de
fermentation anaérobie et de digestion par des bactéries dans un réservoir hermétique appelé
réacteur anaérobie, digesteur, fermentateur ou méthanisateur.
1.2. Les processus microbiologiques
Les processus de transformation anaérobie de la matière organique par des bactéries
se produisent essentiellement en trois étapes : l’hydrolyse, la fermentation et la
méthanogénèse (Cantrell et al, 2008), qui se déroulent simultanément ou en deux phases dans
le digesteur.
- L’hydrolyse : elle correspond à la transformation enzymatique des composants de grande
masse moléculaire (polymères organiques et lipides) en molécules simples
(monomères : acides gras, monosaccarides, aminoacides), susceptibles d’être assimilées par le
métabolisme microbien et donc utilisées comme source d’énergie.
- Fermentation – elle comprend les étapes d’acidogénèse et d’acétogénèse. L’Acidogénèse est
la fermentation bactérienne suite à la conversion des composants résultant de l’hydrolyse en
composants intermédiaires avec une plus baisse masse moléculaire. Des acides organiques
simples (ou acides gras volatils) sont formés au cours de cette étape, le plus commun est
l’acide acétique. Les bactéries acidogènes sont anaérobies facultatives ou obligatoires.
L’acétogénèse : formation de l’acétate, de l’hydrogène ou du dioxyde de carbone à partir des
parties des acides gras volatils et des alcools.
- La méthanogénèse: c’est la conversion bactérienne des composants intermédiaires en divers
produits finaux plus simples, principalement du méthane et du dioxyde de carbone.
Pendant tout le processus de décomposition anaérobie il y a une communauté de
bactéries pour chaque étape qui travaillent ensemble pour rendre un produit final stable. Il y a
donc des conditions optimales de fonctionnement d’un biodigesteur à respecter, c'est-à-dire
des conditions qui favorisent la production de biogaz par les bactéries et qui ne sont pas
préjudiciables à leur survie.
1.3. Conditions nécessaires
Le taux et la qualité du biogaz produit par les bactéries sont déterminés par les
conditions de fonctionnement du digesteur qui ont des effets sur le métabolisme de ces

organismes, comme le pH, la température, le type de substrat, la charge et le temps de
rétention du substrat, etc.
8
Température
Le processus de méthanisation est fréquemment opéré en trois plages de température
de digestion : en conditions psychrophiles (températures inférieures à 20oC),
mésophiles (entre 20 et 45oC) ou thermophiles (entre 45 et 60oC) (Cantrell et al, 2008).
La température de fonctionnement du digesteur varie selon la technologie et le
substrat utilisé et sélectionne donc les consortiums différents de bactéries présents dans le
milieu. Par exemple, les digesteurs qui utilisent des cultures énergétiques comme substrat
fonctionnent à une température supérieure à 41oC.
pH
Le pH a une influence sur l’activité et la survie des populations bactériennes. La
valeur optimale du pH dans le digesteur varie entre 6.4 et 7.2.
Le pH du digesteur est réduit avec la formation des acides gras volatiles par les
bactéries fermentatives (acidogènes et acétogènes). Par contre, les bactéries méthanogènes
sont sensibles aux pH inférieurs à 6.3. Il faut donc équilibrer l’activité des bactéries
fermentatives (avec une charge contrôlée de substrat) et des bactéries méthanogènes.
Certains auteurs (Amon et al., 2007) considèrent que le pH est fondamental seulement
pour la méthanisation des déchets organiques. Lors de la méthanisation des matières
agricoles, le taux de productivité (la productivité constante) du biogaz est dépendent du pH du
digesteur. Par contre, la quantité et la qualité du biogaz produit varient selon la culture
agricole et a gestion de la récolte.
La charge organique
La charge organique est la quantité de matière organique introduite dans le digesteur,
souvent exprimée en kilogrammes des solides volatiles (SV) ou de matière sèche (MS) par
jour ou par volume du digesteur.
La quantité de biogaz produite dépend de la quantité de matière organique
fermentescible dans le digesteur, c’est-à-dire, de la partie organique de la matière sèche
susceptible à digestion ou « volatiles solides ».
Une grande charge organique peut diminuer la taille du digesteur et ses coûts, mais les
digesteurs ont des capacités de remplissage prédéfinis. Un certain temps est nécessaire pour
que les bactéries transforment la matière organique en biogaz.
Temps de rétention
Le temps de rétention hydraulique (HRT) ou temps de séjour dans le digesteur est le
temps nécessaire à la dégradation complète de la matière organique présent dans le substrat.
Ce temps de rétention varie selon la composition du substrat (MS, SV, carbone, azote), la
taille des particules du substrat, la température de fonctionnement du digesteur, l’utilisation
ou non des prétraitements de digestion.
Une pré-aération ou pré-compostage des substrats solides peut augmenter la
dégradation mais il risque de diminuer la production finale de biogaz.
L’augmentation de la superficie de contact du substrat avec les microorganismes (par
une diminution de la taille des particules du substrat) a des effets positifs sur la

biodégradabilité des fibres, par contre, il en résulte une accélération de l’hydrolyse et
production des acides qui peut inhiber la méthanogénèse (Kusch, 2008).
9
Composition du substrat/ nutriments dans le digesteur
Pour un processus anaérobie optimal il est nécessaire d’avoir certains nutriments en
plus du carbone organique. Des concentrations spécifiques des nutriments comme l’azote et le
phosphore sont indispensables. En plus faible quantité mais aussi important pour stimuler la
croissance, on retrouve quelques traces de minéraux (Fe, Ni, Mg, Ca, Na, Ba, Tu, Mo, Se et
Co), de sulfure et des vitamines. Si les limites de concentration des substances sont
surpassées, il peut y avoir des conséquences inhibitrices sur la fermentation (Mata Alvares,
2003).
La prise en compte de la relation entre la teneur de carbone et azote (C/N) de la
matière organique du substrat est importante parce qu’un rapport C/N élevé entraîne à une
faible production de biogaz et s’il est faible, il peut avoir une accumulation d’ammoniac et
par conséquence, une élévation du pH. Un rapport C/N optimal est compris entre 20 et 30
(Sylvestre, 2003).
Pour Amon et al, 2007, la digestibilité des substrats organiques est essentiellement
dépendante des éléments structurels notamment la lignine, plutôt que de sa proportion en C,
H et N. Ces éléments déterminent la productivité en méthane qui peut être atteint à travers la
digestion anaérobie d’un substrat, au-delà de sa biodégradabilité.
1.4. Le biogaz et ses caractéristiques
La composition du biogaz produit par la méthanisation dépend du substrat utilisé, du
processus de digestion, de la charge en matière organique et du débit d’alimentation du
méthaniseur.
Le biogaz est essentiellement un mélange de méthane et de gaz carbonique,
habituellement avec des proportions respectives de 65% et 35% (Mata Alvarez, 2003) ; le
méthane représente donc une importante source d’énergie. Le gaz naturel d’utilisation
courante pour la production d’énergie est un gaz composé à plus de 97% de méthane. Le
biogaz est donc un gaz naturel renouvelable à valeur calorifique moindre. Au-delà du
méthane, le biogaz est aussi composé de vapeur d’eau H2O, d’azote (N2), d’Hydrogène (H2),
d’oxygène (O2) et d’hydrogène sulfuré en plus faibles proportions (0 à 7%) (ADEME et al,
2006).
1.5. Les substrats fermentescibles et ses caractéristiques
Un substrat méthanisable ou fermentescible est une matière qui peut être utilisée dans
un digesteur pour produire du biogaz.
Les substrats méthanisables sont caractérisés par rapport à leur composition en
matière sèche (MS) et leurs teneurs en matières volatiles pour un échantillon solide (la partie
organique de la matière sèche susceptible à digestion) ou la demande chimique en oxygène
(DCO) pour un liquide. Avec ces mesures il est possible d’estimer le potentiel « méthane »
d’un substrat puisque la quantité de biogaz produite est fortement dépendante du type et de la
concentration de la matière organique (Weiland, 2006).

Les sources différentes de production conduisent à des compositions de gaz
spécifiques et différentes. La qualité du substrat a un rôle important dans la conception d’un
projet de méthanisation car il a une influence directe dans le taux de biogaz attendu. Le suivi
de la composition chimique du substrat est important pour connaître la qualité du digestat
produit à la fin du processus ; pour optimiser la digestibilité des matières et aussi pour que le
potentiel de digestibilité des micro-organismes anaérobies ne soit pas préjudicié (Zanella,
2008).
10
Pouvoir méthanogène :
Le « pouvoir méthanogène » est un indicateur du potentiel de production de méthane
d’un matériel organique.
Afin de mesurer le potentiel méthanogène, nous devons connaître le volume de
méthane biogaz produit pour un substrat donné lors de sa dégradation anaérobie en présence
de bactéries. Ce pouvoir peut être mesuré expérimentalement par des méthaniseurs à petites
échelles (petits digesteurs qui simulent les installations de méthanisation) ou aussi à travers de
réactions qui donnent le potentiel total théorique de méthane d’un substrat.
Le potentiel total théorique de méthane d’un substrat est obtenu lors des tests
ponctuels réalisés à l’échelle du laboratoire, soit dans des fioles à partir de la digestion du
substrat avec des inoculas, soit dans des digesteurs en fonctionnement (Kusch et al, 2008). Le
volume et pourcentage de méthane du biogaz produit sont mesurés et le taux maximum de
production est calculé à partir de la quantité de solides volatiles consommés.
Le rendement maximum de méthane est l’équivalent à la production de méthane si
tous composants organiques étaient transformés en gaz (méthane), ayant comme limite
seulement le degré de réduction des substrats. Donc la production de biogaz dans un digesteur
(à la ferme) sera toujours plus faible que le potentiel maximum mesuré expérimentalement
puisque une partie des substances organiques est utilisé pour la synthèse de biomasse
microbienne et la substance organique rémanente du substrat sera dégradée jusqu’à un certain
limite (Alvarez et al., 2009).
Une autre caractéristique du substrat souvent utilisée dans les expérimentations est la
biodégradabilité, estimée à partir du potentiel de méthane. La biodégradabilité de la matière
organique contenue dans un substrat est bonne quand le potentiel méthane est très élevé, par
contre si le substrat a un faible potentiel méthane, il est difficilement biodégradable. Le taux
de biodégradabilité est plus précisément mesuré par la quantité en pourcentage des volatiles
solides du substrat qui sont réduites pendant la méthanisation.
1.6. Technologies de traitement / digesteurs
Pour choisir le processus et le type d’installation de méthanisation les plus appropriés,
il est important de connaître la teneur en matière organique des substrats à utiliser et leur
volume. Le choix des matières fermentescibles doit être fait avant de la conception de
l’installation ou alors, ces matières doivent être validées par l’installation choisie.
Le traitement des matières organiques utilisées peut être fait en phase sèche ou en phase
liquide. Les installations de digestion en phase sèche permettent le traitement de mélanges
des substrats avec plus de 30% de solides totaux (TS) dans sa composition (Viard et al.,

2007). Par contre, la fermentation anaérobie en phase liquide utilise des substrats avec moins
de 18% de matière sèche.
La technologie de méthanisation en voie sèche, la première à être utilisée sur les
exploitations agricoles dans les années 80, est actuellement surtout appliquée au traitement
des résidus solides (déchets ménagers fermentescibles). La nouvelle application de cette
technique dans le milieu agricole est récente et demande plus de recherche (Kusch et al.,
2008).
La méthanisation en voie liquide s’est fortement développée dans les exploitations
agricoles après les années 80, surtout en Danemark et Allemagne – dont 90% des installations
agricoles utilisent la méthode infiniment mélangée en voie liquide (Viard et al, 2007). La
majorité des installations de méthanisation agricole en fonctionnement sur le territoire
français utilisent cette méthode.
Les installations de méthanisation sont classées encore comme « système continu » ou
Digesteur en continu - GAEC Beets, St. Germain des
Près.
11
« système discontinu ».
Le système en continu demande un chargement quotidien de matière fraiche pour obtenir
une bonne efficacité, mais pour des questions pratiques, celui-ci est fait de façon intermittente
(une ou plusieurs fois par jour)
(Gunaseelan, 1997). L’addition en continu
des substrats au digesteur nécessite la
sortie d’un volume identique de matière
dégradée et conduit à la production de gaz
en continu. Les installations et leur
fonctionnement sont coûteuses et grandes
consommatrices d’électricité à cause de
l’utilisation de pompes puissantes et de
brasseurs (Viard et al, 2007).
Le digesteur infiniment mélangé (en
continu) en voie liquide a comme grande
contrainte la nécessité d’addition des
grands volumes de l’eau, ce qui augmente la taille des digesteurs et les coûts de pos-traitement.
Comme voie alternative a été crée le système semi-sec qui utilise des substrats
avec une teneur de 16-22% de matière sèche (Gunaseelan, 1997).
Dans le système discontinu (ou batch) l’addition des matières fermentescibles est
occasionnel. Cette technique discontinue permet la digestion des substrats avec un taux de
matière sèche élevé. Une fois le digesteur rempli, il est fermé hermétiquement pendant toute
la durée de fermentation des substrats. Le digesteur est en suite vidé. Il est possible d’avoir
une flexibilité d’approvisionnements, et l’entretien du méthaniseur. La technique est moins
coûteuse, par contre le processus est plus long et la production de biogaz n’est pas constante
(Viard et al, 2007).
Le processus de fermentation peut avoir plus d’une phase ou plus d’un digesteur. Dans les
systèmes avec une étape, toutes les réactions de fermentation anaérobie se déroulent en même
temps dans le même digesteur. Dans les systèmes en deux phases, l’étape de méthanogénèse
est séparée des autres, ce qui permet un processus plus rapide, stable et que produit une plus
grande production de biogaz. Les conditions de la première phase accélèrent la liquéfaction

alors que dans la deuxième phase il y a une conversion de matières solubles en biogaz
(O’Keefe in KUSCH et al, 2008).
12
1.7. Intérêts du processus
La méthanisation à la ferme comme un moyen de traitement biologique et de
valorisation des résidus de l’agriculture génère comme co-produits du biogaz et un digestat.
Le digestat produit à la fin du processus peut être utile comme source de matière
organique et remplacer partiellement la fertilisation minérale dans les fermes. Il est soit
épandu brut dans les champs de culture, soit composté. Une réduction de coûts importante du
processus de méthanisation est liée à la réduction de la consommation des engrais minéraux
lors de l’utilisation du digestat.
Pour les exploitations d’élevage, la méthanisation permet le traitement des effluents
d’élevage et la revalorisation de l’image des fermes. Il y a une diminution des pathogènes, de
la germination des mauvaises herbes et une atténuation des odeurs des déjections animales. Il
est observé encore, une diminution du potentiel polluant des déjections, car dans le processus
de fermentation anaérobie l’azote organique des déjections est converti en azote ammoniacal,
une forme minérale plus facilement accessible pour la nutrition des plantes et après
nitrification.
Le biogaz résultant du processus de fermentation anaérobie est une source d’énergie
renouvelable pouvant être exploitée par la ferme ou revendue par ailleurs. Les formes de
valorisation de l’énergie du biogaz seront décrites ultérieurement.
Il est estimé une réduction des émissions des gaz à effet de serre (GES) avec le
traitement correct des résidus agricoles par le processus de méthanisation. Le pouvoir de
réchauffement climatique du gaz méthane présent dans l’atmosphère est 23 fois supérieur à
celui du CO2 (IPCC 2001). Le méthane représente donc 16% des émissions des GES
mondiales, ce qui amène l’agriculture à être responsable pour 50%.
Enfin, l’utilisation des co-produits agricoles, comme les pailles ou les résidus animaux
peuvent permettre une augmentation des revenus agricoles tout en permettant une production
d’énergie renouvelable – la dernière étant un avantage pour toute la société dans son
ensemble.
Valorisation du biogaz
Le biogaz issu de l’agriculture peut être valorisé en tant que
source d’énergie pour la production de la chaleur/l’énergie thermique,
d’électricité, de carburant ou du gaz de ville distribué au moyen d’un
réseau.
Le gaz produit est converti en énergie thermique sous forme
d’eau chaude, vapeur ou de l’air chaude. L’énergie thermique peut
donc être utilisée directement sur l’exploitation - pour le séchage de
céréales ou du bois, pour le chauffage des bâtiments et le maintien du
digesteur à bonne température – ou elle peut aussi être exportée vers
des consommateurs externes - industries, réseaux de chaleur, etc.
Moteur biogaz, GAEC Beets.

La production d’électricité est effectuée avec
une turbine/moteur alimentée avec du biogaz.
L’électricité peut être consommée sur l’exploitation
ou distribuée ailleurs au travers d’un réseau
électrique.
Un moyen de valorisation du gaz naturel
produit par la méthanisation très répandue et qui est
encouragé par le gouvernement français est la
« cogénération ». La cogénération est la production
simultanée de l’énergie thermique et l’électricité. La
chaleur est prélevée au niveau de système de
refroidissement du moteur utilisé pour produire de
13
Usine génératrice d'énergie, GAEC Beets.
l’électricité (Trame, 2006).
Le biogaz produit peut aussi être utilisé comme un biocarburant de 2ème génération.
Selon la directive 2003/30/CE du 8 mai 2003, les biocarburants sont des carburants liquides
ou gazeux obtenus avec les matières organiques végétales ou animales (biomasse), à partir
des composants lignocellulosiques (parties non-alimentaires de la plante comme les feuilles,
pailles, déchets, plantes entières, etc.) ou des résidus agricoles hors restitution au sol (pailles
de céréales, cannes de tournesol, sarment de vignes, etc.) (www.ademe.fr). Cependant,
l’utilisation du biogaz comme un carburant automobile est moins répandue et il est
difficilement envisageable dans les exploitations agricoles. Ceci à cause d’une
l’investissement très élevé, nécessaire car le gaz produit doit être comprimé et doit avoir une
excellente pureté, c’est-à-dire contenir un minimum de 96 % de méthane (ADEME et al.,
2006). En Suède il a déjà un exemple de transport urbain qui utilise avec le biogaz comme
carburant.
1.8. Contraintes
En dépit des avantages présentés, le processus de méthanisation ne réduit pas
l’utilisation de certains engrais minéraux, comme par exemple l’azote qui est présent dans les
déjections animales, et que l’on retrouve dans le digestat, ce qui peut induire des impacts
négatifs sur l’environnement pour des élevages intensifs :
« Dans les zones d’élevage les plus intensives, la priorité concerne l’élimination de
l’azote organique pour limiter la pollution des cours d’eau. Or, la digestion anaérobie pour
produire du méthane n’affecte pas les stocks de matières azotées responsables de
l’eutrophisation des milieux aquatiques. (Cemagref, 2008) » .
Même s’il y a des multiples formes de valorisation du biogaz, certains facteurs
limitent les installations. La majorité des installations de méthanisation n’arrivent pas à
valoriser le gaz sous forme d’énergie finale ; il a été estimé en 2005 qu’en Europe seulement
la moitié du biogaz produit était valorisé (Le Baromètre du Biogaz, juin 2005). Une des
entraves à l’utilisation du biogaz brut est que la distribution du gaz demande la présence d’un
réseau, difficilement présent ou presque inexistant en milieu rural.
Autres facteurs qui limitent les initiatives de méthanisation à la ferme concernent les
coûts d’investissement (installation et mise en ouvre du méthaniseur), les grandes dimensions
des méthaniseurs et la disponibilité des substrats putrescibles avec un bon rendement en
méthane. Les co-produits agricoles utilisés pour augmenter l’efficacité de production du

biogaz peuvent avoir encore des intérêts concurrentiels avec d’autres filières comme le
compostage, l’alimentation animale, la mise en décharge, l’incinération, etc.
14
1.9. Faisabilité des installations de méthanisation
La faisabilité de la mise en place d’un digesteur est dépendante des coûts
d’investissement, des coûts d’opération et d’une production optimale de méthane (Amon et
al., 2007).
Une fois le biogaz valorisé, le rendement du groupe électrogène est compris entre 25 à
30% : 1m3 de biogaz produit environ 2 kWh d’électricité (0,6 litres de fioul) et il est possible
de récupérer par cogénération 3 kWh de chaleur dégagée par le moteur du groupe
(Bonhomme, 2007).
La méthanisation de 1000 tonnes de fumier bovin à 30% de matière sèche permet la
production de 45 milliards de kWh par an. Il est estimé que la faisabilité de l’installation de
méthanisation est aussi dépendante de la taille du cheptel : à partir de 100 UGB il est possible
d’avoir une production électrique annuelle supérieure à 30 kWh et de rentabiliser les coûts de
production. Par contre, les rendements d’une exploitation avec 30 et 100 UGB n’est pas
assuré car la production annuelle serait inférieure à 30 kWh (Bonhomme, 2007). Les
prétraitements physico-chimiques, l’optimisation de la gestion en amont des effluents et
l’ajout de co-substrats sont des approches qui permettent d’augmenter le potentiel des unités
de digestion à la ferme (Béline, 2008).
Les investissements nécessaires pour la mise en oeuvre des installations de
méthanisation en France sont donc compris entre 100 et 400 milliards d’euros. Le retour sur
ces investissements est estimé en 6 ans avec une part de 50% de subvention (Bonhomme,
2007).
Projets en cours en France
En 2007 il y avait seulement 4 installations de
« méthanisation à la ferme » en France, contre 3500
en Allemagne, 350 en Autriche, 80 en Suisse et 60 en
Danemark (Bastide, 2008). Ce nombre limité des
installations est expliqué par l’absence de soutient
gouvernemental et aussi pour l’abondance d’autres
sources d’énergie moins coûteuses jusqu'à
aujourd’hui. Depuis 2007, en raison de l’arrête
Installation de méthanisation agricole en
d’achat d’électricité de 2006 et des primes associées
France (www.agrikomp.fr)
aux installations, plus de 100 projets français ont
émergé. En 2008 il a été compté environ 200 projets de méthanisation agricole (Bastide,
2008). Par contre, très peu ont déjà réussi, ce qui est expliqué en partie la lent mise en place
de la réglementation.

15
Figure 1: Projets de méthanisation agricole en France
Source: Bastide, 2008.
En 2009, il y a seulement 12 installations de méthanisation agricole en
fonctionnement en France d’après les informations des professionnels de la Trame. Elles se
sont localisées en Bretagne, Vendée, Nord Pas-de-Calais, Oise et Pyrénées, Mignéville,
Clavy-Warby, Etrepigny et Vivier-au-Court (Frantz, TRAME - communication personnelle).
Toutefois, il est prévu environ 50 nouvelles installations pour l’année 2009. En Bourgogne il
n’y a que des projets de méthanisateurs en cours d’instruction ou de mise en place. Les
croissantes productions primaires des énergies électrique et thermique à partir du biogaz
provenant des boues agricoles en France en 2008, sont décomptées par le Ministère de
l’Économie, de l’Industrie et de l’Emploi ; en respectivement 5 GWh et 3 kTep.
Les substrats actuellement utilisées par les unités de méthanisation à la ferme en
France sont des déjections animales, des déchets de l’industrie agroalimentaire et en plus
faible proportion, des cultures énergétiques (Bastide, 2008).

16
2. Inventaire des matières agricoles méthanisables
Comme défini précédemment, un substrat méthanisable (ou matière entrante) est une
matière organique utilisée pour produire du biogaz grâce au processus de méthanisation.
Les matières premières pour la méthanisation indiquées par les « organismes
conseils » en France (TRAME, Solagro, Chambres d’Agriculture, etc.) sont :
- les déjections animales (lisiers, fumiers) ;
- les résidus de cultures (pailles, tourteaux, pulpes, fanes, etc.) ;
- les cultures (maïs ensilage, herbe ensilage, betterave, etc.) ;
- les co-substrats (provenant d’industries agroalimentaires, de
collectivités, de restaurateurs privés ou collectifs, etc.).
En France, les substrats actuellement utilisés dans les
installations agricoles sont les déjections animales (lisier et
fumier), les déchets de l’industrie agroalimentaire et en plus
faible proportion, les déchets des cultures énergétiques (Bastide,
2008).
Les caractéristiques physiques/chimiques des substrats et
leurs potentiels de production de méthane (pouvoir méthanogène)
sont essentiels pour la viabilité d’un projet de méthanisation. Une
matière organique qui produit une quantité importante de biogaz
sera plus utilisée dans les exploitations.
Théoriquement, les résidus végétaux possèdent une grande capacité de production de
méthane (Figure 2) et peuvent donc augmenter la production de biogaz d’un digesteur. Afin
de rentabiliser l’installation de méthanisation, les exploitations qui traitent les résidus
animaux réalisent la co-digestion. Ceci veut dire que le substrat utilisé est un mélange
d’effluents d’élevage avec des résidus de cultures alimentaires, de cultures énergétiques ou
encore, avec des déchets agro-alimentaires.
Figure 2: Production de méthane à partir de différents substrats
Source: Weiland, 2006.
Incorporation de substrat dans un
digesteur ; GAEC Beets.

Pour vérifier les hypothèses d’augmentation de la production de méthane avec les
matières végétales, nous avons fait une recherche bibliographique sur le pouvoir
méthanogène de différentes matières organiques. Nous avons donc utilisé des
expérimentations scientifiques actuelles. Le critère de choix des substrats a été : la
disponibilité d'articles scientifiques, la possibilité d'adoption des matières utilisées en France
et le temps de l'étude.
Nous allons énumérer quelques caractéristiques des substrats et après, sera présenté un
tableau d’analyse comparative du rendement en méthane d’après les expérimentations
scientifiques. Nous discuterons ensuite les limites de l’utilisation de ces matières dans le
contexte agricole français.
2.1. Les sources issus d’élevage
Les effluents d’élevage sont le résultat du mélange des fèces et des urines auquel
s’ajoutent les eaux de lavage, les déchets d’alimentation et éventuellement la litière. Ces
effluents sont composés d’eau, de minéraux et de matière organique (Béline, 2008).
Le taux de production de CH4 des digesteurs qui utilisent des résidus animaux varie
selon : l’alimentation et le stade physiologique des animaux ; la température et le pH du
substrat, mais aussi les conditions d’obtention et de stockage en particulier des lisiers : le
taux de dilution, la durée et la température de stockage, le lavage des pré-fosses, etc. (Beline,
2008).
Les sources issues d’élevage, sont divisées en trois catégories : les fumiers, les lisiers
et les fientes. Il est produit annuellement en France, 300 millions de tonnes de déjections
d’élevage (Ragonnaud, 2005).
17
2.2.1. Fumier
Le fumier correspond à un « mélange de déjections animales et de quantités variables
de litières (paille, substrats carbonés) et de liquides qui, selon divers procédés d’entreposage,
fermentent sous l’effet des microorganismes et s’utilisent généralement comme engrais »
(Grand Dictionnaire Terminologique Québec – www.olf.gouv.qc.ca.). Il présente des
caractéristiques différentes selon les animaux qui l’ont produit (figure 3).
Figure 3 : Composition et quantité de fumier produit par animal
Type d’animal
MO
[kg/t]
P2O5
[kg/t]
K2O
[kg/t]
Ntotal
[kg/t]
MS
[kg/t fumier]
Quantité
annuelle
Bovins
(stabulation entravée)
150 3.1 7 5 190 8 – 10 t
Bovins
(stabulation libre)
175 2.4 12 5 220 11 – 18 t
Chevaux 175 2.4 12 5 220 15 t
Moutons et chèvres 180 2.5 12 5.5 220 15 t
Porcs 200 6.3 7 9 250 0.7 – 1.2 t
Volailles 300 - 440 18 - 25 14 20 - 40 400 - 750 2 t
Source: Mémento agricole SRVA, in lbewww.epfl.ch.

www.richebourg52120.unblog.fr
18
Fumier de cheval
Le fumier utilisé (annexe 1) est composé de
déjection de cheval d’écurie avec litière, il présente donc
une grande proportion de paille.
Le cheptel équidé pour la production de viande
était estimé en 1 million de têtes en 2005 l’équivalent à
12% des chevaux à vocation bouchère de l’Union
Européenne à 25 (Capdeville, 2005). Le cheptel des
chevaux de selle, sport et loisir a été décompté en 350,6 milliers de têtes en 2004 (Statistique
annuelle 2004 de l’Agreste).
Les différentes organisations de la filière équine en France ont lancé un programme
d’action portant sur la valorisation du fumier de cheval. Une des thématiques du projet est la
valorisation du fumier à travers la technique de méthanisation (www.fival.info).
Fumier porcin
Les déjections porcines considérées comme fumier par l’expérimentation étudiée
correspondent aux matières fécales collectées lors de l’excrétion.
Fumier ovin (mouton)
Le cheptel ovin français a été évalué à 7,7 millions de têtes, dont 5,9 millions de
brebis et agnelles saillies, et environ 1,8 millions d’autres ovins (Statistique annuelle 2009 de
l’Agreste).
Fumier bovin
Il est estimé que le fumier bovin - dont la composition est de 65% d’hydrates de
carbone, 15% de protéines, 10% de lipides et 10% de lignine – peut avoir un rendement
maximum en méthane (théorique) d’environ 500 litres CH4/kg SV (Alvarez, 2009).
La production annuelle française «d’engrais organiques issus de l’élevage bovin » a
été de 85 millions de tonnes en 2001, selon une enquête de l’Institut d’Élevage. Deux types
de fumiers étaient distingués: les « fumiers pailleux » avec une production de 78 millions de
tonnes et les « fumiers de raclage » équivalent à 17 millions de tonnes. Le premier, un fumier
très compact, est souvent très pailleux car la proportion de paille par rapport aux matières
fécales est très importante ; il est provient des aires de couchage paillées, du raclage de
stabulations libres en « pente paillée » ou aussi des étables utilisant au moins 2 à 2,5 kg de
paille par bovin adulte chaque jour. Le deuxième type de fumier présente une consistance
variable et il provient du raclage des stabulations libres à logettes ou du système de couchage
sur aire paillée accumulée.
Le cheptel bovin en France est estimé actuellement à 19 366 milliers de têtes, soit 7
981 des vaches (3 794 des vaches laitières et 4 187 des vaches nourrices) ; 5 069 animaux
avec moins de 1 an ; 3743 mâles et femelles de 1 à 2 ans et 2 573 milliers d’animaux de plus
de 2 ans (Statistique annuelle 2009 de l’Agreste).

La co-digestion du fumier bovin avec des matières végétales a été évalué en trois des
expérimentations étudies (avec l’objectif d’augmentation de la production de méthane). Les
substrats utilisés étaient le tourteau de navette, la laitue d’eau et les déchets des fruits et
légumes.
19
2.2.2 Lisier
Le lisier est caractérisé comme un « mélange organique formé de boues d’urine et
d’eau de lavage, que l’on recueille dans les fosses des étables où les animaux sont entretenus
sans litière. Bien que pauvre en matière organique, il se prête bien à la fermentation en
continu » (Grand Dictionnaire Terminologique du Québec - www.olf.gouv.qc.ca).
Lisier porcin
Les déjections porcines sont souvent diluées avec de l’eau de lavage pour être utilisées
dans le processus de méthanisation. La production journalière de lisier est quantifiée à 72
litres par animal, avec une demande chimique en oxygène (DCO) de 33 g/L. La production
théorique en méthane est exprimée par rapport à la DCO, dont 1 kg en DCO converti est
l’équivalent de 0,35 m3 de méthane (CH4). Ainsi, en considérant une efficacité de conversion
du lisier en biogaz de l’ordre de 65% (car 75% de la matière est biodégradable, l’efficacité du
digesteur est de 85% et 5% de la matière organique est destinée à la croissance bactérienne),
un porc peut produire 0,775m3 de biogaz par jour (Souza et al, 2004).
En novembre 2008, le cheptel porcin français était recensé à 14,8 millions d’animaux
dont 1,2 de têtes de truies et 13,6 millions d’autres porcs (Statistique annuelle 2009 de
l’Agreste).
Lisier bovin
La dénomination « lisier bovin » des expérimentations
étudiées (annexe 1) correspond à une dilution avec de l’eau
des déjections bovines (fumier).
2.3. Sources issus de la culture : matières végétales
Pour qu’un produit végétal soit utile pour la
méthanisation, il doit présenter une faible proportion de lignine car ce composant n’est pas
digéré pendant le processus de fermentation. Le rapport C/N optimal des résidus (cultures)
doit être de 15 à 30 (Haraldsson, 2008).
2.3.1 Les coproduits des cultures et les résidus de récolte
Un coproduit de culture est « la partie d’un végétal cultivé qui ne représente pas
l’objet principal de l’activité envisagée » (comme le grain pour les céréales et dire que le
grain est l’objet principal, par exemple), mais qui peuvent avoir une utilisation (www.inst-www.
infobibos

elevage.asso.fr). Ce sont les déchets de céréales, les résidus de récolte, les écarts de triage des
fruits et légumes (en cas de surproduction ou de retrait du cycle de commercialisation) et les
tourteaux. Ces substrats sont notamment utilisés pour l’alimentation animale mais ils sont
aussi utilisés pour la méthanisation à cause de leurs hautes teneurs en carbone facilement
assimilables par le digesteur.
L'addition des résidus agricoles comme les tiges de maïs, la paille de riz, les tiges de
coton, la paille de blé et la jacinthe d'eau avec du fumier de bétail partiellement digéré, peut
augmenter la production de biogaz de 10 à 80% (Satyanarayan et al, 2008).
Tourteau de colza (Source: www.gnis-pedagogie.
org)
20
Tourteau
Le tourteau est un résidu organique résultant de la production industrielle des huiles
végétales. Il est constitué de la partie solide des graines de fruits oléagineux, desquelles
l’huile a été extraite. À cette partie, il est souvent ajouté des solvants alimentaires pour
extraire la quantité restante d’huile (PROLEA tournesol, 2007).
La production de tourteaux d’oléagineux de
l’Union Européenne est d’environ 21 millions de
tonnes, dont le soja, colza et le tournesol représentent
94%. La France est le premier pays consommateur,
par contre, sa production ne couvre que 26% des
besoins (www.prolea.com).
Tourteau de tournesol
Ce tourteau correspond à 55% de la graine de
tournesol. Il contient 2% de matières grasses, 7% de matières minérales, 10% de lignine, 25%
de cellulose brute, de 28 à 40% de protéines brutes, 12% d’eau, et 15% de produit brut
(Raposo et al., 2008 ; PROLEA tournesol, 2007). La teneur en matière sèche de ce produit est
estimée à 90%.
Les caractéristiques du tourteau de tournesol sont strictement déterminées par le
processus d’extraction de l’huile qui a été utilisée (extraction mécanique ou avec du solvant).
Les différentes concentrations obtenues dépendent aussi de la variabilité d’origine, de la
qualité des graines, et de la quantité des coques (Raposo et al., 2008).
Ce type de tourteau présente une grande valeur nutritionnelle car il contient une
grande quantité de protéines. Il est utilisé actuellement pour l’alimentation animale
(notamment pour les ruminants). Par contre, son utilisation est limitée car il est constitué en
grande partie de matériel lignocellulosique et sa concentration en lysine est faible (acide
aminé essentiel) (Raposo et al., 2008). D’autres utilisations du tourteau sont décrites dans la
littérature, comme biocombustible en remplacement de granulés de bois, par exemple.
Le tourteau de tournesol est utilisé en France comme aliment complémentaire pour les
bovins et correspond à 9% des tourteaux consommés par l’Union Européenne à 25 (PROLEA
tournesol, 2007).

21
Tourteau de colza (Brassica napus)
Ce tourteau correspond à 56% de la graine de colza. Il est composé de 2% de matières
grasses (huile), 7% de matières minérales, 12% de cellulose brute, 12% d’eau, 35% de
protéines brutes et 32% de substances diverses comme sucres et lignine. Sa teneur en matière
sèche est d’environ 90% (PROLEA colza, 2007).
Le tourteau de colza est aussi utilisé pour l’alimentation des animaux d’élevage
(poulets de chair, porcs charcutiers, bovins lait et viande). La consommation de l’Union
Européenne (UE 25) est de 6,3 millions de tonnes (PROLEA colza, 2007).
La France produit 1,2 millions de tonnes de tourteau de colza, qui sont entièrement
destinées à l’alimentation animale. Les principales zones de production en France sont le
Centre, la Bourgogne, la Champagne-Ardenne et la Lorraine (PROLEA colza, 2007).
Le tourteau de colza peut être fabriqué à partir de la navette (Brassica campestris),
une espèce macroscopiquement comparable au colza et qui appartient au même genre. Au
Canada, la navette a présenté une toxicité pour l’alimentation du bétail, due aux
glucosinolates et à l'acide érucique qui se forment dans les grains (www.cbif.gc.ca).
Pailles
La paille est la partie résiduelle du battage des plantes cultivées pour la production de
grains (céréales, oléagineux, protéagineux).
Dans la littérature que nous avons étudiée, le rendement en méthane de la paille de
certaines cultures (blé, colza et féverole) est obtenu grâce à des analyses du potentiel de
méthane de laboratoire dans des fioles et non dans des petites digesteurs (Moller et al, 2004 ;
Petersson et al, 2007) - c'est-à-dire que la capacité maximale de production de méthane de ces
substrats a été estimée. L’approvisionnement de ces cultures en France ainsi que leur
productivité potentielle en matière sèche sont décrits dans le tableau suivant :
Figure 4 : L’approvisionnement des cultures à paille en France métropolitaine et leur productivité
potentielle en matière sèche.
Superficie semis1
(1 000 ha)
Rendement1
(100 kg/ha)
Production1
(1 000 t)
MS3
(t/ha)
Céréales à paille 9 678 73 70 481 -
Blé 5 504 31 39 135 10
Seigle 26 48 123 -
Avoine 100 47 473 -
Orge d’hiver 1 293 65,42 8 4632 8
Triticale 343 53 1 822 12
Oléagineux 2 078 31 6 424 -
Colza (et navette) 1 425 33 4 731 3,8
*d’hiver 1 443 31,52 4 5532 -
* de printemps 4 31 14 -
Protéagineux 164 47 767 -
Féveroles (et fèves) 61 52 314 -
Source : (1) AGRESTE – Statistique annuelle 2008 provisoire (Semi et récolte 2008) ;
(2) AGRESTE – Situation juin 2009 (Récolte 2009) ; (3) Études Agrice 1998.

La productivité de paille de seigle d’hiver, colza et féverole utilisé dans la littérature
consultée étaient de respectivement 2,6 t/ha ; 4,6 t/ha et 3,2 t/ha (en prenant compte des
cosses vides de colza et de féverole).
22
Paille des céréales
La production française annuelle de paille de céréales était estimée en 2007 à 25
millions de tonnes - soit 40% de paille blé, 12% de l’orge et 5% d’avoine, triticale et seigle.
Environ 30% des pailles de toutes les céréales confondues restent sur les parcelles et sont
postérieurement enfouies, tandis que 14 millions de tonnes de paille sont récoltées. Il est
estimé qu’entre 4,5 et 5,5 millions de tonnes de pailles de céréales seraient disponibles pour la
production d’énergie en France (Chambre Agriculture
Lorraine, 2007).
« La production récoltable de paille de céréales
n’est que la moitié environ de la production potentielle.
La différence entre ces deux valeurs correspond à ce qui
reste au sol : chaumes, feuilles détachés de la tige, débris
de tige ou feuilles échappant à l’outil de récolte »
(ADEME et al., 1998 - céréales).
La production en paille (t/ha) est également
dépendante de la hauteur de coupe à la récolte et de la
variété cultivée.
www.futura-sciences.com
Paille de colza
La paille de colza n’est pas largement utilisée à des fins énergétiques (ADEME et al.,
1998 - colza) mais sa production en France peut être estimée d’environ 1,2t/t de grains. Le
rendement en paille de cette culture présenterait d’importantes pertes – d’au mieux 50%, soit
2t/ha – à cause du mode récolte et du besoin de fauchage et de fanage (ADEME et al., 1998 -
colza).
Paille de féverole
Les références sur l’utilisation de la paille de féverole pour la production énergétique
ne sont pas abondantes. L’utilisation actuelle de ces grains varie selon le continents, elle peut
être incorporée à l’alimentation humaine ou animale (chevaux, ruminants, porcs, volailles et
pigeons), la dernière utilisation étant le principal débouche de la féverole en Europe. La
France produit 397 kT des 5200 kT de fèves et féveroles produits mondialement (PROLEA
féverole, 2007).
2.3.2 Les cultures énergétiques
Les plantes énergétiques sont les cultures produites spécialement pour l’obtention du
biogaz (et énergie) à partir de la méthanisation.
En Allemagne, l’utilisation des cultures énergétiques est subventionnée par le
gouvernement (les exploitations bénéficient une prime en plus du tarif de rachat de

l’électricité). Des sélections sont faites pour augmenter l’efficacité énergétique de ces plantes.
Cette optique n’est pas envisagée par aucun organisme français car la méthanisation est
prévue pour le traitement optimal des résidus agricoles et déchets organiques de proximité
(Zanela, Chambre d’Agriculture de Bourgogne; Wawrzyniak, Trame, communication
personnelle). Ainsi, le tarif français de rachat de l’électricité favorise la méthanisation des
déchets organiques et une forte valorisation de la chaleur congénère (Gillmann, 2007 in
www.web-agri.fr). Néanmoins, depuis la récolte 2004, il existe une aide de la PAC aux
cultures énergétiques qui peut atteindre 45 €/ha. La subvention, qui était prévue pour être
supprimé en 2010, concerne les producteurs qui consacrent des surfaces hors jachères pour la
production de cultures destinés à génération de chaleur ou électricité (biocarburants,
combustible, électricité.
Presque toutes les cultures agricoles peuvent être utilisées pour l’obtention de biogaz
si les plantes ne sont pas lignifiées et si elles possèdent un grand rendement en matière sèche
par hectare. Le rendement en méthane des cultures dépend du type de la culture, de sa
maturité, des techniques de récolte et de conservation, et d’autres paramètres
environnementaux (climat, précipitations) (Weiland, 2006). L’ensilage est le moyen de
stockage optimal pour la production de biogaz à partir des substrats végétaux, notamment des
cultures énergétiques (Amon et al., 2007).
Un rendement maximal du processus de méthanisation est attendu spécialement avec
l’utilisation de cultures énergétiques comme substrat, car d’importantes dépenses sont faites
pour sa production (contrairement aux déjections animales). La production de biogaz doit
donc être suffisante pour couvrir les coûts engendrés par ces cultures (Amon et al., 2007).
Quelques cultures citées dans la littérature comme substrats potentiels pour la
fermentation anaérobie sont l’ensilage : de maïs, des céréales entières, de sorgho, de betterave
fourragère et sucrière, de tournesol, des cultures intermédiaires, de trèfle, de luzerne ou des
pâtures permanentes; et les grains de seigle d’hiver et de triticale (Weiland, 2006).
Les cultures considérées comme énergétiques par la littérature consultée sont la
betterave, le maïs, l’herbe, le seigle et le sorgho. L’approvisionnement en France ainsi que la
productivité potentielle en matière sèche de ces cultures sont présentés ci-dessous (figure 5) :
Figure 5 : L’approvisionnement des cultures énergétiques en France métropolitaine et leur productivité
23
en matière sèche.
Culture Superficie semis1
(1 000 ha)
Rendement1
(100 kg/ha)
Production1
(1 000 t)
MS2
(t/ha)
Betterave 349 865 30 160 -
Maïs (grains et
1760 91,1 16 027 -
semences)
Maïs fourrage 1403 124,6 17 479 12- 25
Sorgho (grain) 37 62,3 232 12 - 25
Jachère agronomique 731 - - 8 - 10
Source : (1) AGRESTE – Statistique annuelle 2008 provisoire (Semi et récolte 2008) ; (2) Leplus, 2007.
Maïs
Le maïs est largement utilisé pour la méthanisation, soit en codigestion (avec des
effluents animaux) ou comme monoproduit (digestion des cultures seules).

La plante de maïs présente une grande productivité en biogaz, spécialement leur partie
centrale : la tige et les feuilles. L’ensilage de la plante entière est fréquemment utilisé comme
substrat pour le digesteur, principalement les plantes bien feuillues (plus riches en cellulose).
Il est estimé que le maïs ensilage produit 25% de méthane en plus que le maïs vert (Amon et
al, 2007).
Certains aspects sont importantes pour l’optimisation de la productivité en biogaz à
partir du maïs, comme la localisation des parcelles, le climat, la variété du maïs, le stade
phénologique et l’aménagement de la plante lors de la récolte (Amon et al, 2007). Des
variétés spécifiques de maïs sont à l’étude dans les pays qui l’utilisent comme culture
énergétique, car les caractéristiques de la plante envisagée pour la méthanisation ne sont pas
les mêmes que pour l’alimentation.
La proportion de matière sèche du maïs varie entre 15 et 30 t MS/ha et le rendement
24
de méthane attendu est de 300 à 380 m3/t MS (Weiland, 2006).
Betterave
La composition de la betterave (3 % de cendres, K, Na, Mg, Ca ; de 4 à 22 % de
sucres - glucose, lévulose et saccharose ; 2 % de substances pectiques et de 2 à 3 % d’acides
aminés) crée largement des conditions pour son traitement biologique (www.itbfr.org).
Des 30 millions de tonnes de betterave produit en France en 2008, il été estimé que 20
MT étaient destinées pour le sucre alimentaire, 3 MT pour l’alcool, 4,5 MT pour l’éthanol et
2 MT pour les usages non alimentaire et industrie chimique (www.labetterave.com).
L’utilisation de cette culture comme substrat pour la méthanisation n’est pas mentionnée par
la Confédération Générale des planteurs de betterave en France (CGB) mais elle est
considérée ainsi par d’autres pays européens (Allemagne, Suisse, Suède).
Les coproduits de la culture de betterave sont aussi utiles. Après la fabrication du
sucre, les « cossettes » de betterave pressées (pulpes) peuvent servir de substrat pour la
production de biogaz, au-delà de l’alimentation animale.
2.4 Les co-substrats
Les déchets organiques végétaux (aussi comme les déchets des IAA, des collectivités
et des commerces) sont considérés comme des « co-substrats » par les associations en France,
tandis que les déjections animales sont des « substrats ». Les substrats utilisés en co-digestion
avec les résidus animaux, afin de rentabiliser une installation peuvent provenir des (ADEME
et al., 2006) :
- industries agro-alimentaires : déchets de légumes ou de fruits, huiles, graisses, etc. ;
- collectivités : tontes, feuilles, biodéchets des ménages, boues de station d’épuration ;
- restaurateurs privés ou collectifs, de grandes et moyennes surfaces de distribution.

25
3. Analyse du rendement en méthane des matières fermentescibles
3.1 Comparaison du potentiel de méthane des substrats
L’analyse du rendement en méthane des matières organiques étudiées ainsi que les
conditions expérimentales dans lesquelles les rendements ont été obtenus, sont détaillés dans
les tableaux en annexe (annexes 1, 2 et 3).
Le potentiel de production de méthane de chaque substrat est exprimé en litres de
méthane par kilogramme de matière sèche. Pour comparer la productivité des différents
substrats (figure 6), nous avons considéré la valeur maximum observée dans les
expérimentations.
Le potentiel maximum de production de méthane d’un substrat n’est pas
nécessairement lié à la productivité que le substrat présentera lors de son utilisation
dans un digesteur. Par contre, cette valeur est utilisée lors d’élaboration (dimensionnement)
des projets des biodigesteurs à la ferme car c’est une estimation potentielle de la quantité de
biogaz attendue. La production de méthane (L CH4.kg-1 VS) est aussi un indicateur du taux de
biodégradabilité des matières organiques lors de la digestion anaérobie.
La technologie de digestion anaérobie n’a pas été la même dans toutes les
expérimentations et même dans le cas d’utilisation des technologies comparables, les
conditions expérimentales ont pu être différentes (temps séjour, température, charge
organique, etc.). Par contre, ce sont des études récentes qui envisagent l’optimisation de la
digestion de tels substrats ; leurs résultats sont donc une surestimation du potentiel maximum
obtenu dans telles conditions. Donc, les comparaisons que nous avons faites sont
approximatives et ne prennent pas en compte les mêmes technologies de digestion pour tous
les substrats.
Figure 6: Production de méthane des substrats étudiés (L/kg matière sèche).
Les déchets agroalimentaires et les matières végétales – notamment les cultures
énergétiques - ont présenté les plus hautes moyennes de potentiel de production de méthane
par kg de matière sèche, tandis que les déjections animales ont obtenu des valeurs plus

faibles. La plus grande productivité en méthane par matière sèche (MS) a été obtenue par des
déchets agroalimentaires (soit une moyenne de 354 L CH4.kg-1 MS). Par contre, la production
de méthane par matière fraîche (MF) des résidus de culture était supérieure aux autres
substrats (soit 203 m3 CH4.tonne-1 MF). La production de méthane des déjections animales
est inférieure de 56% (en litres par kg matière sèche) par rapport aux déchets agro-alimentaires,
de 42% par rapport aux cultures énergétiques et de 31% par rapport aux déchets
végétaux. Il est aussi observé qu’une quantité quatre fois supérieure de fumier frais est
nécessaire pour obtenir la même productivité en méthane des déchets végétaux (figure 7). Ces
donnés confirment notre hypothèse initiale que les substrats végétaux peuvent produire des
quantités plus importantes de méthane (biogaz) dans une installation de méthanisation.
26
Figure 7: Production de méthane des substrats étudiés (m3/ton matière fraîche).
Résidus animaux
Les déjections animales présentent une productivité moyenne en méthane de 175 litres
par kilogramme de matière sèche et de 38 m3 par tonne de matière fraîche. Avec ces résidus
on obtient les résultats les plus faibles de production de méthane comparées aux autres
substrats, notamment en ce qui concerne la productivité par rapport au substrat frais. Ceci
veut dire que pour produire la même quantité de biogaz (méthane) il est par exemple
nécessaire d’utiliser 5 fois plus de déjections animales par rapport à des déchets végétaux, sur
une base matière sèche. Normalement une quantité supérieure de matière première demande
des installations et des investissements plus coûteux.
Au-delà du faible potentiel de production de méthane, le fumier pose des problèmes
de manipulation dans les installations de type infiniment mélangé à cause de leur aspect
solide. Il est donc, soit mélangé avec du lisier dans des pré-fosses puis envoyé par pompe
dans le digesteur, soit introduit à l’aide d’une trémie (injection dans le digesteur et brassage
énergétivore), ce qui entraine aussi des investissements élevés (ADEME et al., 2006).

Malgré la faible productivité de biogaz par rapport à son volume, les déjections
animales sont indispensables car elles apportent des bactéries fraîches ; sous l’état liquide de
lisier, elles facilitent la manipulation du digesteur et permettent de diluer d’autres substrats
(Béline, 2008).
L’utilisation des déjections animales est aussi intéressante puisqu’elles possèdent un
effet positif dans la stabilité du processus de méthanisation, grâce à leur forte action tampon
(stabilisation du pH) et à leur teneurs élevées en éléments traces (vestiges). Ces
caractéristiques facilitent les réactions bactériennes et assurent une stabilité élevée du milieu
lors de la digestion (Weiland, 2006 ; Beline, 2008). Ce sont aussi des résidus produits en
quantités importantes et régulières et ils garantissent le fonctionnement (productivité)
constant du biodigesteur (ADEME et al., 2006). Son traitement par la méthanisation est
important car il réduit le potentiel de pollution de l’environnement.
Lorsqu’ils sont utilisés comme mono-substrats (digestion seulement des déjections),
les résidus animaux produisent des taux de biogaz relativement faibles. La codigestion des
déjections bovines avec des végétaux est plus avantageuse, soit 56% supérieure (tableau 1 et
figure 4). La productivité moyenne de la codigestion est de 322 L CH4.kg-1MS. La
productivité par matière sèche du mélange avec la laitue d’eau n’a pas pu être estimée. Les
déchets de fruits et légumes présentent une productivité supérieure au tourteau de navette,
lorsqu’ils sont en codigérés avec les déjections bovines (soit une productivité potentielle de
377 L CH4.kg-1MS). Par contre, la codigestion de tourteau de navette (Satyanarayan, 2008)
augmente en jusqu`à 66% la production de biogaz comparé au témoin (fumier bovin seul). Il
est aussi estimé que chaque kilogramme de paille de blé additionné à 100 kilogrammes de
fumier bovin peut augmenter de 10% la productivité en méthane (Moller et al, 2004).
Les déjections porcines présentent le taux de production le plus élevé comparé à tous
les autres résidus animaux, soit une moyenne de 290 L CH4.kg-1 MS, suivi par le fumier équin
avec un potentiel de méthane de 186 L CH4.kg-1MS et le fumier bovin avec une moyenne de
140 L CH4.kg-1MS. La productivité le plus faible est observée avec le fumier d’ovin : 66 L
CH4.kg-1 MS. Par contre, la productivité en méthane par rapport à la quantité de matière
fraîche du fumier bovin est plus faible que celle du fumier d’ovin (figure 8).
27
Figure 8: Productivité en méthane des déjections animales.
Le fumier de porc présent un pouvoir méthanogène (théorique) de 30% supérieur à
celui du fumier de truie sous digestion anaérobie en système discontinu. Dans

l’expérimentation de Moller (2004), le fumier porcin présent un potentiel de production de
méthane (L kg-1 VS) de 46 à 58% supérieur au fumier bovin. Cette production plus faible peut
être expliquée car la plu part du carbone biodégradable de l’alimentation bovine est déjà
digéré dans le rumen et l’intestin (Weiland, 2006). Il a aussi été fait un prétraitement des
fumiers par séparation, à travers le drainage de l’eau du substrat, ce qui donne des fractions
de fumier avec une concentration supérieure en volatiles solides. Cette technologie s’est
montrée avantageuse pour optimiser la quantité de biogaz produite par volume de substrat.
Les déjections porcines drainées ont présenté une productivité en méthane jusqu’à six fois
supérieure comparé aux déjections sans dilution (Moller et al., 2004).
La digestion anaérobie des fumiers de vaches laitières (Amon et al., 2007) a obtenu
des valeurs de production de méthane proportionnelles aux concentrations en protéines du
fumier (les meilleurs rendements en méthane ont été observés avec les plus hauts taux de
protéines). Par contre, la présence de lignine dans le fumier a réduit le rendement potentiel en
méthane. Dans l’expérimentation, l’alimentation et la production de lait des vaches étaient
variables. Donc, il a été observé que la réduction de la productivité en méthane ainsi que
l’augmentation de la proportion en lignine étaient reliés à l’intensité d’alimentation (quantité
d’aliment donné aux vaches) et à la production laitière des vaches.
La production de méthane de fumier équin (Kush et al, 2007) présent des valeurs
jusqu’à 22% supérieures avec le hachage du substrat (c’est-à-dire après avoir subi une
réduction de leurs dimensions). La difficulté la plus fréquemment observée lors de la
méthanisation de fumier de cheval est la séparation des phases des déjections, avec la
variabilité de la partie fibreuse par rapport à la phase liquide, partie qui n’est pas désirable
dans un biodigesteur en continu avec du lisier avec utilisation de grandes quantités de fumier
de cheval. Le fumier de cheval se révèle facilement digestible et il peut être utilisé comme un
mono-substrat dans un système discontinu en voie sèche (batch). Le traitement de
prédigestion utilisé était l’aération mais celui-ci n’a pas conduit à bons résultats car il a
provoqué des rendements plus faibles en biogaz (140 contre un maximum de 208 L CH4/kg
VS).
La méthanisation en continu d’un mélange des fumiers de mouton, lama et vache
laitière (Alvarez, 2009) présente une limite de charge organique (entre 4 et 6 de kg
VS/m3digesteur/jour), au dessous de laquelle la réaction bactérienne est inhibée. Cette
inhibition s’exprimé par une valeur plus basse de biodégradation du substrat (réduction des
volatiles solides), une faible production de méthane, ainsi qu’une faible proportion de
méthane dans le biogaz produit. L’expérimentation a démontré la possibilité de la
fermentation anaérobie des résidus animaux (malgré une faible productivité en méthane du
fumier ovin) en grandes altitudes (4000 m), dans une région caractérisée par des conditions
climatiques extrêmes (vents froids, grand oscillation thermique, etc.).
28
Déchets végétaux
Les déchets végétaux ont présenté une productivité moyenne de méthane de 232 litres
par kilogramme de matière sèche et de 173 m3 par tonne de matière fraîche. Par contre, ces
moyennes sont sous-estimées à cause des faibles productions en méthane des résidus de bois
et d’herbe (surtout en relation à matière fraîche pour le dernier substrat).
Ces résidus ont la particularité (sauf le résidu d’herbe) d’avoir une grande proportion
de matière sèche par rapport à leur volume (de 60 à 90% MS) ce qui conduit à une plus

grande productivité en méthane par tonne de matière fraîche. Elle est de 50 à 70% supérieure
comparée à la productivité des autres substrats. La supériorité de la production volumétrique
de méthane des pailles par rapport à celle des fumiers est expliquée aussi par leurs plus fortes
proportions en matières volatiles (Moller et al., 2004). Les pailles augmenteraient ainsi la
productivité volumétrique et aussi la production de biogaz par animal.
Par contre, dans les biodigesteurs à grande échelle, les résidus végétaux (comme les
déchets en bois) peuvent demander un temps de séjour plus long (dépendant de la
technologie, de l’inoculum et du type de substrat utilisé) pour qu’ils soient dégradés
(Demetriades, 2008). Il n’est donc, pas toujours possible d’obtenir une production optimale
de méthane pour les résidus de culture, spécialement s’ils sont méthanisés en système continu
et si le temps de séjour du substrat n’est pas compatible avec la période de production
maximale de méthane.
Les pailles des cultures d’oléo-protéagineux (colza et féverole) montrent une plus
grande productivité en méthane parmi tous les résidus végétaux étudiés, avec une moyenne de
392 litres par kilogramme de matière sèche (Figure 9). Cette productivité est de 82% plus
élevée que la production potentielle de méthane présentée par des résidus en bois (épinette et
tremble) d’une industrie d’éthanol (Demetriades, 2008). La productivité plus faible en
méthane par matière fraîche (53 m3CH4.ton-1 MF) a été obtenue avec des résidus d’herbe
provenant de prairie (aussi utilisé pour la production d’éthanol), malgré le fait que la
production de méthane lorsqu’elle est exprimée par rapport à la matière, se classe en seconde
position parmi les valeurs les plus élevées (240 L CH4/kg-1 MS). Ceci peut être expliqué par
le fait que l’herbe présente un faible contenu en matière sèche, comparé aux autres résidus,
soit d’environ 70% inférieure à la celui des pailles provenant d’oléo-protéagineux et de
céréales.
29
Figure 9: Productivité en méthane des déchets végétaux.
Au cours du processus de méthanisation des résidus végétaux, le facteur limitant est la
dégradation de la cellulose et la lignine qui représentent respectivement environ 50% et 5%
de la composition de la plante, alors que l’hémicellulose ne représente que 25%. Les

expérimentations actuelles cherchent donc à optimiser la production de biogaz de ces
matériaux, au travers de prétraitements pour rompre la structure complexe de la cellulose et la
rendre plus digestible pour les bactéries (Demetriades, 2008). Cependant, dans
l’expérimentation étudiée (Demetriades, 2008), les prétraitements des résidus végétaux ont eu
un effet favorable pour augmenter la production mais seulement avec l’herbe provenant de
prairie (de 5%), tandis qu’ils ont inhibé la production de méthane de l’épinette.
Le tourteau de tournesol peut être un substrat potentiel pour la méthanisation car il
induit un rendement élevé pour la production de méthane pour les 2 modes d’expression (par
rapport à la teneur en matière sèche et au poids frais).
30
Cultures énergétiques
Les cultures énergétiques (maïs, sorgho, Miscanthus et betterave) présentent une
productivité moyenne en méthane de 276 litres par kilogramme de matière sèche et de 70 m3
par tonne de matière fraîche. La productivité moyenne du maïs, du Miscanthus et du sorgho
est de 408 LCH4/kg MS.
La digestion anaérobie de la betterave (ensilage sans feuilles ou queue) induit de
faibles taux de méthane (Demirel et al., 2008 ; 2009) en comparaison avec les autres cultures
énergétiques. Leurs productivités potentielles sont 85% inférieures à la productivité du
Miscanthus et 78% que celles du sorgho et du maïs (Figure 10). Ceci peut être expliqué par le
fait que la betterave a une très basse teneur en volatiles solides (19% contre 95% des autres
cultures énergétiques), ce qui induit une faible biodégradabilité. Cette culture a aussi un faible
pouvoir tampon et procure des faibles quantités de nutriments pour la méthanisation.
Cependant, il n’est pas observé d’instabilités ou d’échecs dans le processus.
Figure 10: Productivité en méthane des cultures énergétiques.
Les tests de production biochimique de Miscanthus (Gunaselaan, 2004) ont prouvé
que plus de 90% du méthane est obtenu de ce substrat entre les jours 40 et 50 de fermentation.
L’expérimentation de digestion anaérobie en système discontinu de maïs (Amon et al.,
2007) a démontré qui la productivité en méthane (aussi comme en biomasse) est inversement

proportionnelle à la période végétative de la plante. La période optimale de récolte,
permettant la méthanisation et caractérisée par une productivité en matière sèche volatile et en
méthane atteignant la valeur maximale, peut variée de la fin du stade pâteux (pour les variétés
de maturité moyenne) jusqu’à la maturité pleine (pour les variétés tardives). La méthanisation
de différentes parties de la plante de maïs a aussi été testée. La digestion de la plante entière
de maïs conduit à la plus grande productivité en méthane (326 L CH4 kg-1 VS), suivi par le
mélange des grains et des épis de maïs (316 L CH4 kg-1 VS), les grains seuls (309 L CH4 kg-1
VS) et la plante sans grains ou épis (274 L CH4 kg-1 VS). Donc, la plante entière de maïs
contient plus de nutriments désirables pour la méthanisation que les autres parties de la plante
quand elles sont digérées individuellement, entrainant une production de méthane qui a été de
43 à 70% fois supérieur. Le mode de stockage optimal a été le maïs ensilé, car il a produit
25% plus de méthane que le maïs utilisé en vert.
L’analyse du potentiel en méthane du sorgho (Gunaselaan, 2004) a démontré que
l’utilisation de l’inflorescence avec les fleurs et graines conduit à une meilleure productivité
de méthane (522 CH4 kg-1 VS). Ainsi, plus de 90% du méthane est produit entre les 40 et 50
premiers jours de la fermentation (avec un temps de séjour de 100 jours).
31
Co-produits
Les déchets agroalimentaires présentent une moyenne du potentiel de productivité en
méthane supérieur à tous les autres substrats étudiés, soit de 354 L CH4 kg-1 MS. Par contre,
quand on considère la productivité par quantité de substrat frais, les résidus alimentaires
conduisent à un faible rendement, de 48 m3 par tonne de matière fraîche, soit 72% inférieur à
la productivité des déchets végétaux (ce que demande des quantités supérieures des déchets
agroalimentaires pour avoir une bonne productivité en méthane).
Dans l’expérimentation où la productivité potentielle en méthane de divers types de
fruits et légumes étaient comparés (Gunaselaan, 2004), plus de 90% du méthane a été produit
entre 40 et 50 jours de fermentation (pour un temps de séjour de 100 jours). Parmi les
matériels étudiés, les déchets de citrus ont montré une productivité potentielle en méthane
25% supérieure à celle de la cellulose (dont le sorgho comme témoin). Les meilleurs
rendements issus de la fermentation des citrus ont été obtenus avec l’utilisation des semences
– soit 30% supérieur quand comparée à la productivité de la fermentation de la pulpe pressée.
Les déchets de fruits et légumes sont des substrats disponibles en quantités abondantes
(quand l’exploitation s’est localisé près d’une agglomération urbaine/commune). Leur
utilisation pour la codigestion est bénéfique car ils ont de faibles proportions d’azote et de
phosphore - notamment pour la codigestion avec des fientes de poules, qui ont des hautes
teneurs en azote (ADEME et al., 2006).
3.2 Production potentielle en France
Il est considéré que l'agriculture est le secteur de l’économie qui représente le
potentiel de production de biogaz en France (Ragonnaud, 2005). L’ADEME a estimé en 2004
que la production française de déchets provenant de l’agriculture et de la sylviculture (374
MT) représentait 43% de la production totale des déchets (849 MT), ces chiffres incluant les
effluents d’élevage qui sont valorisés en tant qu’amendement organique. Il a été estimé que
les industries agricoles et alimentaires produisent 1,858 millions de tonnes de déchets tandis

que le secteur du « bois et de la fabrication des articles en bois » est responsable de 5,4
millions de déchets (MATHERY, 2007).
La consommation d’énergie primaire en gaz naturel en France était estimée en 2005, à
40.9 M Tep pour un total de consommation d’énergie de 276.5 M Tep1
(www.industrie.gouv.fr). Par contre, « la production de gaz en France ne représente que 2,4%
de la consommation primaire nationale. Elle avait repris et atteint 13,2 TWh en 2006, mais
retrouve en 2007 un niveau équivalent à celui de 2005 à 11,8 TWh » (statistiques 2007 du
Ministère de l’Agriculture). Si nous comptabilisons la production potentielle de méthane des
pailles, cultures énergétiques et déjections des animaux d’étable étudiées (si toute la
production était utilisée pour la méthanisation), un montant de 149 TWh pourrait être obtenu
(soit 12,8 M Tep de biogaz). Donc, la méthanisation des substrats agricoles n’est pas suffisant
pour couvrir les besoins français en tant que source de gaz naturel, par exemple. En plus, cette
production potentielle est fictive puisque il y a des pertes de rendement pendant le processus
de méthanisation. Par ailleurs, toute la ressource n’est pas disponible car il existe des conflits
d’usage et tous les agriculteurs ne mettront pas en place des unités de méthanisation (à
exemple de la production actuelle des boues agricoles de 3 kTep en tant qu’énergie thermique
et 5 GWh d’électrique). L’intérêt essentiel de la méthanisation agricole résiderait plutôt dans
la production d’une source d’énergie décentralisée à une échelle locale. Ainsi, le Plan Énergie
Climat du Conseil Régional de la Bourgogne prévoit le développement de la méthanisation
pour favoriser l’autonomie énergétique des exploitations agricoles et également pour
contribuer à un projet collectif de voisinage.
Pour estimer le potentiel de production de biogaz par les substrats et déchets agricoles,
il est également important de prendre en compte la compétition de leur utilisation par d’autres
filières (alimentation et litière animale, construction des bâtiments, biocarburants liquides,
compostage, énergie thermique en chaudières, fertilisation, etc.).
Il est considéré que la France détient l’un des plus gros potentiels de production de
biogaz agricole en Europe à cause de sa production de déjections animales issues des
élevages, comptabilisée à 300 millions de t/an (Cemagref, 2008). Nous estimons qu’en 2008
la production de fumier bovin, porcin et ovin (mélangés) était de 363 millions de tonnes,
l’équivalent à 13 253 millions de m3 de biogaz (11,5 M Tep) par an (si toutes les déjections
étaient traitées par la méthanisation). En considérant que la digestion de l’m3 de lisier de porc
produit de l’ordre de 25 kWh (Cemagref 2008), et qu’un porc produit 0,775 m3 de lisier par
jour, la production française annuelle, avec pour hypothèse la totalité du lisier traité par la
méthanisation est estimée en 104 634 Gwh. Les déjections animales sont les déchets qui
possèdent le moins de concurrence avec d’autres filières par rapport aux autres substrats
étudiés, mais ils sont néanmoins utilisés comme amendement et fertilisation par les
exploitations. Cependant, la méthanisation n’empêche pas cette utilisation puisqu’il reste en
tout état de cause un digestat à épandre sur les surfaces agricoles.
Entre 4,5 et 5,5 millions de tonnes de paille de céréales serait disponibles pour la
production d’énergie (en dehors de l’utilisation pour l’élevage) en France (Chambre
Agriculture Lorraine, 2007). Si la totalité des pailles disponibles étaient utilisées pour la
méthanisation, entre 972 et 1188 m3 de méthane pourraient être produites (équivalent à 0,87 –
1 Tep). Par contre, une partie du gisement de paille des céréales est déjà utilisée pour la
1 Facteurs de conversion: 1 m3 de gaz naturel est équivalent à 0,038 GJ ; à 10,54 KWh et à 0,00087 tep (tonne
équivalent de pétrole).
32

production d’énergie thermique (combustion) et comme matériau de construction. En 2006 il
été estimé que la valorisation non alimentaire des pailles avait régressé, notamment avec la
disparition des usages papetiers (Sourie, 2006). Des études de l’INRA démontrent que la
filière des pailles pour des fins non-alimentaires n’est pas assez développée car elle est
concurrencée par le bois qui fait l’objet d’un programme de développement important conduit
par l’ADEME. Par ailleurs contrairement aux biocarburants, les enjeux économiques liés aux
pailles sont jugés peu attractifs par les agriculteurs (faibles impacts sur leur revenu agricole,
etc.) (Sourie, 2006).
Une production potentielle de 195 m3 de méthane est estimée pour chaque tonne de
tourteau de tournesol digéré, soit l’équivalent à 0,18 Tep. Par contre, la demande en France de
ce substrat pour l’alimentation animale est supérieure à l’offre (consommation de 831 000
tonnes en 2001). Le tourteau de navette (similaire à celui du colza) a aussi montré un
potentiel de production de méthane en co-digestion avec le fumier bovin. Cependant, la
production de tourteau de colza est aussi entièrement utilisée pour l’alimentation des animaux
d’élevage, soit 800 000 tonnes de tourteaux. La France possède un déficit à 45% en protéines
pour l’élevage et la substitution du soja importé pour d’autres sources de protéine est un défi
actuel (www.agrosources2008.com), ce que fait de la méthanisation des tourteaux est trop
concurrentielle avec l’alimentation animale.
Le gisement forestier potentiellement mobilisable (des résidus de la récolte des bois
d’oeuvre ou de trituration transformée en plaquette forestière) était estimé en 2004, à 7,3 M
Tep par an (soit 1 tonne de bois anhydre équivalent à 0,43 Tep) (www.industrie.gouv.fr). La
méthanisation des mêmes résidus présente une production potentielle d’énergie de 10,7 M
Tep par an. Par contre la méthanisation des résidus de bois n’est pas encore économiquement
viable et exige plus d’études, notamment en ce qui concerne les prétraitements nécessaires
pour les rendre plus facilement biodégradable (Demetriades, 2006).
Par rapport à la production des cultures énergétiques, nous estimons (avec les données
de rendement français de 2008) que le maïs fourrage possède un potentiel de production de
méthane de 1,6 milliards de m3 par hectare (soit 1,4 Tep). Ce substrat est déjà utilisé dans des
installations de méthanisation à la ferme en France mais leur production est essentiellement
destinée à l’alimentation animale.
Le miscanthus, s’il est cultivé sur les surfaces de jachère dédiées aux cultures
industrielles autorisées (soit de 300 à 450 milliards d’hectares en 2007 -
www.ecologie.gouv.fr) représente un potentiel moyen de production de 1 188 millions de m3
de méthane (1 M Tep). Par contre, cette surface est déjà utilisée par d’autres cultures à fins
énergétiques comme le colza.
La méthanisation des déchets de fruits et légumes produit en moyenne 48 m3 de
méthane par tonne de matière fraîche (soit 0,04 Tep). L’incorporation des cosubstrats dans un
digesteur dépend de la disponibilité de ces matières dans la proximité de l’exploitation. Dans
le cas d’une unité de méthanisation que nous avons visité, le GAEC Beets à Saint Germain
des Prés, recevait gratuitement des déchets de carottes produites par une cantine. L’utilisation
des déchets alimentaires dans le processus de méthanisation des résidus agricoles est un
avantage pour les deux secteurs car c’est un débouché pour les déchets de l’industrie agro-alimentaire
33
et au même temps, ces résidus augmentent la production de biogaz.
Toutefois, les exemples donnés ne représentent pas la totalité du gisement mobilisable
des matières organiques fermentescibles d’origine agricole en France. Il est important de
prendre aussi en considération le potentiel méthanogène présenté par des déchets des agro-

industries (notamment les déchets des sucreries et de la viticulture) et des collectivités
(déchets verts et boues d’épuration).
34

35
Considérations finales
Les études sur les différents substrats susceptibles d’être méthanisées montrent que
l’utilisation des matières végétales et des résidus agroindustriels peuvent augmenter la
capacité de production de biogaz d’un méthanisateur car ses matières présentent de fortes
productivités potentielles en méthane (un fort pouvoir méthanogène). Par contre, la quantité
de biogaz produite sera influencée par les mélanges de substrats utilisés dans le méthaniseur
agricole. Ainsi, des études internationales sont actuellement entreprises pour optimiser la
productivité de biogaz des substrats végétaux afin de les utiliser comme co-substrats dans la
méthanisation des effluents de l’élevage. Des recherches sont donc effectuées pour accélérer
leur digestion car ces matières contiennent de fortes quantités de matériaux lignocellulosiques
difficilement biodégradables.
Un élément qui est aussi important que la productivité en méthane des substrats est
leur productivité volumétrique (quantité de méthane produite par rapport au volume de
matière organique fraîche entrant dans le digesteur). Une fois que les volumes à traiter ont été
établis, il est alors possible de dimensionner l’installation de méthanisation. Ce paramètre
n’ayant pas été pris en compte dans toutes les expérimentations, il n’a pas été possible de
comparer la productivité volumétrique des substrats. Aussi, nous n’avons donc pas pu classer
les substrats en terme de faisabilité technique et économique, puisqu’il faut considérer au-delà
du pouvoir méthanogène, le volume de substrat devant être utilisé dans le digesteur – ce qui
aura des conséquences sur les dimensions et donc sur les coûts des installations de
méthanisation.
Les différences entre les potentiels totaux théoriques de production en méthane des
substrats étudiées peuvent résulter non seulement de l’origine des matières organiques traitées
mais aussi des différentes conditions expérimentales ayant servi à obtenir les données
techniques. Avec seulement des données sur le pouvoir méthanogène des différents substrats,
il ne nous a pas été possible de tirer des conclusions quant à la faisabilité de la mise en place
de méthanisateur utilisant ces différents matériaux. Les expérimentations étudiées ont été
réalisées en laboratoire et ne représentent pas la production réelle des matières lorsqu’elles
sont utilisées dans un méthanisateur à une échelle industrielle. Pour l’analyse de la viabilité
de la mise en oeuvre d’une installation de méthanisation et au delà du pouvoir méthanogène
de la matière organique, il faudra également prendre en compte la disponibilité (gisement) du
substrat, les coûts de production, le prix d’achat d’électricité, les subventions
gouvernementales et les coûts d’installation et de mise en oeuvre du méthanisateur.
Pour dimensionner une filière de méthanisation à la ferme d’un substrat donné, il est
donc nécessaire de conduire des études plus approfondis sur les coûts de traitement de chaque
substrat en prenant compte la technologie de méthanisation utilisé. C’est une analyse qui est
effectué en France au cas par cas, à l’échelle des exploitations, par des organismes
spécialisées (Chambres de l’Agriculture et également bureaux d’étude privés). Même dans ce
cadre de figure, les études réalisées pour le dimensionnement d’une installation de
méthanisation à la ferme ne correspondent qu’au potentiel maximum attendu d’un digesteur
(Beline, 2006).

36
Références Bibliographiques
ADEME, ITCF : Étude Agrice. Résidus de culture : paille de céréales [brochure]. 1998.
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2008, 82 p.
38
Liste de personnes contactées :
- Béline, Fabrice : Cemagref (L'institut de recherche finalisée de référence pour la
gestion durable des eaux et des territories). Unité de recherche Gestion environnementale et
traitement biologique des déchets à Rennes. fabrice.beline@cemagref.fr.
- Wawrzyniak, Virginie Meier : chargée de mission sur les énergies renouvelables en
Franche-Comté de la TRAME-FRGDA (Réseau et centre de ressources agricole et
rural).v.wawrzyniak@trame.org.
- Frantz, Richard : chargé de mission Agriculture et Énergie Bio-méthanisation à
Lorraine de la TRAME (Réseau et centre de ressources agricole et rural).
- Zanella, Céline : suivi des projets de méthanisation à la ferme de la Chambre
d’Agriculture de Bourgogne. celine.zanella@dbmail.com.
- GAEC Beets à St. Germain des Près. Visite à l’installation de méthanisation en mai de
2009.

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